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Abschlussbericht zum
Verbundvorhaben
„Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet“
Teil A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“ Prof. Dr. R. Meißner, Dr. agr. H. Rupp, Dipl. Geogr. S. Bolze Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH – UFZ, Department Bodenphysik, Lysimeterstation Falkenberg Teil B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ Prof. Dr. P. Leinweber, Dr. rer. nat. G. Jandl, Dr. agr. habil. Ch. Baum Universität Rostock, Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät Teil C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“ Dr. habil. W. Frosch, Dr. U. Klee, Dr. F. Tetzlaff, Dipl. Ing. agr. M. Grau Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Agrar- und Ernährungswissenschaften, Professur für Landtechnik, Umwelt- und Kommunaltechnik Laufzeit des Vorhabens: 01.04.2007 – 31.12.2010 Projektkoordinierung Prof. Dr. R. Meißner Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH – UFZ, Department Bodenphysik, Lysimeterstation, Dorfstraße 55, 39615 Falkenberg e-mail: [email protected]
Das diesem Bericht zugrunde liegende Vorhaben wurde mit Mitteln des Bundesministeriums für Bildung und Forschung unter dem Förderkennzeichen 02WT0869 gefördert. Die Verantwortung für den Inhalt dieser Veröffentlichung liegt bei den Autoren.
Inhaltsangabe
Vorwort I Projekt A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“
Berichtsblatt - deutsch Berichtsblatt - englisch
I. Kurze Darstellung zu 1. Aufgabenstellung 1
2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 3 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 4 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 5
II. Eingehende Darstellung
1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 6 mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele
2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 65 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 66
4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in 67 Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordenen 70 Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11 72
Anlagen (nur als CD)
• Bericht des russischen Fernsehens über die Entnahme von monolithischen Bodensäulen am Okaauenstandort Ryazan
• Bericht der Ryazaner Zeitung über die Einrichtung der Pilotanlage zur
Phytoremidiation mit Weidenstecklingen aus Deutschland in der Okaaue bei Ryazan
• Informationsblatt über die Beschreibung der Stechvorrichtung zur Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen in russischer Sprache für die Messe „Goldener Oktober“ 2010 in Moskau
• Zusammenstellung der bisher zum Projektverbund erschienenen Publikationen
Projekt B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ Berichtsblatt - deutsch
Berichtsblatt – englisch I. Kurze Darstellung zu
1. Aufgabenstellung 1 2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 2 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 3 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 3
II. Eingehende Darstellung 1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 4
mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele 2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 31 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 32
4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in 33 Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordenen 33 Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11 35
Projekt C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“
Berichtsblatt - deutsch Berichtsblatt – englisch
I. Kurze Darstellung zu 1. Aufgabenstellung 1 2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 2 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 4 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 5
II. Eingehende Darstellung 1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 5
mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele 2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 61 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 61
4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in 63 Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordenen 64 Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11 64
I
VORWORT zum
Verbundvorhaben „Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet“
Flussauen stellen ein Bindeglied zwischen terrestrischen und aquatischen Ökosystemen dar.
Sie sind durch Böden sowie eine Vegetation und Tierwelt gekennzeichnet, die mit der
Überflutungsdynamik, dem Abflussgang von Flüssen und den Grundwasserständen
korrespondieren. Besonders durch Flutereignisse werden die im Auenboden ablaufenden
Prozesse (wechselnde Grundwasserstände und daraus resultierende unterschiedliche
Bodenfeuchtepotenziale und Redoxverhältnisse) sowie die damit einhergehenden Importe
und Exporte von organischen Substanzen, Nähr- und Schadstoffen essentiell beeinflusst.
Allgemein gelten Auen aufgrund ihrer morphologischen Position und der hier anzutreffenden
Böden, die sich meist durch gute Sorptionseigenschaften auszeichnen, als Stoffsenken
bezüglich der meist oberflächlich durch Hochwässer eingetragen Stoffe aus den
umgebenden Landschaftsräumen; gleichzeitig fungieren sie aber auch als
Transformationssystem mit einseitig gerichteten Stoffverlagerungen vom Ober- zum
Unterlauf.
Aus der nationalen und internationalen Literatur ist bekannt, dass besonders Flussauen,
bedingt durch Hochwasserereignisse, mit Schadstoffen kontaminiert sind. Während in den
letzten Jahren Fortschritte bezüglich der Identifikation von belasteten Arealen innerhalb der
Auen erzielt wurden, fehlt es nach wie vor an Strategien und praktikablen technologischen
Lösungen zur Sanierung von belasteten Standorten. Als aussichtsreiches Verfahren zur
Problemlösung wird die Phytoremediation angesehen. In Europa ist in mehreren Labor- und
Gefäßexperimenten die grundsätzliche Möglichkeit der Dekontamination von
schadstoffbelasteten Böden durch den Anbau schnell wachsender Baumarten gezeigt
worden. Grundlagenforschung führte zur Verfahrensoptimierung durch Inokulation der
Bäume mit Ektomycorrhizapilzen und Helferbakterien. Jedoch ist die Effizienz der
Phytoremediation, einschließlich technologischer Fragen der energetischen Holzverwertung
noch nie in Freilandexperimenten unter praxisnahen Bedingungen gezeigt worden. Dies ist
ein generelles Hindernis für die breite Anwendung dieser „sanften“ Bodensanierung.
Deshalb bestand die Zielstellung, im Rahmen eines deutsch-russischen
Forschungsprojektes mit interdisziplinären Partnern in situ Versuche zur Bodensanierung mit
auentypischen Gehölzen (vor allem Weiden und Pappeln) an belasteten Standorten im
Einzugsgebiet der Wolga, speziell dem bedeutsamen Nebenfluss und ergänzend in der
Elbaue durchzuführen. Integraler Bestandteil dieses Vorhabens sollen auch technisch-
technologische Untersuchungen zur verfahrenstechnischen Konzipierung und
Bewirtschaftung dieser Plantagen sowie zur energetischen Nutzung des Holzaufwuchses
II
einschließlich der Entsorgung der dabei anfallenden Reststoffe sein. Die bilateralen
Untersuchungen sollen sich dabei auf folgende Schwerpunkte konzentrieren:
- Anlage und Durchführung von Gefäßversuchen (Säulenversuche mit ungestörten Böden)
und in situ Untersuchungen im Pilotmaßstab an mit anorganischen und organischen
Schadstoffen kontaminierten Böden im Einzugsgebiet der Wolga und ergänzend in der
Elbaue
- Nachweis der Phytoextraktion von Schwermetallen (vor allem Cadmium und Zink) aus den
kontaminierten Böden sowie der Biodegradation von organischen Schadstoffen in der
Rhizosphäre
- Erarbeitung von verfahrenstechnischen Lösungen zur Anlage und Etablierung von
gesunden und damit leistungsfähigen Baumbeständen als essentielle Voraussetzung zur
Durchführung von großflächigen Bodensanierungen
- Konzipierung von Strategien zur thermischen Energiegewinnung aus Biomasse unter
Berücksichtigung der Ascheentsorgung einschl. der entstehenden Rauchgase
- Ableitung von Handlungsstrategien zur praktischen Nutzung der Ergebnisse
Die Realisierung erfolge durch Finanzierung des BMBF als Verbundvorhaben im Zeitraum
01.04.2007 bis 31.12.2010 mit der Vorhabensbezeichnung:
„PHYTOREMEDIATION VON KONTAMINIERTEN AUENBÖDEN IM WOLGA-EINZUGSGEBIET“
Die Bearbeitung erfolgte in Form von folgenden Teilprojekten (TP): TP A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“ (FKZ: 02Wt0869) Forschungsnehmer und Verbundprojektkoordinator: Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung – UFZ TP B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ (FKZ: 02WT0870) Forschungsnehmer: Universität Rostock TP C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“ (FKZ: 02WT0871) Forschungsnehmer: Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg Russischer Forschungspartner für alle Teilprojekte: VNIIGIM – Institut für Hydrotechnik und Melioration Moskau Die Ergebnisse werden in Form eines gemeinsamen Abschlussberichtes auf der Grundlage
der im Zuwendungsbescheid vorgegebenen Regelungen vorgestellt. Dabei wurden für jedes
Teilprojekt ein kurz gefasster Informationsbericht und ein ausführlicher Sachbericht
einschließlich Berichtsblatt in deutscher und englischer Sprache erstellt. Der ebenfalls für
jedes Teilprojekt eigenständig angefertigte Erfolgskontrollbericht wurde nur an den
III
Zuwendungsgeber, Bibliothek des BMBF, und den Projektträger Karlsruhe,
Wassertechnologie und Entsorgung (PTKA-WTE), versandt. Sowohl die Einzelberichte als
auch die darin genannten Anlagen und bereits erschienenen Publikationen sind auf einer
dem Abschlussbericht beiliegenden CD in elektronischer Form zusammengestellt.
BMBF-Vordr. 3831/03.07_2
Berichtsblatt
1. ISBN oder ISSN
2. Berichtsart (Schlussbericht oder Veröffentlichung) Endbericht
3. Titel Gemeinsames Forschungsprojekt Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet Unterprojekt: Hydrologie von Auenböden und Mechanismen der Schadstofffreisetzung
4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Meißner, Ralph, Prof. Dr. Rupp, Holger, Dr. Bolze, Sebastian, Dipl. Geogr.
5. Abschlussdatum des Vorhabens 31.12.2010
6. Veröffentlichungsdatum
7. Form der Publikation
8. performing organization(s) (name, address) Helmholtz Zentrum für Umweltforschung – UFZ Department Bodenphysik, Lysimeter Station Postfach 500136 04301 Leipzig
9. Ber. Nr. Durchführende Institution B522108 10. Förderkennzeichen 02WT0869
11. Seitenzahl 73
12. Fördernde Institution (Name, Adresse) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. Literaturangaben 64
14. Tabellen 18
15. Abbildungen 22
16. Zusätzliche Angaben
17. Vorgelegt bei (Titel, Ort, Datum)
18. Kurzfassung Schwebstoffe und Feinsedimente, die mit den Flüssen transportiert werden, sind oftmals mit Schwermetallen und Arsen belastet. Diese Verbindungen gelangen bei Hochwasserereignissen in Auensysteme, wo sie sich speziell in Bereichen mit geringer Fließgeschwindigkeit absetzen. Als eine direkte Folge dieser Sedimentationsprozesse können Böden und Pflanzen in Flussauen ein Belastungsniveau aufweisen, das die Prüf- und Vorsorgewerte der Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung überschreitet. Auf der Grundlage von Voruntersuchungen an Flussauenböden der Elbe (Deutschland) und der Wolga (Russland) wurden Feldmessplätze etabliert um zu überprüfen, ob die Phytoremediation mit Weiden und Pappeln eine geeignete Methode zur Sanierung kontaminierter Standorte ist. Die Ergebnisse zeigten, dass die Inokulation von Weiden mit Ektomykorrhiza-Pilzen und mit Ektomykorrhiza assoziierten Bakterien die Wirksamkeit der Phytoremediation fördert. Untersuchungen auf verschiedenen Skalenbereichen (Feld, Lysimeter und Mikrokosmos) waren notwendig, um die wesentlichen biogeochemischen Prozesse zu identifizieren, die die Dynamik von Arsen und Schwermetallen in Auenböden bestimmen. Dieser skalenübergreifende und integrierte Forschungsansatz eröffnet neue Möglichkeiten für die künftige Grundlagen- und angewandte Forschung in Feuchtgebieten. Des Weiteren war es möglich, die auf den kontaminierten Standorten aufwachsende Biomasse nach thermo-chemischer Vergasung in einem Blockheizkraftwerk (BHKW) für die Erzeugung von Wärme und Elektroenergie zu verwerten. Das Projekt machte deutlich, dass die Phytoremediation ein innovativer Ansatz für die Sanierung von schwermetallbelasteten Auenböden ist und kontaminierte Böden ein Potential für die Erzeugung von Bioenergie aufweisen.
19. Schlagwörter Phytoremediation, kontaminierter Auenboden, Inokulation, Schwermetallaufnahme, Lysimeter, Feldversuch
20. Verlag
21. Preis
BMBF-Vordr. 3831/03.07_2
BMBF-Vordr. 3832/03.07_2
Document Control Sheet
1. ISBN or ISSN
2. type of document (e.g. report, publication) Final report
3. title Joint research project: Phytoremediation of contaminated floodplain soils in the Volga-river catchment; Subproject: Hydrology of floodplain soils and release mechanisms of contaminants
4. author(s) (family name, first name(s)) Meißner, Ralph, Prof. Dr. Rupp, Holger, Dr. Bolze, Sebastian, Dipl. Geogr.
5. end of project 31.12.2010 6. publication date
7. form of publication
8. performing organization(s) (name, address) Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ Department Soil Physics, Lysimeter Station Post box 500136 04301 Leipzig
9. originator’s report no. B522108 10. reference no. 02WT0869
11. no. of pages 73
12. sponsoring agency (name, address) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. no. of references 64
14. no. of tables 18
15. no. of figures 22
16. supplementary notes
17. presented at (title, place, date)
18. abstract
Particulate matter and fine sediments transported by rivers are often loaded with heavy metals and arsenic. These substances are transported during flood events in the floodplains and settled down in areas with almost stagnant flow velocity. As a consequence of these sedimentation processes floodplain soils and plants can have contamination levels which exceed valid reference and precaution values of the German Federal Soil Protection and Contaminated Site Ordinance ((BBodSchV). Based on measuring data from floodplain soils at the rivers Elbe (Germany) and Volga (Russia) experimental field trials have been established with the aim to test if phytoremediation with willows and poplars is a suitable method to restore these contaminated areas. The results showed that willows which have been inoculated with ectomycorrhizal fungi and ectomycorrihiza associated bacteria enhance phytoremediation efficiency. Multi scale studies (microcosm – lysimeter – field trial) effectively identified and verified the major biogeochemical processes in floodplain soils that explain arsenic and heavy metal pollution dynamics. This comprehensive and integrated methodology has potential for similar future scientific and applied studies at many wetland sites word-wide. Furthermore, it is possible to use the biomass from the contaminated floodplains after a thermo chemical gasification procedure in a combined heat and power unit (CHP) for generating heat and electricity. The project demonstrated that phytoremediation is an innovative approach to remediate floodplain soils which are contaminated with heavy metals and the contaminated areas are a further potential for the production of bioenergy.
19. keywords phytoremediation, contaminated floodplain soil, inoculation, heavy metal uptake, lysimeter, field trail
20. publisher
21. price
BMBF-Vordr. 3832/03.07_2
1
I Kurze Darstellung zu
1. Aufgabenstellung
Das Gesamtziel des Verbundvorhabens bestand im praktischen Nachweis der Eignung
der Phytoremediation als kostengünstiges Verfahren zur Sanierung von kontaminierten
Flussauenstandorten in den Einzugsgebieten der Wolga (Russland) sowie der Elbe
(Deutschland). Zur Realisierung dieser Zielstellung wurden neben grundlegenden
Untersuchungen zur Aufnahme von Schwermetallen durch Pflanzen in situ Versuche zur
Bodensanierung mit auentypischen Weidenstecklingen an belasteten Standorten im
Bereich der Elbe bei Schönberg (Flusskilometer 438, Sachsen-Anhalt) und der Wolga,
speziell dem Nebenfluss Oka, im Gebiet von Ryazan (ca. 200 km südöstlich von Moskau)
angelegt und durchgeführt. Integraler Bestandteil dieser Arbeiten waren Untersuchungen
zur energetischen Nutzung der erzeugten Biomasse.
Die Aufgaben der AG Meißner bestanden neben der Koordination des Verbundvorhabens
in
(1) der Erfassung der Kontaminationspotenziale, speziell im Bereich der Oka, der
Auswahl von geeigneten Versuchsstandorten und dem Aufbau von
entsprechenden Versuchseinrichtungen in Russland und ergänzend in
Deutschland und
(2) der Durchführung von experimentellen Untersuchungen in differenzierten
Skalenbereichen (vor allem Lysimeter und in situ Auenuntersuchungsstandort;
ergänzend Mikrokosmenuntersuchungen finanziert aus Eigenmitteln) zur
Aufklärung des Freisetzungsverhaltens von Schadstoffen, speziell
Schwermetallen, bei unterschiedlichen Wasserständen (hydrologisches Regime)
und damit einher gehender Veränderungen des Redoxpotenzials.
2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde
Die AG Meißner verfügt über langjährige Erfahrungen bezüglich der Konzipierung und
Realisierung von Lysimeter- und Freilanduntersuchungen. Des Weiteren ist darauf
hinzuweisen, dass bereits langjährige Kontakte zum russischen Kooperationspartner, dem
VNIIGIM Institut für Hydrotechnik und Melioration in Moskau, hinsichtlich der erfolgreichen
Durchführung von BMBF finanzierten Forschungsvorhaben (Projektverbünde „Oka-Elbe“
und „Wolga-Rhein“) bestehen. Vorteilhaft für die Durchführung des Vorhabens war auch,
2
dass vom Untersuchungsstandort Schönberg in der Elbaue grundlegende pedologische
und hydrologische Daten aus früheren Forschungsvorhaben vorlagen, eine
Grundausstattung bezüglich der Messtechnik zur Verfügung stand und ein in situ
Feldversuch mit Pappeln und Weiden bereits im Oktober 2005 mit Eigenmitteln in
Kooperation mit dem Partner Universität Rostock angelegt wurde. Positiv auf die
Durchführung des Vorhabens wirkte sich auch die bereits bestehende enge
Zusammenarbeit mit der Universität Halle-Wittenberg und der dort vorhanden technischen
Ausstattung in Form einer Versuchsanlage zur energetischen Umsetzung von fester
Biomasse aus.
Die Zusammenarbeit zwischen den Partnern UFZ, Universitäten Rostock und Halle-
Wittenberg wurde in Form eines auch vom Zuwendungsgeber geforderten
Kooperationsvertrages, der im Mai 2007 abgeschlossen wurde, geregelt. Des Weiteren
wurde seitens des UFZ mit der Firma Umwelt-Geräte-Technik GmbH (UGT)-Müncheberg
ein Werkvertrag zur Entnahme von monolithischen Bodensäulen mit einem vom UFZ und
UGT patentierten Fräsverfahren an einem russischen Auenstandort abgeschlossen.
3. Planung und Ablauf des Vorhabens
Die im Antrag ausgewiesene Meilensteinplanung umfasste die nachfolgend genannten
Positionen:
1. VI/2007: Auswahl der Flächen für die Anlage von 2 Freilandversuchen in Russland
und Bepflanzung der Flächen mit den vom Projektpartner Uni Rostock zur Verfügung
gestellten Inokulaten
2. VII/2007: Monolithische Entnahme von 12 Bodenmonolithen an 2 Standorten und
Einrichtung der Gefäßstation mit den Bodensäulen
3. IX/2007: Schulung der russischen Partner zur Gewährleistung der möglichst
weitgehend eigenständigen Durchführung des Versuchsprogramms (besonders
Redoxmessung, sequentielle Analytik, Grundlagen der thermischen Verwertung,
gemeinsam mit Partnern Uni Rostock und Uni Halle)
4. IV/2008: Auswertung der Gefäßversuche ohne Bewuchs und Erweiterung mit
Inokulaten von den russischen Entnahmestandorten
5. VIII/2008: Zwischenauswertung der Freilandversuche
6. IX/2008: Bereitstellung von Probenmaterial zur thermischen Verwertung von
Biomasse aus den russischen Untersuchungsgebieten für den Partner Uni Halle
3
7. III/2009: Überprüfung der Grundwassersteuerungsmechanismen in den
Gefäßversuchen und ggf. Modifikation durch Einstellung anderer Steuerstrategien
8. XII/2009: Fertigstellung Versuchsauswertung und Ableitung von Schlussfolgerungen
für die praktische Anwendbarkeit des Verfahrens der Phytoremediation auf
kontaminierten Standorten mit wechselnden Grundwasserständen (Abschlussbericht,
Publikation der Ergebnisse)
Vor allem bedingt durch technische Transportprobleme sowie natürliche Ereignisse in
Form von Hochwässern und Trockenperioden kam es zu Verzögerungen bei der
Einrichtung der Experimentalflächen. Erschwerend wirkte ferner die im Vergleich zu
deutschen Auenstandorten geringe Belastung von Standorten im Bereich der Oka. Erst
längerfristige Recherchen und Detailuntersuchungen führten zur Auswahl eines
geeigneten in situ Standortes im Bereich der Oka bei Ryazan. Es wurde daher
beschlossen, die Untersuchungen auf einen in situ Standort in Russland zu beschränken.
Große Schwierigkeiten bereitete der Export von Versuchseinrichtungen nach Russland.
Die von Hand zu transportierenden Materialien (Sonden, Messgeräte, Probeflaschen etc.)
wurden sowohl von den deutschen als auch den russischen Wissenschaftlern als
Handgepäck deklariert und bei den Flügen mitgenommen. Als besonders schwierig
erwies sich jedoch die Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen mit Hilfe einer
speziellen Stechvorrichtung, die zunächst exportiert und dann wieder reimportiert werden
musste. Trotz langjähriger Erfahrungen der Firma UGT beim Export von
Umweltmesstechnik und der Vorlage einer von deutschen Behörden genehmigten Ex-
und Import-Bescheinigung gelang es im ersten Anlauf nicht, den Meilenstein planmäßig
zu realisieren. Die Materialien wurden mit der russischen Fluglinie Aeroflot im Juli 2008
nach Moskau transportiert, konnten aber dort trotz intensiver persönlicher Bemühungen
seitens des Projektnehmers, des russischen Partners und des Projektträgers, der auch
das BMBF involvierte, nicht aus dem Zoll herausgeholt werden. Ein zweiter Versuch
erfolgte im Herbst 2010. Es gelang, wie im Projekt vorgesehen, 12 Bodensäulen von
insgesamt 2 Standorten aus der Okaaue zu entnehmen (Dokumentation der Entnahme
durch einen Bericht des russischen Fernsehens). Diese Säulen wurden mit einer
Filterschicht ausgestattet und in einem Lager in Solotscha, einer Filiale des VNIIGIM
Moskau, zur Überwinterung abgestellt. Die russischen Kollegen sicherten zu, die
Bodensäulen nach dem Ende der Frostperiode in einer Lysimeterstation zu installieren.
Die Materialen einschließlich Messapparaturen und Sonden zum Betrieb dieser Station
wurden entsprechend der im Antrag genannten Bedarfsaufstellungen nach Russland
geliefert. Auch die Geräte zum Betrieb des russischen in situ Messfeldes wurden
4
planmäßig von deutscher Seite bereitgestellt. Die Weidenklone zur Bepflanzung des
Messfeldes wurden von den Rostocker Partnern geliefert und gemeinsam mit den
russischen Partnern im Mai 2010 eingepflanzt. Leider war der Frühsommer nach der
Bepflanzung sehr trocken, so dass ein Teil der Stecklinge nicht anwuchs. Es erfolgte eine
Nachlieferung nach Projektende im März 2011. Leider konnte aus den genannten
Gründen kein Probenmaterial zur thermischen Verwertung von Biomasse aus den
russischen Untersuchungsgebieten für den Partner Uni Halle bereitgestellt werden.
Jedoch verfügt nun die russische Seite, wie im Antrag zugesichert, über ein komplett
ausgestattetes in situ Messfeld und eine Kleinlysimeterstation mit monolithischen
Bodensäulen.
Da die Realisierung des Baus der Lysimeteranlage in Russland während des
Projektzeitraumes aufgrund der bereits vorliegenden Erfahrungen sehr ungewiss war,
wurde rechtzeitig nach Alternativmaßnahmen zur Erfüllung der im Arbeitsplan enthaltenen
Zielstellungen gesucht. Es wurde deshalb aus Eigenmitteln des UFZ eine
Kleinlysimeteranlage, bestehend aus 4 monolithisch gewonnenen Bodensäulen vom
Elbauenstandort Schönberg in der UFZ Forschungsstelle in Falkenberg errichtet.
Ergänzend dazu wurde aus Haushaltsmitteln des UFZ eine vorhandene
Mikrokosmenanlage instandgesetzt und modernisiert, um damit spezielle kleinskalige
Versuche an Bodenproben aus den russischen und deutschen
Auenuntersuchungsstandorten vornehmen zu können.
Über die hier zusammenfassend dargestellten Probleme bei der Durchführung des
Projektes wurde der Projektträger in den Zwischenberichten umfassend informiert. Des
Weiteren erfolgten bei aktuellen Anlässen (z.B. Zollprobleme, Materialtransport etc.) noch
zusätzliche Informationen direkt an den Projektträger. Es wird eingeschätzt, dass die Ziele
des Projektes, auch aufgrund der gewährten Laufzeitverlängerung bis XII/2010,
insgesamt erfüllt wurden.
4. Wissenschaftlicher und technischer Stand
Ausgehend von der Hypothese, dass Schwermetalle in kontaminierten Auenböden nur
partiell fest gebunden sind und der Rücklösung unterliegen, erfolgte die Konzeption,
Anlage und Realisierung von experimentellen Untersuchungen zur Stoffdynamik und zu
den Stofffreisetzungsprozessen. Die Versuche konzentrierten sich zunächst auf die
Skalenbereiche Auen-Lysimeter und in situ Elbauenstandort Schönberg. Diese
5
Experimente wurden ergänzt durch Untersuchungen in Mikrokosmen. Es stellte sich
heraus, dass sowohl der fluktuierende Grundwasserstand als auch das sich dabei immer
wieder neu einstellende Redoxpotenzial die entscheidenden Faktoren für das
Freisetzungsverhalten von Schwermetallen darstellen. Während die Lysimeter- und
Mikrokosmenuntersuchungen ein weitgehend identisches Verhalten bezüglich der
Schwermetall- und Arsenmobilität aufwiesen, traten zum Teil erhebliche Abweichungen zu
den in situ Untersuchungen auf. Die Ursache hierfür ist das unter Naturbedingungen
komplexe Zusammenwirken unterschiedlicher Einflussfaktoren, die bei Mikrokosmen- und
Lysimeteruntersuchungen separiert bzw. einzeln erfasst werden können. Speziell wurde
festgestellt, dass Arsen, Kobalt und Nickel bei Überflutungsbedingen und damit
verbundenen Verminderungen des Redoxpotenzials mobilisiert werden. Demgegenüber
wurden die höchsten Chromkonzentrationen bei einem maximalen Redoxpotenzial
gemessen. Aus Umweltgesichtspunkten ist besonders darauf hinzuweisen, dass die
Arsenkonzentration im Hochwasserfall sogar den Prüfwert der Bundes- Bodenschutz- und
Altlastenverordnung (BBodSchV, 1999) für den Transferpfad Boden – Grundwasser
überschreitet. Die hier erstmals eingesetzte skalenübergreifende Versuchsmethodik stellt
eine solide Basis für weiterführende Untersuchungen zum Freisetzungs- und
Transferverhalten von Kontaminanten in Böden mit wechselnden hydrologischen
Regimen dar.
5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen
Die Zusammenarbeit konzentrierte sich vor allem auf Abstimmungen zwischen den
deutschen Partnern UFZ mit den Universitäten Halle-Wittenberg und Rostok. Integraler
Bestandteil der Kooperation war die Zusammenarbeit mit dem russischen Partner
VNIIGIM Moskau. Es fanden regelmäßig Konsultationen zwischen den deutschen
Partnern zum Arbeitsfortschritt statt. Sämtliche Reisen zum russischen Partner wurden
langfristig geplant und so organisiert, dass ein möglich hoher Gewinn für den
Projektforschritt erzielt werden konnte. Die enge Zusammenarbeit zwischen den Partnern
drückt sich vor allem aus in gemeinsamen Publikationen und der im März 2009
durchgeführten Projektschulung für den russischen Partner an den Standorten Rostock
(Analytikschulung), Falkenberg (Schulung an hydrologischen Messgeräten) und Halle
(Schulung an der Demonstrationsanlage zur thermochemischen Umsetzung von fester
Biomasse). Auch wurde der Lehrfilm über die „Phytoremediation“, der Bestandteil einer
Bachelor-Arbeit der Universität Magdeburg, Institut für Medien, ist, in enger
6
Zusammenarbeit zwischen den Partnern erstellt. Er wurde in einer Kurzversion auch mit
russischen Untertiteln erstellt und dem VNIIGIM zur Verfügung gestellt.
Eine enge Kooperation bestand auch zur Firma UGT- Müncheberg (KMU). Zwischen dem
UFZ und der UGT wurden gemeinsame Arbeiten zur Modifizierung eines Verfahrens zur
Entnahme von ungestörten Bodensäulen in Auenstandorten durchgeführt. Es wurde ein
modifiziertes Entnahmegerät für Bodensäulen mit einem Durchmesser von 30 cm und
einer Tiefe bis zu ca. 1 m entwickelt. Dieses Gerät wurde erstmals 2008 zur Entnahme
von Bodensäulen am Elbauenstandort Schönberg eingesetzt. Es wurde 2010 nach
Russland exportiert, dort für die Entnahme der 12 Bodensäulen an 2 Standorten bei
Ryazan eingesetzt und auf der internationalen Land- und Kommunaltechnikmesse
„Goldener Herbst“ in Moskau präsentiert und wieder reimportiert.
II Eingehende Darstellung
1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele
(1) Erfassung der Kontaminationspotenziale, speziell im Bereich der Oka, der
Auswahl von geeigneten Versuchsstandorten und dem Aufbau von entsprechenden Versuchseinrichtungen in Russland und ergänzend in Deutschland
Standortauswahl und Erfassung der Kontaminationspotenziale
Grundlagen
Die Auswahl der Standorte war im russischen und im deutschen Untersuchungsgebiet
durch sehr unterschiedliche Voraussetzungen geprägt. Im Rahmen von vorangegangenen
Projekten "Wirkung von Hochwasserereignissen auf die Schadstoffbelastung von Auen
und kulturwirtschaftlich genutzten Böden im Überschwemmungsbereich von Oka und
Elbe" (BMBF-Forschungsvorhaben FKZ 02 WT 9617/0), „Quantifizierung des
Bodenwasser- und Stoffhaushaltes in Flussauen – Grundlage für
Managementmaßnahmen zum Schutz der Wasserressourcen“ (BMBF-
Forschungsvorhaben 02-WT9959, AquaTerra – Integrated Modelling of the river-
sediment-soil-groundwater system; advanced tools for the management of catchment
areas and river basins in the context of global change (EU-ForschungsvorhabenNr.
505428 (GOCE)) und Euro-Limpacs - Integrated project to evaluate impacts of global
7
change on European freshwater (EU-Forschungsvorhaben Nr. OND1304175) wurde eine
gute Kenntnis über die Belastungssituation des deutschen Standorts, der sich in der Elb-
Mäanderschleife bei Schönberg-Deich (Flusskilometer 435 – 440) befindet, erarbeitet. Die
Fläche weist zum Teil sehr hohe Schadstoffbelastungen auf. In Russland konnte der
Projektstandort erst im Ergebnis umfangreicher Voruntersuchungen ausgewählt werden,
da er sich im Überflutungsbereich der Oka befinden und aufgrund der Anlage eines
Freilandversuches zur Phytoremediation eine hohe Vorbelastung aufweisen sollte.
Elbauenstandort
Der deutsche Versuchsstandort befindet sich linkselbisch an der unteren Mittelelbe bei
Flusskilometer 438 in der rezenten Elbaue (52°54’22”N, 11°52’13”E, Abb. 1). Der Standort
ist in der altmärkischen Wische (Sachsen-Anhalt) gegenüber der Einmündung der Havel
(Gnevsdorfer Vorfluter) in die Elbe gelegen. Die Mäanderschleife wird durch von Ost nach
West laufende Flutrinnen gegliedert (Abb. 2), die auch das Überflutungsgeschehen
maßgeblich steuern.
Abb. 1 Lage des Untersuchungsgebietes im Einzugsgebiet der Elbe
8
Abb. 2 Luftbild vom Elbauenstandort Schönberg mit den Standorten der Messplätze bzw. der Lysimeterentnahme (Quelle: Google Earth)
Im Mittel der Jahre 2005 – 2010 wurde in der Lysimeterstation Falkenberg des Helmholtz
Zentrums für Umweltforschung (6 km südwestlich des Untersuchungsstandorts) eine
mittlere Niederschlagsmenge von 586 mm gemessen (Tab. 1).
Tab. 1 Niederschlagsmengen am UFZ-Standort Falkenberg
2005 2006 2007 2008 2009 2010
Niederschlag 507 460 802 632 526 590
Mittlere Temperatur 9,4 10,0 10,3 10,1 9,5 9,2
Der Standort liegt im Bereich der westlichen Verlängerung des Berliner Urstromtals und
wurde während der jüngsten Vereisung (Weichselkaltzeit) nicht mehr von den Gletschern
überfahren. Das Elbtal wird von Niederterrassensanden der Weichselvereisung geprägt.
Sie sind von holozänen Sanden und Schluff dominierten Auenlehmen überdeckt. Der
erste Grundwasserleiter wird von einer in 30 m Tiefe erbohrten Tonschicht (Liegendes)
begrenzt.
Die Übersichtskarte der Böden Sachsen-Anhalts (1:400.000) weist für die den Standort
umfassende Mäanderschleife Gleye aus lehmigem Auensand über Niederungssand und
Schotter aus lehmigem Auensand aus. Die vorläufige Bodenkarte 1:50.000 für Sachsen-
Anhalt dokumentiert für den Standort Gleye aus Auensand und carbonathaltigem
9
Auensand über fluvilimnogenem Sand. Der Standort wurde bodenkundlich als Vega-Gley
aus Auenlehm über Sand angesprochen (Abb. 3). Die pedologischen Basiskennwerte des
Standortes sind in Tabelle 2 zusammengestellt. Der Standort weist eine starke Belastung
mit Schwermetallen auf, die jedoch aufgrund von Querbauwerken (Fahr- und Gastrassen)
in der Flutrinne als reliktisch angesehen werden kann. Dies wird auch durch geringe an
diesem Standort gemessene Sedimentationsraten gestützt.
Abb. 3 Bodenprofil vom Untersuchungsstandort Schönberg
Tab. 2 Bodenphysikalische und bodenchemische Basiskennwerte des Elbauenstandortes Schönberg
Horizont Tiefe
(cm)
T
%
U
%
S
%
Corg
%
N
%
S
%
pH
(CaCl2)
Ah 0 – 10 19,4 71,7 8,9 10,9 0,858 0,285 5,6
Ah-Go 10 – 20 21,7 72,4 6 7,2 0,534 0,166 5,8
Gro1 20 – 50 30,2 57,6 12,4 1,1 0,108 0,003 6,1
Gro2 50 – 60 12,2 27,7 60,2 0,37 0,04 -0,9 6,2
Gro3 60 – 70 17,9 64,4 17,8 0,6 0,043 -0,9 6,2
10
Der Standort wird als Grünland genutzt. In der Regel erfolgt im Mai eine erste Mahd;
daran schließen sich entweder eine Beweidung durch Rinder oder ein zweiter Schnitt im
Juni/Juli an. Im Gebiet sind außerdem noch Relikte von Auwald vorhanden, die aber
durch die Weidewirtschaft beeinträchtigt sind. Die Nutzung des Gebietes als Weideland
stellt ein großes Problem dar, da die über das Hochwasser eingetragen Schadstoffe sich
auf den Pflanzen ablagern und von den Tieren aufgenommen werden können bzw. am
Boden verbleiben, dort akkumulieren und ausgewaschen oder von den Pflanzen
inkorporiert werden können. Zudem zeugen eine Reihe von Schützen- und Panzerlöchern
von der militärischen Nutzung der Fläche durch die Armee der ehemaligen Sowjetunion.
Das Abflussgeschehen der Elbe zeichnet sich durch ein typisches Regen/Schnee-Muster
aus. Im Frühjahr sind hohe Abflüsse durch die Schneeschmelze in den tschechischen und
deutschen Mittelgebirgen typisch. In den Sommermonaten sind dagegen meist nur
geringe Abflüsse zu verzeichnen, wie aus Abbildung 4 deutlich wird. Auch zeigt sich, dass
es infolge von ergiebigen Niederschlägen im Einzugsgebiet auch im Sommer zu
Überflutungen der Auen kommen kann (siehe bspw. 2010). Die Überflutungen unterliegen
aufgrund der morphologischen Gebietsgliederung einer besonderen Dynamik. Der
Mittelwasserstad der Elbe am Pegel Wittenberge beträgt 276 cm (Reihe 1996/2005).
Diese Pegelhöhe entspricht einem Wasserstand im Untersuchungsgebiet von ca. 22 m
üNN. Aufgrund der Reliefs wird der Standort jedoch erst ab einer Pegelhöhe von > 400
cm überflutet, dies entspricht einem Wasserstand von ca. 23 m üNN, obgleich der
Standort nur eine durchschnittliche Höhe von 22,5 m üNN aufweist. Die Überflutung
erfolgt zunächst entgegen der Fließrichtung der Elbe. Ab einer Höhe von > 460 bis 470
cm am Pegel Wittenberge erfolgt eine Strömungsumkehr und der Standort wird in
Fließrichtung der Elbe überströmt.
11
Abb. 4 Daten des Elbpegels Wittenberge sowie die Zeiträume der Überflutung des Untersuchungsstandortes im Zeitraum von 2005 bis 2010
Im Zeitraum Januar 2005 bis Dezember 2010 ergaben sich anhand der
Wasserstandsganglinie am Pegel Wittenberge 12 Überflutungsereignisse, von denen 8 in
der dreijährigen Projektlaufzeit auftraten (Tab. 3). Mitunter wurde der Bezugspegelstand
von 400 cm kurzzeitig unterschritten. Jedoch konnte das Wasser aufgrund
morphologischer Gegebenheiten nicht sofort abfließen, so dass der
Untersuchungsstandort während der angegebenen Zeiträume permanent überstaut war.
12
Tab. 3 Überflutungsereignisse am Elbauenstandort Schönberg während des Zeitraumes 2005 bis 2010
Hochwasser Maximaler Wasserstand
(cm)
Anzahl der Tage mit
Wasserständen > 400 cm
Frühjahr 2005 576 27
Frühjahr 2006 718 42
Sommer 2006 448 7
Frühjahr 2007 436 21
Herbst 2007 512 37
Frühjahr 2008 489 97
Frühjahr 2009 529 42
Frühjahr 2010 516 42
Sommer I 2010 474 10
Sommer II 2010 494 27
Herbst I 2010 562 17
Herbst II 2010 476 11
Eine zusammenfassende Darstellung über die Belastungssituation der Elbauen mit
Schadstoffen und den Möglichkeiten zur Sanierung mittels Phytoremediation wurde im
Rahmen des Projektes von den AG Meißner (UFZ) und Leinweber (Uni Rostock)
vorgenommen und gemeinsam in der Zeitschrift Wasserwirtschaft (2009) publiziert..
Dabei wurde festgestellt, dass die Elbauen großflächig, wenn auch überwiegend moderat,
mit anorganischen und organischen Schadstoffen kontaminiert sind. Daraus leitet sich ein
Handlungsbedarf bezüglich der Begrenzung der Schadstoffzufuhr sowie der Sanierung
dieser Standorte ab. Eine Bodensanierung kann generell ex situ oder in situ durchgeführt
werden. Bei den ex situ- Verfahren, wie z.B. der Bodenwäsche, wird das Bodenmaterial
zur Sanierung ausgekoffert und je nach Belastung und Verfahren chemisch, biologisch
oder/und physikalisch gereinigt. Allen ex situ- Verfahren ist gemeinsam, dass bei der
Sanierung sowohl die natürlich gewachsene Bodenstruktur als auch, in unterschiedlichem
Ausmaß, Bodenmaterial selbst verloren gehen. Da die Auen als hochdynamisches und
artenreiches Ökosystem und als Hochwasserretentionsflächen erhalten bleiben müssen
und die Großflächigkeit der Kontaminationen eine Auskofferung ausschließt, ist die
schonende in situ- Phytoremediation (Sanierung der Böden mit Pflanzen) eigentlich die
einzige sinnvolle Möglichkeit zur Bodensanierung.
13
Geeignete Pflanzen zur Sanierung von schwermetallkontaminierten Böden enthalten in
ihrer Biomasse entweder hohe Konzentrationen von Schwermetallen
(Hyperakkumulatoren) oder produzieren (bei mittleren Aufnahmeraten von
Schwermetallen) überdurchschnittlich hohe Biomassemengen (Biomasseproduzenten).
Hierzu gehören Weiden und Pappeln, die in der natürlichen Vegetation der Auen
vorkommen und daher besonders geeignet für eine Bodensanierung in Auen sind.
Prognosen notwendiger Anbauperioden und der Erfolgswahrscheinlichkeit der Sanierung
kontaminierter Böden mittels Phytoremediation sind aufgrund zahlreicher umwelt- und
pflanzenphysiologisch bedingter Einflüsse (z.B. Witterung, Pflanzenaufwuchs,
Schadstoffkonzentrationen und –verteilungen in der Biomasse) schwierig. Gegenwärtig
gibt es verschiedene Versuche, die Leistungsfähigkeit von Pflanzen für die Sanierung von
Böden zu erhöhen, z.B. indem sie mit wachstumsfördernden Mikroorganismen beimpft
werden. Die Beimpfung kann mit Bakterien und/oder Pilzen erfolgen, die an den Wurzeln
der Pflanzen wachsen und sowohl das Pflanzenwachstum als auch die
Schadstoffmobilisierung und -aufnahme fördern. Ein erfolgreiches Beispiel ist die
Beimpfung der Wurzeln mit Mykorrhizapilzen, die die Toleranz ihrer Wirtspflanzen
gegenüber erhöhten Schwermetallkonzentrationen im Boden verbessern können.
Zusätzlich kann der Abbau organischer Schadstoffe durch vergesellschaftete Bakterien
und/oder Mykorrhizapilze verstärkt werden. Eine zusätzliche Inokulation mit
Mykorrhizierungshelferbakterien kann die Mykorrhizaausbildung fördern, wie
entsprechende eigene Gefäßversuche zeigten (vgl. Ausführungen zum TP 02WT0870 in
diesem gemeinsamen Abschlussbericht).
Für eine theoretische Abschätzung der Sanierungszeit im Felde ist neben der aktuellen
Belastung des Bodens auch zu berücksichtigen, welche Masse an Schadstoffen jährlich
neu mit dem Sediment eingetragen wird. Damit eine Sanierung der belasteten Fläche
überhaupt möglich ist, muss die mit dem Sediment eingetragene Menge von
Schwermetallen geringer sein als der jährliche Entzug durch die Weiden bzw. Pappeln.
Basierend auf Ergebnissen von Gefäßversuchen und den in Tabelle 4 dargestellten
Sedimenteinträgen und Schwermetallkonzentrationen wurden Kalkulationen über die
Zeitdauer einer Phytoremediation mit Hilfe von Weiden vorgenommen (Tab. 5). Die
theoretische Mindestsanierungszeit bis zum Erreichen der Vorsorgewerte laut BBodSchV
konnte durch Beimpfung mit Mykorrhizapilzen und Helferbakterien für Cadmium von
ursprünglich etwa 40 auf etwa 25 Jahre und für Zink von etwa 70 auf etwa 45 Jahre
verringert werden. In den Elbauen werden aber auch zukünftig durch Überflutung
Schadstoffe erneut periodisch eingetragen, und im Rahmen der Phytoremediation mit
14
Weiden und Pappeln wird kommerziell nur die Holzbiomasse nach dem Laubfall geerntet.
Dadurch erhöht sich die theoretische Sanierungszeit für Cadmium auf 65 Jahre. Für Zink
erscheint eine Sanierung nur möglich, wenn der sedimentäre Eintrag verringert und/oder
die Leistungsfähigkeit der Bestände weiter erhöht wird.
Tab. 4 Kennzahlen der Hochflutsedimente an der Unteren Mittelelbe von 1997-2003 (höchste Mediane in fett; Metall- und Arsen-Analyse mit Königswasseraufschluss nach DIN ISO 11466)
Jahr und Anzahl
TOC As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
Einheit % mg/kg
1997
n=12
Min 3,9 26 4,1 36 69 3,9 43 62 651
Med 11,4 41 6,6 106 112 4,9 53 127 1149 Max 23,1 107 11 134 146 6,2 76 420 1981
1998
n=13
Min 6,4 9,1 2,7 55 54 4,4 22 74 351
Med 7,7 25 5,5 110 130 4,5 51 126 816
Max 11 31 8,4 130 143 5,6 62 155 1082
2002
n=4
Min k. A. 58 6,1 106 129 4,2 42 71 766
Med k. A. 68 8,4 210 144 4,6 79 128 834
Max k. A. 86 8,6 268 162 6,8 100 178 1157
2003
n=6
Min 4,2 27 4,2 84 62 3,0 55 139 710
Med 9,2 58 7,4 151 110 3,8 112 153 1007
Max 12,1 92 9,1 228 139 6,3 169 183 1022
15
Tab. 5 Berechnung der Mindestzeit für eine Bodensanierung durch Phytoextraktion mit Weiden in den Elbauen
Parameter Schwermetall
Cd Zn
Jährlicher Entzug durch die Weiden
Metallaufnahme pro Weide (mg) 0,5 18
Pflanzenzahl je m2 5
Entzug Metall von der Fläche (mg/m2) 2,5 90
Jährlicher Eintrag durch Sediment
Eintrag Metall in die Fläche (mg/m2) 1,3 195,9
Differenz Entzug und Eintrag
Differenz Schwermetalle (D) (mg) 1,2 -105,9
Zu entfernende Schwermetall-Masse bis zum Erreichen des Vorsorgewertes (eMS)
Zu entfernende Metallmenge (mg) 78 7720,7
Dauer bis zum Erreichen des Vorsorge-wertes: eMS/D (Jahre)
78/1,2 -
65 -
Zur Verifizierung der vorliegenden Erkenntnisse wurde bereits im Oktober 2005 ein
Feldversuch mit Schwarzpappeln und Korbweiden auf einer relativ stark kontaminierten
Überflutungsrinne mit einer Fläche von 150 m2 in der Elbaue bei Stromkilometer 438
angelegt. Weiden und Pappeln wurden mit Mykorrhizapilzen mit und ohne
Mykorrhizierungshelferbakterien und als Kontrolle ohne Impfung gepflanzt. Störend auf
die Bestandesetablierung wirkten sich die teilweise lange Überflutungsdauer im Frühjahr
sowie erhebliche Fraßschäden durch den Biber aus. Trotzdem hatten die Korbweiden im
Winter 2008/2009 eine Bestandeshöhe von 2,5 m erreicht und konnten versuchsweise
geerntet werden, um die Praxisnutzung als Kurzumtriebsplantage zu simulieren. In
kommerziellen Kurzumtriebsplantagen wird die Holzbiomasse (Weiden, Pappeln) nach ca.
3 bis 6 Jahren im Winter geerntet und anschließend thermisch verwertet, wobei die
Gesamtnutzungsdauer derzeit ca. 20 Jahre beträgt. In unserem Versuch wird die durch
die Phytoremediation kontaminierte Biomasse der Bäume gehäckselt, pelletiert und
anschließend zur Energiegewinnung vergast (thermo-chemische Umwandlung). Dabei
werden die Stoffströme in den einzelnen Verfahrensschritten auf den Verbleib der
Schadstoffe untersucht, um eine erneute Kontamination der Umwelt mit gasförmigen
Austrägen oder festen Rückständen aus der Vergasung auszuschließen.
16
Eine umfassende Auswertung der Versuche wurde von der AG Leinweber (Uni Rostock)
vorgenommen (vgl. Ausführungen zum TP 02WT0870 in diesem gemeinsamen
Abschlussbericht und Veröffentlichung von Zimmer et al. in Clean – Soil, Air, Water 2011,
39 (4), 328–337). Es wurde prinzipiell ein Sanierungserfolg, speziell beim Einsatz von
Weiden, festgestellt. Die Fläche wurde im Februar 2009 abgeerntet und die Biomasse
wurde der Uni Halle-Wittenberg für Arbeiten zur Untersuchung der energetischen Nutzung
bereitgestellt. Der sich nach der Ernte eingestellte Wiederaustrieb der Weiden entsprach
den Anforderungen, die an eine leistungsfähige Biomasseanlage gestellt werden. Dem
hingegen wiesen die Pappeln keinen hinreichenden Wiederaustrieb auf. Sie sind aufgrund
ihrer Vernässungsanfälligkeit auf Standorten mit längerem Überstau nicht für die
Phytoremediation geeignet. Allerdings wurde auch festgestellt, dass der aufwachsende
Weidenbestand im Hochwasserfall zu einem „Auskämmeffekt“ an Sedimenten führt und
somit den Schadstoffeintrag in die Fläche erhöht. Verbunden ist damit jedoch eine
Verringerung des Schadstoffanfalls in weiter flussabwärts gelegenen Gebieten (spezielle
Ausführungen finden sich hierüber bei Zimmer et al „Soil ecological evaluation of willow in
a floodplain“ 2011 eingereicht beim Journal of Plant Nutrition and Soil Science bzw. in der
Dissertation von D. Zimmer „Arsenic and heavy metals in floodpülain soils: spatial
distribution and remediation by willows“, Univ. Rostock, 2011).
Erwähnenswert ist ferner, dass in Zusammenarbeit mit dem Partner Uni Rostock eine
aktuelle Erhebung über den status quo der Belastung des Untersuchungsstandorts
Schönberg mit relevanten organischen Schadstoffen (speziell POPs- persistent organic
pollutants - langlebige organische Schadstoffe erstellt wurde – das sind organische
Verbindungen, die sehr widerstandsfähig gegen natürliche Zersetzung sind, sich nicht
leicht aufspalten lassen und demzufolge eine hohe Persistenz bezüglich des natürlichen
Abbaus bzw. der Umwandlung aufweisen; POPs können aus natürlichen Prozessen
entstanden sein, meist jedoch bei der Herstellung von Industrieprodukten, z.B.
Insektizide). Wesentliche Ergebnisse über die Belastung des Ober- (0 bis 10 cm) und
Unterbodens (10 bis 20 cm) sind in Tabellen 6 und 7 zusammengestellt. Diese Werte
wurden verglichen mit nur vereinzelt vorliegenden früheren Untersuchungsergebnissen
aus dem Elbeinzugsgebiet (vgl. Fußnoten zu den Tabellen 6 und 7) und
zusammenfassend ausgewertet in der Publikation von Kiersch et al. „Small scale
variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany)“, Chemosphere
79 (2010) 745–753.
17
Tab. 6 Relevante POP-Konzentrationen (µg kg-1) im Oberboden an 8 Entnahmepunkten in einer Tiefe von 0 – 10 cm des Untersuchungsstandortes Schönberg, Deich im Vergleich zu vorhandenen Untersuchungsdaten von anderen Auenflächen der Elbe
POP Schönberg, Deich Elbe
1 2 3 4 5 6 7 8 min max
α-HCH 9.5 6.0 11 9.8 8.7 6.0 10 11 <1a 52c
β-HCH 17 14 15 17 13 16 14 15 <1a 92c
γ-HCH 4.4 3.1 3.6 2.7 2.9 2.0 2.3 1.2 <1a,b 9.0c
δ-HCH 6.6 5.1 6.9 3.8 4.6 2.8 4.7 5.4 <1a 25c
PCB 28 5.5 3.5 3.4 3.5 3.7 3.8 3.6 4.3 <1b,c 10b
PCB 52 4.6 5.1 4.9 4.1 4.4 4.1 4.7 4.8 1.0b 21b
PCB 101 1.6 1.2 1.3 1.4 1.2 1.3 1.2 1.2 2.0b 10b
PCB 138 27 15 22 17 18 20 10 13 4.0b 40c
PCB 153 16 14 17 18 15 16 17 15 4.0b 20c
PCB 180 8.9 5.8 6.5 8.9 7.0 8.4 8.2 7.9 2.0b 36c
Aldrin 3.0 1.9 3.9 2.3 2.7 2.5 2.9 3.5 <1b 4.0b
Dieldrin 1.8 2.2 3.3 1.4 2.4 1.4 2.2 1.8 <1b n.d.a.
Endrin 0.9 1.4 2.2 1.6 3.5 1.7 1.9 2.5 <1b n.d.a.
Endosulfan I 1.6 1.2 1.3 1.3 1.1 1.1 0.8 0.6 <1b n.d.a.
Endosulfan II 10 8.6 4.9 6.5 9.8 9.1 8.1 12 <1b 7.0b
Endosulfan sulfate 6.4 5.2 4.7 6.2 4.1 4.2 1.0 1.5 n.d.a.
cis-Chlordane 1.6 0.9 1.3 1.4 1.2 1.4 1.5 1.2 n.d.a.
trans-Chlordane 1.5 0.9 1.6 1.7 1.0 0.1 1.2 0.7 n.d.a.
Heptachlor 17 13 8.1 8.8 14 16 12 7.1 <1b n.d.a.
p,p`-DDT 25 15 27 31 19 34 20 53 <1c 430c
p,p`-DDD 99 85 99 110 82 92 85 110 6.0b 460c
p,p`-DDE 25 19 22 24 20 22 21 21 2.0b 17b
o,p`-DDT 60 35 31 36 44 45 16 28 n.d.a.
o,p`-DDD 84 68 87 110 86 89 96 110 5.0b 96b
o,p`-DDE 16 12 18 19 16 17 15 16 <1b n.d.a.
HCB 96 84 79 85 85 83 83 82 7.0b 810b
Quintozene 3.0 24 9.2 4.9 2.1 3.3 3.1 2.0 n.d.a.
Mirex 1.8 1.2 1.3 1.1 1.7 1.6 0.6 0.5 n.d.a.
Methoxychlor 53 22 23 15 16 25 10 14 <1b n.d.a. aGötz et al., 2007; bWitter et al., 1998; cWitter et al., 2003; n.d.a. – no data available
18
Tab. 7 Relevante POP-Konzentrationen (µg kg-1) im Unterboden an 8 Entnahmepunkten in einer Tiefe von 10 – 20 cm des Untersuchungsstandortes Schönberg, Deich im Vergleich zu vorhandenen Untersuchungsdaten von anderen Auenflächen der Elbe
POP in µg kg-1
Schönberg, Deich Elbe
1 2 3 4 5 6 7 8 min max
α-HCH 13 8.1 6.9 5.3 3.6 3.6 3.4 5.8 <1c 52c
β-HCH 25 17 12 10 6.5 8.7 9.1 12 <1c 170a
γ-HCH 4.5 4.2 5.1 2.7 0.2 3.3 1.0 3.5 <1a 21c
δ-HCH 7.1 3.9 4.7 3.0 2.5 1.9 1.9 3.5 1.0b 110c
PCB 28 3.9 3.4 2.1 1.4 2.0 1.1 1.0 1.8 <1c 21b
PCB 52 6.1 3.7 3.5 1.0 2.3 2.6 2.4 4.4 <1c 8.0b
PCB 101 1.8 1.3 1.4 0.6 0.5 0.5 0.6 1.0 6.0b 17c
PCB 138 10 17 17 10 4.8 6.4 4.9 9.4 5.0b 42b
PCB 153 17 13 14 7.2 6.3 7.3 6.6 8.4 4.0b 16b
PCB 180 7.9 3.1 4.5 3.4 2.9 3.3 4.2 4.5 2.0b 23c
Aldrin 2.8 1.8 2.9 1.6 1.4 1.5 1.4 2.3 1.0b 5.0b
Dieldrin 2.8 2.8 4.2 1.1 1.0 1.6 1.4 2.1 1.0b 3.0b
Endrin 3.0 0.6 0.8 0.8 0.4 0.8 1.1 0.8 2.0b 15b
Endosulfan I 1.8 1.3 1.4 0.6 0.5 0.4 0.6 1.0 <1b 2.0b
Endosulfan II 6.4 3.6 5.7 2.4 3.9 4.9 3.7 5.9 <1b 17b
Endosulfan sulfate 8.6 14 15 14 7.4 7.9 1.1 7.8 n.d.a.
cis-Chlordane 2.0 1.4 1.3 0.6 0.5 0.5 0.6 1.0 n.d.a.
trans-Chlordane 2.5 2.1 0.6 2.0 0.1 0.6 0.5 1.3 n.d.a.
Heptachlor 18 5.2 9.7 6.1 5.7 6.7 2.5 4.6 <1b 2.0b
p,p`-DDT 35 27 25 16 30 19 16 49 <1c 430a
p,p`-DDD 158 110 97 74 42 41 10 90 3.0c 1100a
p,p`-DDE 47 21 18 13 9.1 9.6 9.9 21 <1a 41b
o,p`-DDT 66 47 45 31 17 20 11 48 n.d.a.
o,p`-DDD 140 100 93 70 43 44 17 89 7.0b 550a
o,p`-DDE 16 20 16 12 8.1 6.7 4.6 17 3.0b 24b
HCB 100 91 110 50 60 70 54 81 6.0c 750c
Quintozene 5.3 8.2 3.6 4.4 2.0 6.2 1.0 1.3 n.d.a.
Mirex 1.9 2.9 4.5 1.7 1.4 3.9 1.3 2.2 n.d.a.
Methoxychlor 17 21 32 13 14 13 15 29 <1b n.d.a.aGötz et al., 2007, bWitter et al., 1998, cWitter et al., 2003, n.d.a. – no data available
19
Okaauenstandort
Die Oka ist sowohl hinsichtlich ihrer Länge mit 1.500 km als auch der
Einzugsgebietsgröße von 245.000 km2 der siebent größte Fluss Europas. Aufgrund ihres
langjährigen mittleren Abflusses von 1258 m3 s-1 (Mittel von 1891-1985, Station Gorbatov
(http://webworld.unesco.org/water/ihp/db/shiklomanov/)) ist sie einer der bedeutendsten
Zuflüsse der Wolga. Die Wasserqualität der Oka wird stark durch den Nebenfluss
Moskwa, die quer durch die russische Metropole Moskau verläuft und vorrangig nur
unzureichend behandeltes Abwasser abführt, beeinflusst.
Die Auswahl eines geeigneten Untersuchungsstandortes in der Okaaue gestaltete sich
aufgrund der im Vergleich zur Elbe nachgewiesenen wesentlich geringeren
Bodenbelastung als relativ kompliziert. Während der ersten Messcampagne im Herbst
2007 wurden in Zusammenarbeit zwischen den deutschen AG aus dem UFZ und der Uni
Rostock in Kooperation mit dem russischen Partner mehrere Standorte entlang der Oka
beprobt, die aufgrund von Vorerkundungen sowie von Meldungen aus der Presse eine
erhöhte Vorbelastung aufweisen sollten. Erhöhte Schadstoffbelastungen konnten bei
diesen Standorten bei der in Deutschland vorgenommenen bodenkundlichen Analyse der
Standorte zunächst nicht nachgewiesen werden. Es wurde dann im Folgejahr eine weitere
Beprobungscampagne durchgeführt, so dass Böden von insgesamt 9 Standorten
analysiert wurden. Eine Zusammenstellung über die Belastung der untersuchten
Standorte mit relevanten Schwermetallen und Arsen enthält Tabelle 8. Hierbei zeigte sich,
dass besonders die Auenstandorte Ry1 bis Ry4 eine erhöhte Belastung mit Arsen und
Schwermetallen aufwiesen und deshalb als besonders geeignet für die Anlage des
geplanten Messfeldes zur Phytoremediation erschienen.
20
Tab. 8 Belastung von Flussauenböden im Einzugsgebiet der Oka im Großraum von Ryazan mit Arsen und Schwermetallen (Angaben in mg kg-1)
Element Okaauen
Keletz*** Verda***Oka 1* Oka 2* Oka 3* Ry1** Ry2** Ry3** Ry4**
As 5.1 8.6 7.3 6.0 12 14 16 20 18
Cd < 0.1 < 0.1 0.3 1.5 15 5.3 4.4 < 0.1 < 0.1
Cu 14 26 21 34 220 95 84 18 8.5
Hg 0.1 0.1 0.1 0.2 2.9 1.04 1.2 0.1 0.04
Ni 18 38 27 25 77 48 40 22 8.9
Pb 13 19 18 29 130 76 78 11 7.3
Zn 51 92 65 120 780 340 290 57 29
* Okaauenstandorte im Großraum Ryazan
** Okaauenstandorte in unmittelbarer Nähe von Ryazan
*** Keletz- und Verda-Auenstandorte (Nebenflüsse der Oka) im Großraum Ryazan
Des Weiteren wurden die hier erhobenen und für wissenschaftliche Zwecke insgesamt
interessanten Daten genutzt, um sie einer detaillierten Auswertung und Interpretation zu
unterziehen. Tabelle 9 enthält eine Gegenüberstellung über die Belastung von
Okaauenböden mit Arsen und Schwermetallen im Vergleich zu anderen europäischen
Flussauenstandorten.
Tab. 9 Vergleich der Bodenbelastung mit Arsen und Schwermetallen von unterschiedlichen europäischen Flussauenstandorten (Angaben in mg kg-1)
Literatur Eigene Studie
Overesch et al.
(2007)
Krüger et al. (2005)
Klok and
Kraak (2008)
Poot et al. (2007)
van der Geest and
Paumen
(2008)
Antić et al. (2006)
Untersuchungs-
standort
Russland Deutschland Niederlande Serbien
Oka Elbe Elbe Rhein Dommel Waal Morava
Fraktion < 2 mm < 2 mm < 2 mm < 2 mm
As 5.1...20 0.9...69.7 19...85
Cd < 0.1...15
1.3...14.4 1...10 1.6...5.7 6.7...70.4 0.1...0.72
Cu 9.5...220
101...286 26...278 54...126 26.3...108
6...80 16.7...37.4
Hg 0.04...2.9
1.8...16.7 0.2...13.4
21
Ni 8.9...77 27.3...72.7 13...101 16.4...38.4
Pb 7.3...130
136...294 50...246 109...175
105...209 2.8...161
Zn 29...780 137.6...1326
146...1235
357...980
327...1470
31...468
54...151.3
Analog wurde auch für die Belastung mit organischen Schadstoffen, speziell den POPs,
vorgegangen. Während Tabelle 10 die spezifischen Analysendaten aller untersuchten
russischen Auenstandorte (vgl. Tab. 8) enthält, wird in Tabelle 11 wiederum ein Vergleich
mit ausgewählten europäischen Flussauenstandorten vorgenommen. Interessant ist
dabei, dass sich auch hier die in unmittelbarer Nähe zu Ryazan befindlichen Standorte
Ry1 bis Ry4 durch die höchste Belastung auszeichnen. Im europäischen Maßstab wird
sichtbar, dass auch die russischen Standorte mit organischen Schadstoffen belastet sind,
die Konzentrationen aufgrund der geringeren industriellen Belastungen und
Besiedlungsdichten jedoch meist niedriger sind. Eine ausführliche Darstellung der hier
skizzierten Ergebnisse findet sich bei Zimmer et al. “Status quo of soil contamination with
inorganic and organic pollutants of the river Oka floodplains (Russia)”, Water, Air, and Soil
Pollution 211 (2010), 299-312.
22
Tab. 10 Belastung von Flussauenböden im Einzugsgebiet der Oka im Großraum von Ryazan mit POPs (Angaben in µg kg-1)
POP Okaauen
Keletz*** Verda***Oka 1* Oka 2* Oka 3* Ry1** Ry2** Ry3** Ry4**
α-HCH 0.3 0.1 0.2 0.2 2.8 1.0 0.4 0.1 0.4
β-HCH 0.2 < 0.1 0.2 0.3 2.9 1.4 1.0 0.1 0.2
γ-HCH 0.2 < 0.1 < 0.1 < 0.1 0.3 0.3 0.1 0.3 0.5
δ-HCH 0.6 0.2 0.1 0.6 0.7 0.6 0.4 0.2 0.5
PCB 28 0.3 0.5 0.1 0.1 1.2 0.1 0.3 0.5 0.9
PCB 52 < 0.1 0.2 0.2 0.1 1.0 0.2 < 0.1 0.3 0.8
PCB 101 < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 1.4 0.3 0.2 < 0.1 0.1
PCB 138 0.2 0.1 0.2 0.6 8.7 2.1 1.5 0.4 0.6
PCB 153 0.3 < 0.1 < 0.1 0.1 11 2.1 1.3 0.3 0.5
PCB 180 < 0.1 < 0.1 0.2 < 0.1 5.5 0.1 0.1 < 0.1 0.5
Aldrin 0.2 0.1 0.2 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1
Dieldrin 0.3 0.2 0.1 < 0.1 1.4 0.2 0.2 0.4 0.1
Endrin 0.1 0.1 < 0.1 0.1 1.3 0.1 0.3 0.2 0.2
Endosulfan I < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 0.8 0.3 0.2 < 0.1 0.1
Endosulfan II 0.2 0.1 0.2 0.6 8.7 2.1 1.5 0.2 0.6
Endosulfansulfat 0.1 0.1 0.1 0.2 1.0 0.5 0.7 0.2 0.5
cis-Chlordane < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 1.4 0.3 0.2 < 0.1 0.1
trans-Chlordane 0.1 0.1 0.1 0.1 0.3 0.2 < 0.1 0.1 0.3
Heptachlor 0.9 1.2 0.2 0.1 0.6 0.5 1.2 0.8 0.8
p,p´-DDT 0.2 0.2 0.2 1.4 20 5.1 6.0 0.4 0.6
p,p´-DDD 0.2 0.2 0.4 0.8 95 11 9.0 0.4 0.6
p,p´-DDE 0.2 < 0.1 0.3 1.8 25 15 15 1.5 0.7
o,p´-DDT 0.2 0.3 0.4 0.8 2.4 11 1.3 0.4 0.6
o,p´-DDD 0.1 0.1 0.1 1.4 110 19 7.2 0.1 0.4
o,p´-DDE 0.1 0.1 0.1 0.2 25 6.2 4.4 0.1 0.2
HCB 0.3 0.1 0.2 0.2 3.1 0.8 0.4 0.1 0.4
23
Quintozen 0.2 < 0.1 0.2 0.3 4.0 1.3 1.0 0.1 0.2
Mirex < 0.1 0.1 < 0.1 0.1 0.2 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1
Methoxychlor 1.2 1.4 5.5 1.9 2.1 1.7 0.6 2.6 2.0
* Okaauenstandorte im Großraum Ryazan
** Okaauenstandorte in unmittelbarer Nähe von Ryazan
*** Keletz- und Verda-Auenstandorte (Nebenflüsse der Oka) im Großraum Ryazan
Tab. 11 Vergleich der Bodenbelastung mit POPs von unterschiedlichen europäischen Flussauenstandorten (Angaben in µg kg-1)
Literatur Eigene Studie
Witter et al. (1998)
Witter et al. (2003)
Schwartz et al. (2006)
Hilscherova et al. (2007)
Pulkrabová et al. (2008)
Bábek et al. (2008)
Galiulin and Bashkin (1996)
Untersuchngs- standort
Russland Deutschland Tschechien Russland
Oka Elbe Elbe Spittelwasser Dřevnice Elbe Morava Yachroma
Fraktion < 2 mm < 2 mm < 2 mm < 0.1 mm
α-HCH 0.1...2.8 1...24 <1.0...5
2 440...535.8
HCHs
0.83...1.7
HCHs
0.6...2.1
HCHs
0.5...8.3
HCHs
17.2...27
β-HCH 0.1...2.9 1...48 3.0...92 574.3...702
.5
γ-HCH 0.1...0.5
< 1...3 9 9.5...23.3
δ-HCH 0.1...0.7 1...11 14...25 10.3
PCB 28 0.1...1.2
< 1...10 < 1...9
PCBs
37.7...40.8
PCBs
4...7.2
PCBs
0.65...24.
84
PCBs
10.4...140
4
PCB 52 0.1...1 1...21 17...20
PCB 101 0.1...1.4 2...10
PCB 138 0.1...8.7 4...34 26...40
PCB 153 0.1...11 4...15 18...20
PCB 180 0.1...5.5 2...18 20...36
Aldrin 0.1...0.2
< 1...4
Dieldrin 0.1...1.4
< 1...1
Endrin 0.1...1.3 < 1
Endosulfan 0.1...0. < 1
24
I 8
Endosulfan II
0.1...8.7
< 1...7
Heptachlor 0.1...1.2 < 1
p,p´-DDT 0.2...20 2...137
< 1...432 43.8...698
DDX
4.6...8.7
DDX
73.8...14
0
DDX
0.05...45.
35
DDX
27.4...742
p,p´-DDD 0.2...96 6...160
19...460
p,p´-DDE 0.2...25 2...17 11.7...200.5
o,p´-DDT 0.2...11 -
o,p´-DDD 0.1...110 5...96 19.1...24.8
o,p´-DDE 0.1...25 < 1 1.6...66.6
HCB 0.1...3.1
7...808
32...436 1.2...3.9 1...2.1
Methoxychlor
0.6...5.5 < 1
Basierend auf den Ergebnissen der zuvor dargestellten Messcampagnen erfolgte die
Auswahl des Untersuchungsgebietes zur Anlage einer Phytoremediationsfläche in
unmittelbarer Nähe der Stadt Ryazan. Das Gebiet ist etwa 200 km südöstlich von Moskau
entfernt (Abb. 5). Eine detaillierte Luftbilddarstellung des Untersuchungsstandortes enthält
Abbildung 6. Entsprechend dem 2002er Zensus hat die Stadt Ryazan rund 520.000
Einwohner. Sie ist auf einer Höhe von 110 bis 130 m üNN gelegen. Die Stadt hat ein
gemäßigtes kontinentales Klima mit einer Durchschnittstemperatur im Januar von -11°C
und von +19°C im Juli. Die jährliche Niederschlagsmenge schwankt zwischen 400 und
600 mm.
25
Abb. 5 Karte der russischen Föderation (Ausschnitt) zur Einordnung des Untersuchungsgebietes (Quelle: http://www.lib.utexas.edu/maps)
Abb. 6 Lage des Untersuchungsstandortes in der Okaaue an der Peripherie der Stadt Ryazan (Quelle: Google Earth)
Die Oka befindet sich bei Ryazan auf einer Höhe von ca. 90 m üNN. Die Okaauen liegen
im Bereich von Ryazan bei etwa 92 bis 95 m üNN. Der Wasserstand am Standort
schwankt im Jahresgang entsprechend dem Wasserstand der Oka zwischen 1 m über
Flur (Überflutung) und 7 m unter Flur (spätsommerliche Trockenphase). Der Standort
wurde vor Ort bodenkundlich als Fluvisol angesprochen. Ergänzend zu den in den
26
Tabellen 8 und 10 (speziell Standorte Ry1 bis Ry4) dargestellten Belastungskennwerten
mit relevanten anorganischen und organischen Schadstoffen enthält Tabelle 12
charakteristische Kennwerte des Oberbodens.
Tab. 12 Basiskennwerte des Oberbodens vom Untersuchungsstandort in der Okaaue
Standort T
(%)
U
(%)
S
(%)
Corg
(g kg-1)
N
(g kg-1)
S
(g kg-1)
pH
(CaCl2)
Okaaue 53 42 2 26 2,5 0,5 6,3
Aufbau von Versuchseinrichtungen
Grundlagen
Die Experimente zur Phytoremediation wurden in Abstimmung mit den Partnern auf drei
unterschiedlichen Skaleneinheiten angelegt und durchgeführt. Dabei handelte es sich
einerseits um in situ Untersuchungen (unter natürlichen Bedingungen) in den Auen der
Oka und der Elbe. Zum anderen wurden in Deutschland Lysimeterversuche angelegt, die
es erlaubten, unter seminatürlichen Bedingungen die Prozesse der
Schwermetallfreisetzung zu studieren. Zu diesem Zweck konnten in den Lysimetern
verschiedene hydrologische Zustände simuliert werden.
Der Aufbau der im Projekt vorgesehenen Lysimeteranlage in Russland verzögerte sich
aufgrund von zolltechnischen Problemen. Hierüber wurde der Projektträger aktuell
informiert, und es wurde in den Zwischenbereichten ausführlich auf Probleme des Ex-und
Imports von Materialien und Ausrüstungen nach Russland hingewiesen. Allerdings
erfolgte die Realisierung dieser im Arbeitsplan fixierten Position erst im Herbst 2010, so
dass bisher keine Ergebnisse von dieser Anlage vorliegen.
Da die Realisierung des Baus der Lysimeteranlage in Russland während des
Projektzeitraumes aufgrund der bereits vorliegenden Erfahrungen sehr ungewiss war,
wurde rechtzeitig nach Ausgleichsmaßnahmen zur Erfüllung der im Arbeitsplan
enthaltenen Zielstellungen gesucht. Die Lysimeter stellen einen essentiellen Bestandteil
27
der experimentellen Infrastruktur des Projektes dar. Es wurde deshalb aus Eigenmitteln
des UFZ und in Abstimmung mit dem Partner Uni Rostock eine Kleinlysimeteranlage,
bestehend aus 4 monolithisch gewonnenen Bodensäulen vom Elbauenstandort
Schönberg in der UFZ Forschungsstelle in Falkenberg errichtet. Ergänzend dazu wurde
aus Haushaltsmitteln des UFZ eine vorhandene Mikrokosmenanlage instandgesetzt und
modernisiert, um damit spezielle kleinskalige Versuche an Bodenproben aus den
russischen und deutschen Auenuntersuchungsstandorten vornehmen zu können.
Versuchsanlagen in Deutschland
In situ Messplatz Schönberg
In der Elbaue bei Schönberg wurde bereits im Oktober 2005 in Zusammenarbeit mit dem
Partner Uni Rostock aus Eigenmitteln eine Pilotanpflanzung mit Weiden und Pappeln
angelegt. Zur Steigerung der Phytoremediationsleistung wurden die verwendeten Weiden-
und Pappelstecklinge inokuliert (mit Ektomykorrhiza-Kulturen angeimpft). Es wurden in
drei Reihen je 11 Stecklinge pro Variante gepflanzt (Abb. 7). Bei diesen Varianten
handelte es sich um Populus nigra x maximowiczii (Pappel, inokuliert mit Mykorrhizapilz
1, inokuliert mit Mykorrhizapilz 2, inokuliert mit Mykorrhizapilz 1 und
Mykorrhizierungshelferbakterium sowie eine Kontrolle ohne Vorbehandlung) und Salix
viminalis x caprea (Weide, inokuliert mit Mykorrhizapilz 1, inokuliert mit Mykorrhizapilz 2,
inokuliert mit Mykorrhizapilz 1 und Mykorrhizierungshelferbakterium sowie eine Kontrolle
ohne Vorbehandlung). Ein detaillierte Beschreibung des Versuches wurde vom
Projektpartner Uni Rostock, speziell in der Arbeit von Zimmer et al. „Associated bacteria
increase the phytoextraction of cadmium and zink from a metal-contaminated soil by
mycorrhizal willows, Intern. J. Phytorem. 11, (2009), 2, 200-213, vorgenommen.
Abb. 7 Schematischer Aufbau der Pilotanpflanzungsfläche zur Phytoremediation am Elbauenstandort Schönberg/Deich mit jeweils 4 Varianten Populus und Salix a 3 Reihen mit je 11 Pflanzen (Populus My 1 HB: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1 und einem Helferbakterium; Populus My 2: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 2; Populus My1: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1; Populus Kontrolle: Populus
28
ohne Vorbehandlung; Salix My 1 HB: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1 und einem Helferbakterium; Salix My 2: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 2; Salix My1: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1; Salix Kontrolle: Salix ohne Vorbehandlung
Um einen Eindruck von der Gesamtanlage sowie der Bewirtschaftung der
Phytoremediationsanlage am Standort Schönberg zu erhalten, enthält Abbildung 8 einige
typische Situationen.
(a)
29
(c)
(b)
30
Abb. 8 Gesamtansicht der Experimentalfläche zur Phytoremediation nach der Anpflanzung (a), beim Nachpflanzen von Weidenstecklingen (b), während eines Hochwasserereignisses (c), nach einem Hochwasserereignis mit beschädigter Messeinrichtung (d), nach Versuchsende im Mai 2011 (e)
Im Bereich der Anpflanzung wurde nach Bewilligung des Projektes ein
bodenhydrologischer Messplatz entsprechend der im Projektantrag erfolgten
Beschreibung errichtet (Abbildung 9). Dieser umfasst Sonden zur Bestimmung der
(d)
(e)
31
Bodenfeuchte (Frequency Domain Reflectrometry - FDR), des Redoxpotentials (EH) und
der Bodentemperatur (T) in jeweils zwei Tiefen (10 und 30 cm unter Flur) in vier- bzw.
fünffacher Wiederholung (4 x FDR, 5 x EH und 5 x T). Diese Parameter wurden während
der Projektlaufzeit mittels eines Datenloggers im Viertelstundenrhythmus kontinuierlich
registriert und zu Tagesmittelwerten zusammengefasst. Allerdings musste der
Datenlogger aufgrund der niedrigen Lage des Versuchsstandortes im Relief bei einem
Elbwasserstand von 4 m demontiert werden, um ihn vor einem Totalverlust zu schützen.
Lücken in der Messwerterfassung sind hierin begründet. Neben den bereits genannten
Parametern wurde am Messplatz ein Grundwasserbeobachtungsrohr (Mischpegel)
installiert, an dem im wöchentlichen Rhythmus der Grundwasserstand gemessen wurde.
Zur Gewinnung von Bodenlösung wurde der Standort mit keramischen Saugkerzen
ausgestattet. Die Installation der Sonden erfolgte in 10 und 30 cm Tiefe in jeweils 5-facher
Wiederholung. Die Sonden mussten bauartbedingt von der Bodenoberfläche aus
(senkrecht) installiert werden. Die Bodenlösung wurde dabei durch Anlegen eines
Unterdruckes (ca. 0,6 Bar) extrahiert. Die Saugsonden wurden, soweit Wasserstand und
Witterung dies zuließen, wöchentlich beprobt. In der Bodenlösung wurden dann im Labor
die Konzentration folgender Elemente bestimmt: As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, DOC, NO3-N,
Cl-, SO42-, Ca2+, K+, Mg2+, Na+. Außerdem wurden der pH-Wert und die Leitfähigkeit
gemessen.
32
Abb. 9 Schematische Darstellung des bodenhydrologischen Messplatzes am Elbauenstandort Schönberg/Deich (Instrumentierung: Grundwassermessstelle, Temperatursonde (T), je 5 FDR-Sonden, Saugkerzen und Redoxelektroden (EH) in den Bodentiefen 10 und 30 cm unter Geländeoberkante
Darüber hinaus konnten auch Daten eines in unmittelbarer Nähe befindlichen in situ
Messplatzes, der im Rahmen des EU finanzierten AquaTerra Projektes angelegt worden
ist, verwendet werden. An diesem Standort werden seit 2005 in 15, 45 und 85 cm Tiefe
bodenchemische und –physikalische Daten erhoben. Erfasst werden die
Bodentemperatur (Pt-100 Sensoren in dreifacher Wiederholung), der volumetrische
Bodenwassergehalt (FDR-Sonden) sowie das EH (Pt-Sonden). Für die Bestimmung des
EH ist zudem eine Referenzelektrode in der Grundwassermessstelle installiert. Die
gemessenen Werte wurden im Anschluss auf die Standard-Wasserstoff-Elektrode
umgerechnet. Die Bodenlösung wird mit sorptionsfreien Borosilikatglas- Saugkerzen
gewonnen. Darüber hinaus ist auch dieser Standort mit einer Grundwassermessstelle
ausgestattet und verfügt außerdem über eine Pegellatte zur Bestimmung der
Überstauungshöhe im Hochwasserfall. Aufgrund der baulichen Anlage dieses Standortes
ist es möglich, diesen auch bei moderatem Hochwasser (Elbepegel in Wittenberge < 600
cm) zu beproben, so dass die Daten dieses Standortes in einer längeren Reihe ohne
große zeitliche Lücken vorliegen.
33
Elbauenlysimeter
Im Frühjahr 2009 wurden in Kooperation zwischen dem UFZ und der Firma UGT 4
Bodenmonolithe vom Elbauenstandort Schönberg entnommen. Hierzu wurde das für
großvolumige Bodensäulen entwickelte und bereits patentierte Verfahren (DP: 10048089)
technisch zur Gewinnung von Bodenmonolithen mit einem Durchmesser von 30 cm und
einer Tiefe bis zu 1 m modifiziert und erstmals an diesem Standort eingesetzt (Abb. 10).
(a)
(b)
34
Abb. 10 Stechvorrichtung zur Entnahme von Bodenmonolithen aus der Elbaue (a), mit Boden gefüllter Lysimeterzylinder zur Vorbereitung der Filterschicht mit Filterkies im Hintergrund, Entnahmestelle des Bodenzylinders (c)
Nach der Entnahme der 4 Monolithe wurden diese nach Falkenberg transportiert und dort
auf einer selbst gefertigten Stellage montiert und mit Messtechnik versehen. Die Anlage
wurde ab Mai 2009 für Untersuchungen im Rahmen des Forschungsprojekts genutzt.
Die in Falkenberg genutzten Lysimetergefäße haben eine Gesamthöhe von 95 cm und
einen Durchmesser von 30 cm. Im Bodenbereich wurde eine dreistufige 15 cm mächtige
Filterstrecke (aus Fein-, Mittel- und Grobsand) installiert. Daran schließen sich der
Bodenmonolith vom Auenstandort mit einer Mächtigkeit von etwa 75 cm und ein Freibord
von etwa 5 cm an. Der Grundwasserstand im Lysimeter kann mit Hilfe eines am Boden
der Gefäße angeschlossenen Schlauchs, der mit einem höhenverstellbaren Tank
verbunden ist, nach dem Prinzip der kommunizierenden Röhren reguliert werden. Wie
bereits erwähnt, ermöglicht der obere Rand die Simulation von Hochwasserereignissen
mit einem Wasserüberstau von 5 cm. Als Materialen für die Lysimetergefäße wurden
Stahl und Kunststoff (jeweils 2 Gefäße) verwendet. Der Grund hierfür besteht darin, dass
in den Kunststoffgefäßen vorrangig die Schwermetalluntersuchungen und in den
Edelstahlgefäßen Untersuchungen zum Transport von organischen Schadstoffen
durchgeführt werden sollten. Eine Gesamtansicht der Anlage enthält Abbildung 11.
(c)
35
Abb. 11 Gesamtansicht von der mobilen Kleinlysimeterstation am UFZ- Standort Falkenberg
Die Lysimeter wurden äquivalent zum Feldmessplatz mit Messtechnik ausgestattet.
Bodentemperatur und Bodenfeuchte werden mittels FD-Sensoren (Fa. Decagon, Pullman,
USA) kontinuierlich gemessen und geloggt. Des Weiteren wird das Redoxpotential
kontinuierlich gemessen und über einen Datalogger aufgezeichnet (Redox- Sensoren: Fa.
Elana, Falkenberg, Deutschland; Logger: Fa. UGT, Müncheberg, Deutschland). Aus den
jeweils viertelstündlich erhobenen Messwerten werden Stundenmittelwerte gebildet. Die
Entnahme der Bodenlösung zur Analyse der SM- sowie DOC-, NO3-N-, Cl--, SO42--, Ca2+-,
K+-, Mg2+- und Na+- Konzentration sowie des pH-Werts und der Leitfähigkeit erfolgt mittels
Makro Rhizom Soil Moisture Samplern (Fa. Eijkelkamp, Giesbeek, Niederlande). Die
Mess- und Beprobungssonden sind in den Lysimetern jeweils in 10 und in 30 cm
Bodentiefe installiert.
Mikrokosmenanlage
Die hohe zeitliche und räumliche Variabilität wichtiger Steuergrößen der
Schadstofffreisetzung, insbesondere in Auenböden sowie das zum Teil stark versetzte
Auftreten von Ereignis, Prozess und Wirkung erfordern zur Prozessaufklärung neben
Freiland- und Lysimeterversuchen mechanistische Laborexperimente unter kontrollierten
Bedingungen mit definierten Parametern. Dazu wurden biogeochemische Mikrokosmen
entwickelt, welche eine geregelte EH-, pH- oder Temperatureinstellung in homogenisierten
Bodensuspensionen ermöglichen (Heinrich et al. 1998; Yu et al., 2007; Frohne et al.,
36
2011). Der schematische Aufbau einer Mikrokosmenanlage ist in Abbildung 12 dargestellt.
Einen Eindruck vom praktischen Betrieb der Anlage vermittelt Abb. 13
Abb. 12 Schematischer Aufbau der Mikrokosmen (aus Yu et al., 2007 (übersetzt und verändert), Komponenten: (1) Thermometer, (2) Redox Potential (EH) Elektrode, (3) pH Elektrode, (4) Gaszuführung N2, (5) Gaszuführung O2, (6) Rührer, (7) Probenahmevorrichtung, (8) Mikrokosmengefäß mit Doppelmantel (9) Temperaturregulierung durch Wasserkreislauf, (10) Datenlogger für EH, pH und T, (11) automatische Redoxregulierung, (12) Kontrollcomputer für Pumpensteuerung und Datenausgabe
37
Abb.13 Praktischer Betrieb einer Mikrokosmenanlage am UFZ
Die Mikrokosmen wurden sowohl mit Bodenmaterial des russischen als auch des
deutschen Versuchsstandortes betrieben. Die Bodenproben wurden in Russland im
November 2008 und am deutschen Standort im Mai 2008 entnommen. Die Versuche in
diesen biogeochemischen Mikrokosmen wurden mit luftgetrocknetem und auf < 2 mm
gesiebtem Bodenmaterial durchgeführt, das im Verhältnis 1:8 mit entionisiertem H20
gemischt und gasdicht verschlossen wurde. Durch ständiges Rühren bei kontrollierter
Temperatur wird eine homogene Suspension erzeugt und die Sedimentation in den
Gefäßen verhindert. Insgesamt wurden 218 g Trockensubstanz und 1,744 l Wasser
verwendet. Die Glasreaktoren verfügen über einen Doppelmantel, so dass die
Temperaturen in den Reaktoren über entsprechende Heiz- bzw. Kühlgeräte geregelt
werden können. Darüber hinaus ist es möglich, durch Begasung der Gefäße mit N2 und
O2 im Reaktor ein bestimmtes EH einzustellen. Während der Versuche wurden mittels
Einstabmessketten das EH sowie der pH-Wert mit hoher zeitlicher Auflösung
aufgezeichnet. Außerdem wurde die Temperatur mit Pt-100 Sensoren gemessen. Alle
Sensoren stammen von der Fa. Meinsberg (Ziegra-Knobelsdorf, Deutschland. Die
Messwerte wurden kontinuierlich mittels eines Datenloggers aufgezeichnet. Darüber
hinaus wird zur Steuerung der Anlage die Software LabView (National Instruments,
Austin, USA) genutzt. Proben wurden der Emulsion mittels Spritzen entnommen.
38
Versuchsanlagen in Russland
In situ Messplatz Ryazan
Nach der bereits beschriebenen komplizierten Standortsuche in Russland wurde vom
Partner Uni Rostock Stecklingsmaterial der Hybride Salix caprea x viminalis (Weide) zur
Verfügung gestellt, nach Russland transportiert und dort gemeinsam mit dem russischen
Partner eingepflanzt. Der russische in situ Feldmessplatz befindet sich in der Okaaue in
unmittelbarer Nähe der Stadt Ryazan. Der hier verwendete Weiden-Hybrid erwies sich bei
den Vorversuchen als besonders leistungsstark bezüglich der Biomasseproduktion und
überflutungstolerant. Der ebenfalls getestete Pappel-Hybridklon (Populus nigra x
maximowiczii cv. Max 4) war nicht geeignet für Freilandversuche, da erhebliche
Bestandsausfälle durch Kernfäule nach längerem Überstau zu verzeichnen waren. Die
Anordnung der Pflanzung erfolgte analog zum in situ Standort Schönberg in Deutschland.
Die Abbildung 14 vermittelt einen Eindruck von der im Mai 2010 erfolgten Auspflanzung.
Auch die örtliche Presse berichtete über das Projekt und die Pflanzaktion (s. Anlage,
Kopie Ryazaner Zeitung vom 27. Mai 2010).
(a)
39
Abb. 14 In situ Phytoremediationsstandort Ryazan mit Grundwasserbeobachtungsrohr (links oben im Bild) bei der Ausgrenzung des Standortes (a), Pflanzen der Weidenstecklinge (b), Weidensteckling und mobile FDR-Messeinrichtung zur Bestimmung der Bodenfeuchte (c)
(b)
(c)
40
Auf dem russischen Standort wurden Sensoren zur Bestimmung des Redoxpotentials (in
fünffacher Wiederholung je 10 und 30 cm tief) und der Temperatur (je 1 in 10 und 20 cm
Tiefe) eingebaut. Zur Messung des volumetrischen Bodenwassergehalts wurden den
russischen Partnern zwei mobile FDR Sonden für die Feldmessungen sowie die
entsprechenden Auslesegeräte übergeben. Bodenlösung konnte auch in Russland mittels
Keramiksaugkerzen, die in je fünffacher Wiederholung in 10 und 30 cm Tiefe am Standort
eingebaut wurden, gewonnen werden. Die Bodenlösung wurde durch Anlegen eines
Unterdrucks an das System Saugkerzen - Sammelflasche extrahiert.
Okaauenlysimeter
Im Projektantrag war vorgesehen, eine Kleinlysimeteranlage, bestehend aus 12 Gefäßen
in Russland zu installieren. Nach erfolgreicher Auswahl eines belasteten Standortes war
es zunächst notwendig, die entsprechenden Materialien einschließlich der zur Gewinnung
der Bodenmonolithe nur einmal vorhandenen Stechvorrichtung nach Russland zu
transportieren. Es wurden eine Exportbescheinigung von den zuständigen deutschen
Behörden und eine Reimportbescheinigung für die Stechvorrichtung (ein sogenanntes
CARNET, ausgestellt von der IHK Frankfurt/Oder) eingeholt. Die Geräte und Materialien
wurden mit der russischen Fluglinie Aeroflot im Juli 2008 nach Moskau transportiert,
konnten aber dort, wie bereits vorher berichtet, trotz intensiver persönlicher Bemühungen
seitens des Projektnehmers, des russischen Partners und des Projektträgers, der auch
das BMBF involvierte, nicht aus dem Zoll herausgeholt werden. Ein zweiter Versuch
erfolgte im Herbst 2010. Es gelang, wie im Projekt vorgesehen, 12 Bodensäulen von
insgesamt 2 Standorten aus der Okaaue zu entnehmen. Die Lysimetergefäße wurden aus
PVC gefertigt, hatten eine Länge von 70 cm und einen Durchmesser von 30 cm. Da bei
der Analytik die Schwermetallproblematik im Mittelpunkt stand, wurde aus Kostengründen
nur eine Materialart für den Lysimeterbau verwendet. Es wurden 11 Bodensäulen
monolithisch vom in situ Feldmessplatz Ryazan entnommen und 1 Bodensäule von einem
seit vielen Jahren vom VNIIGIM, Filiale Solotscha, untersuchten unbelasteten Standort in
der Oka-Aue (Abb. 15). Nach der Entnahme der Säulen wurden sie analog zu den Säulen
vom Elbauenstandort mit einer Filterschicht ausgestattet und in einem Bodenlager in
Solotscha zur Überwinterung abgestellt. Die russischen Kollegen sicherten zu, die
Bodensäulen nach dem Ende der Frostperiode in einer Lysimeterstation zu installieren.
Die Materialen einschließlich Messapparaturen und Sonden zum Betrieb dieser Station
wurden entsprechend der im Antrag genannten Bedarfsaufstellungen nach Russland
41
geliefert. Auch wurden, wie bereits berichtet, die russischen Partner bei einem Lehrgang
in Deutschland in den Umgang mit Lysimetern und der Nutzung der Messtechnik
eingewiesen. Da die monolithische Entnahme von Bodensäulen mit dem vom UFZ und
UGT bereits früher gemeinsam patentierten Verfahren (DP: 10048089) erstmals in
Russland durchgeführt wurde, bestand auch ein größeres öffentliches Interesse an diesen
Arbeiten. Ein russisches Fernsehteam berichtete in einer Reportage über die am Standort
in Ryazan gemeinsam durchgeführten Arbeiten (s. Anlage, Kopie der TV-Reportage).
Unser russischer Partner informierte uns darüber, dass der Beitrag am 17.10.2010 im
Wochenmagazin „Time to Talk“ auf 3 Kanälen (DTV, TV-3, CTV) ausgestrahlt wurde und
am 18.10.2010 eine Wiederholung auf den genannten Programmen stattfand.
Abb. 15 Entnahme einer ungestörten Bodensäule am Standort Ryazan in der Okaaue durch ein deutsch-russisches Forschungsteam
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass die Zielstellung bezüglich der Erfassung
der Kontaminationspotenziale in den Auenuntersuchungsgebieten von Oka und Elbe
42
vollständig erfüllt wurde und darüber hinaus eine Bewertung bezüglich des
Kontaminationsgrades im Vergleich zu anderen europäischen Auenstandorten sowohl
hinsichtlich der Belastung mit Arsen und relevanten Schwermetallen als auch mit
organischen Schadstoffen, speziell POPs, erfolgte. Basierend auf den umfangreichen
chemischen Standortanalysen wurden geeignete Standorte zur Durchführung der
Phytoremediation ausgewählt und entsprechende Versuche in mehreren Skalenebenen in
Russland angelegt bzw. in Deutschland ertüchtigt. Wichtig ist, dass der russische Partner
in der Lage ist, die Versuche in Eigenregie über den Projektzeitraum hinaus weiter zu
führen. Aufgrund der übergebenen Messtechnik ist es möglich, dass die Versuche
selbständig erweitert und modifiziert werden können.
43
(2) Durchführung von experimentellen Untersuchungen in differenzierten Skalenbereichen (vor allem Lysimeter und in situ Auenuntersuchungsstandort; ergänzend Mikrokosmenuntersuchungen) zur Aufklärung des Freisetzungsverhaltens von Schadstoffen, speziell Schwermetallen, bei unterschiedlichen Wasserständen (hydrologisches Regime) und damit einher gehender Veränderungen des Redoxpotenzials
Sequentielle Extraktion zur Charakterisierung der Schwermetallmobilisierbarkeit
Eine Voraussetzung für die Übertragbarkeit der auf verschiedenen Standorten und
Skalenebenen durchgeführten Experimente zur Schadstoffmobilisierung bei variierenden
hydrologischen Bedingungen sind vergleichbare Muster der Schwermetallbindung im
Boden. Zur Überprüfung eben dieser Vergleichbarkeit wurde die Methode der sequentielle
Extraktion (SE) nach Zeien & Brümmer (1989) gewählt, die es ermöglicht, die SM im
Boden hinsichtlich ihrer Bindung und damit ihrer Mobilisierbarkeit zu klassifizieren. Bei
dieser Methode werden die Bodenproben mit verschiedenen Extraktionsmedien, die eine
steigende Aggressivität aufweisen, behandelt. Mit der SE kann der Anteil von mobilen
(pflanzenverfügbaren) und immobilen Fraktionen am Gesamt-SM-gehalt abgeschätzt
werden. Bei der SE werden nacheinander folgende Fraktion extrahiert: (1) mobil, (2) leicht
nachlieferbar, (3) in Mn- Oxiden okkludiert, organisch gebunden, (4) in schlecht
kristallinen Fe-Oxiden okkludiert, (5) in kristallinen Fe-Oxiden okkludiert und (6) residual
gebunden. Die SE wurde in Kooperation mit dem Projektpartner der Agrar- und
Umweltwissenschaftlichen Fakultät (Professur für Bodenkunde) an der Universität
Rostock durchgeführt.
Im Ergebnis der SE weisen die untersuchten Böden hinsichtlich des Bindungsverhaltens
der Schwermetalle sehr ähnliche Muster auf. Lediglich für Mn und in Teilen Cd, bestehen
Differenzierungen. Die sich aus der Zusammensetzung der Einzelfraktionen aller
untersuchten Metalle ergebenden Ähnlichkeiten konnten auch anhand einer
Clusteranalyse belegt werden. Abbilddung 16 verdeutlicht, dass sich die Ergebnisse vor
allem zwischen den verschiedenen Tiefenstufen unterscheiden. Die Differenzierung
zwischen den konkreten Herkunftsorten ist gering. So befinden sich die Proben von Lys
10, MC SD, SD A 10, SD 42 15 und SD 42 Ah in einem Cluster. Darüber hinaus wurde
auch die russische Probe MC Ry diesem Cluster zugeordnet. Dieses Ergebnis macht
deutlich, dass am russischen Versuchsstandort vergleichbare Bedingungen hinsichtlich
44
der SM- Bindung im Boden bestehen. Das zweite Cluster bilden die Proben Lys 30, SD 42
45 und SD A 30. Hierbei handelt es sich um Proben, die aus Unterbodenhorizonten
entnommen wurden.
Abb. 16 Clusteranalyse für die sequentielle Extraktion aller SM der untersuchten Standorte
Für den Vergleich der Feld- und Lysimeteruntersuchungen wurden vor allem die
Konzentrationen der SM in der Bodenlösung der Standorte SD 42 15 und SD 42 45 sowie
Lys 10 und Lys 30 herangezogen. Anhand der Clusteranalyse wurde belegt, dass die
verschiedenen Versuchsstandorte bezüglich der chemischen Bindungen der SM in den
untersuchten Tiefenstufen sehr ähnliche Bedingungen zeigen und daher sehr gut für
vergleichende Untersuchungen verwendet werden können.
In situ Untersuchungen
Für die in situ-Untersuchungen wurden die in der Elbaue bei Schönberg eingerichteten
bodenhydrologischen Messplätze genutzt. Die hier gemessenen geochemischen (EH, pH)
und hydrologischen Parameter (Wasserstand - WL) wurden den Schwermetallgehalten in
der Bodenlösung, die im wöchentlich Rhythmus durch das Anlegen eins Unterdrucks von
45
0,6 Bar mit Hilfe der installierten Saugkerzen gewonnen wurde, gegenübergestellt. Das
Ziel der in situ Untersuchungen bestand vor allem darin, Wechselwirkungen zwischen der
Schwermetallmobilität in der Bodenlösung und dem hydrologischen Regime zu erkennen.
In den Tabellen 13 bis 15 sind die Ergebnisse der in situ Messung von geochemischen
und hydrologischen Parametern einschließlich der dazugehörigen deskriptiven Statistik
zusammengestellt. Neben der Anzahl der gemessenen Werte (N) werden jeweils das
Minimum (Min), der Median (Med), das Maximum (Max), der Mittelwert (MW) sowie die
Standardabweichung (StAb) angegeben.
Die Elbwasserstände (WL am Pegel Wittenberge) schwankten im Untersuchungszeitraum
zwischen 107 cm und 718 cm. Der Median (259 cm) und Mittelwert (283 cm) liegen
jeweils knapp unterhalb bzw. oberhalb des langjährigen Mittelwasserstandes (276 cm,
Reihe 1996/2005).
Für einen Teil der Metalle konnten bei den maximalen Konzentrationen Überschreitungen
des Prüfwertes für den Wirkungspfad Boden – Grundwasser nach BBodSchV (1999)
festgestellt werden. Diese Konzentrationen sind in den Tabellen durch Fettdruck
gekennzeichnet.
Tab. 13 In situ Messergebnisse in 15 cm Bodentiefe, deskriptive Statistik N Min Max MW StAb Med
WL in cm 2158 107,0 718,0 282,7 107,9 259,0EH in mV 1505 -93,0 742,4 420,6 212,6 441,9T in °C 1505 0,66 22,00 11,74 5,47 12,87pH 134 5,90 8,73 7,67 0,52 7,70 DOC in mg l-1 121 7,25 29,07 14,57 4,77 14,10Mn in µg l-1 142 5,5 4486,7 797,5 1103,3 216,0Fe in µg l-1 141 12,5 245,3 69,4 52,9 53,3 Al in µg l-1 141 10,0 128,0 27,9 20,8 24,0 SO4
2- in mg l-1 141 22,3 767,7 201,8 158,0 160,8As in µg l-1 144 2,1 15,2 4,6 1,7 4,3 Cd in µg l-1 143 0,1 18,6 2,6 2,3 2,1 Cr in µg l-1 144 1,1 5,4 2,6 0,9 2,5 Co in µg l-1 144 0,1 38,9 4,2 6,5 1,0 Cu in µg l-1 144 6,0 106,0 35,6 18,6 33,8 Ni in µg l-1 144 5,7 52,4 22,3 9,1 19,8 Pb in µg l-1 138 0,3 2,6 0,6 0,4 0,5 Zn in µg l-1 144 15,8 1011,0 264,0 169,3 235,3
46
Tab. 14 In situ Messergebnisse in 45 cm Bodentiefe, deskriptive Statistik N Min Max MW StAb Med
EH in mV 1505 -115,6 564,1 240,5 188,3 280,5T in °C 1472 1,05 20,79 11,87 4,55 12,65pH 110 6,70 8,60 7,85 0,39 7,90 DOC in mg l-1 98 5,30 37,55 11,25 5,70 9,28 Mn in µg l-1 134 5,5 2770,0 333,8 491,6 139,3Fe in µg l-1 134 12,5 2420,0 182,1 311,2 91,8 Al in µg l-1 127 10,0 141,0 27,0 22,4 23,0 SO4
2- in mg l-1 122 27,2 450,4 145,6 74,2 126,4As in µg l-1 134 0,9 10,5 3,2 1,7 2,7 Cd in µg l-1 121 0,1 2,9 0,5 0,4 0,4 Cr in µg l-1 134 0,3 4,2 1,2 0,7 1,0 Co in µg l-1 132 0,1 8,6 1,8 2,0 0,9 Cu in µg l-1 134 2,5 58,6 17,2 10,9 13,9 Ni in µg l-1 134 3,9 32,1 10,9 5,4 9,4 Pb in µg l-1 122 0,3 3,8 0,8 0,6 0,6 Zn in µg l-1 134 3,5 253,0 55,4 42,0 41,7
Tab. 15 In situ Messergebnisse in 85 cm Bodentiefe, deskriptive Statistik N Min Max MW StAb Med
EH in mV 1505 57,2 729,0 343,2 138,4 283,5T in °C 1481 3,47 20,02 11,87 3,98 12,67pH 92 7,10 8,60 7,78 0,37 7,78 DOC in mg l-1 86 3,60 26,60 9,35 4,91 8,41 Mn in µg l-1 111 5,5 4167,3 466,7 762,6 214,0Fe in µg l-1 111 12,5 17013,7 923,3 2893,0 89,0 Al in µg l-1 109 10,0 350,0 42,1 48,2 27,0 SO4
2- in mg l-1 99 36,9 200,1 118,2 40,0 111,5As in µg l-1 111 0,5 60,0 5,2 8,7 2,7 Cd in µg l-1 106 0,1 7,4 1,0 1,4 0,5 Cr in µg l-1 111 0,5 4,9 1,3 0,9 1,0 Co in µg l-1 106 0,1 16,3 2,2 3,3 1,1 Cu in µg l-1 111 3,0 88,6 19,8 17,6 14,0 Ni in µg l-1 111 4,0 42,6 10,8 5,7 9,0 Pb in µg l-1 103 0,3 6,7 1,2 1,4 0,6 Zn in µg l-1 111 6,8 184,0 62,3 37,0 55,0
Die zeitliche Abfolge der Überflutungszeiträume des in situ Standortes, des WL’s der Elbe
am Pegel Wittenberge, des EH‘s und der Bodentemperatur in 15 cm Tiefe sowie der pH-
Werte in der Bodenlösung ist Abbildung 17 zu entnehmen. Die Abbildung macht einen
Zusammenhang zwischen den geo-chemischen Bedingungen im Boden und dem
Wasserregime deutlich, wie er bereits im Rahmen voran gegangener Untersuchungen
47
belegt werden konnte (Rupp et al., 2010). Ein steigender Elbepegel führt zu einer
Absenkung des EH-Wertes. Dieser Zusammenhang spiegelt sich auch in einem
Korrelationskoeffizienten von r = -0,402 wieder. Der EH-Wert fällt dabei bis auf -93 mV
was auf moderat reduzierende Bedingungen im Boden hinweist (Mansfeldt, 2003). Bei
einem derartig niedrigen EH kann auf den Ablauf folgender Redoxreaktionen geschlossen
werden: NO2-Reduktion (Denitrifikation), Reduktion von Mn(IV) und Fe(III) und Sulfaten
sowie Methanogenese (Du Laing et al., 2009b). Daneben wird in der Abbildung auch eine
Wechselwirkung zwischen EH und pH deutlich. So geht ein steigender EH tendenziell mit
einem fallenden pH-Wert einher und umgekehrt. Auch diese Beziehung wird durch einen
Korrelationskoeffizienten von r= -0,538 belegt. Darüber hinaus wird der pH-Wert durch
den Temperaturverlauf beeinflusst (r= 0,550). Die Beziehung weist auf durch
Mikroorganismen beeinflusste und katalysierte Prozesse hin.
Abb. 17 In situ Messung: Überflutungsperioden, Wasserstand am Pegel Wittenberge, EH, Temperatur sowie des pH-Wertes der Bodenlösung in 15 cm Bodentiefe
Multivariate Verfahren wurden zur gleichzeitigen Analyse mehrerer Variablen und damit
zur Aufdeckung von Abhängigkeitsstrukturen durchgeführt. Es wurden die
Hauptkomponentenanalyse (Principal Component Analisys; PCA) und die
48
Redundanzanalyse (RDA) angewendet. Multivariate Verfahren basieren auf
parametrischen Statistikverfahren und erfordern daher normal verteilte Daten. Die Daten
müssen für die Verwendung in multivariaten Analysen standardisiert werden. Im Ergebnis
von mehreren Standardisierungsschritten können Werte unterschiedlicher Einheiten und
Größenordnungen vergleichbar gemacht werden (Leyer und Wesche, 2007; Dormann und
Kühn, 2009).
Ordinationsverfahren sind komplexe mathematische Operationen, deren Hauptergebnis
eine graphische Darstellung der Daten in einem meinst 2- oder 3-dimensionalen
Koordinatensystem ist. Die hier verwendeten Ordinationsverfahren verfolgen das Ziel, die
untersuchten Variablen in einer sinnvollen Art zu ordnen. Die Verteilung der
unterschiedlichen Variablen wird dafür in einem n-dimensionalen Raum projiziert. In der
so generierten Grafik (Ordinationsdiagramm) werden die Variablen entlang weniger
Achsen angeordnet. Diese hypothetischen Achsen werden dabei so im Raum platziert,
dass der Anteil der durch sie beschriebenen Varianz in den Daten maximiert wird. So
können komplexe Datensätze vereinfacht werden. Hier wurden direkte und indirekte
Verfahren mit linearer Beziehung verwendet (PCA bzw. RDA).
Bei indirekten Gradientenanalysen werden die zu untersuchenden Variablen durch
Maximieren der Varianzen im multidimensionalen Räumen entlang eines hypothetischen
Gradienten geordnet. Bei direkten Gradientenanalysen werden die Analysen der zu
untersuchenden Variablen hingegen anhand von gemessenen, die Variablen
beeinflussenden, Gradienten geordnet. Generell ist bei allen Ordinationsverfahren der
Anteil der erklärbaren Varianz der ersten Achse des Ordinationsdiagramms maximiert.
Alle Achsen eines solchen Diagramms sind zudem orthogonal zueinander ausgerichtet.
Das bedeutet, dass es zwischen den Achsen keine Korrelation geben kann. Der
erklärbare Anteil an der Varianz in den Daten wird für jede Achse durch ihren Eigenwert
(engl. eigenvalue) wiedergegeben. Die Summer der Eigenwerte alle Achsen ergibt die
Gesamtvarianz (Leyer und Wesche, 2007; Dormann und Kühn, 2009).
Die Hauptkomponentenanalyse (PCA) kann als eine Weiterentwicklung der Regression
verstanden werden. Bei diesem Verfahren wird eine Ausgleichsgrade durch die
Gesamtzahl der Datenpunkte gelegt. Dadurch wird eine hypothetische Variable
konstruiert für die die Summe der quadratischen Abweichungen aller Datenpunkte
minimiert ist. Im Gegensatz zur Regression, bei der eine unabhängige und damit
steuernde Variable notwendig wäre, wird bei der PCA eine theoretische Variable gebildet,
die sich aus dem Zusammenwirken aller Variablen ergibt und dann aus dem Datensatz
heraus interpretiert werden muss. Die PCA dient damit vor allem dem Zweck, die
49
Dimensionalität der Daten zu reduzieren indem die Variablen durch lineare
Kombinationen zu so genannten Hauptkomponenten zusammengefasst werden. Um
Variablen verschiedener physikalischer Einheiten und Größenordnungen vergleichen zu
können ist es erforderlich, die Daten zu zentrieren und zu standardisieren.
Die Methode zeichnet sich durch eine sehr einfache Anwendbarkeit und leicht zu
interpretierende Ergebnisse aus. Es ist jedoch darauf zu achten, dass die Methoden nur
für linear in Beziehung stehende Daten richtig verwendet werden kann.
Die Redundanzanalyse (RDA) zählt zu den Kanonischen Ordinationsmethoden. Diese
führen die Ordination nicht wie beispielsweise die PCA nur über eine Matrix durch
sondern verwenden zwei Matrizen. Die RDA könnte als Erweiterung sowohl der multiplen
Regression als auch der PCA betrachtet werden. Ähnlich der multiplen Regression ist es
hier erforderlich, unabhängige Variable zu deklarieren, die einen Einfluss auf das
Verhalten der abhängigen Variablen ausüben. Die Ordination der abhängigen Variablen
ist eingeschränkt, da die Ordinations-Vektoren durch eine Linearkombination der
Unabhängigen gebildet werden. Bei der Redundanzanalyse wird für jede abhängige
Variable eine multiple Regression über die Matrix der unabhängigen Variablen errechnet.
Auf diesem Wege wird eine Matrix mit Vorhersagewerten für die abhängigen Variablen
erstellt welche daraufhin einer PCA unterzogen wird. Dementsprechend unterliegt die
RDA den gleichen Beschränkungen wie die multiple Regression (Normalverteilung) und
die PCA (Zentrierung und Standardisierung der Daten). Zudem ist es auch für die RDA
wichtig, dass die Beziehungen der Variablen untereinander linearen Mustern folgen.
In Abbildung 18 ist das Biplot für die ersten beiden Achsen der RDA für die SM und die
mobilitätsbeeinflussenden Parameter der Analysen des Feldmessplatzes in 15 cm
Bodentiefe dargestellt. Die Achsen spannen sich als theoretische Gradienten so im
Variablenraum auf, dass ein Maximum der Variabilität der SM-Daten dargestellt wird. Die
erste Achse hat einen Eigenwert von 0,244 und die Zweite hat einen Eigenwert von 0,138.
Beide Achsen erklären damit 38,2% der Variabilität in den SM-Daten. Allerdings muss
beachtet werden, dass die RDA die Variation in den SM-Daten nur in Beziehung zu den
mit in die Analyse eingegangenen Umweltparametern analysiert. Der geringe Anteil der
Variation, der durch die ersten beiden Achsen der RDA erklärt wird, zeigt das weitere
Parameter eine entscheidende Rolle bei der Freisetzung der SM spielen. Von den hier
einbezogenen Parametern spielt Mn die wichtigste Rolle. Dies wird auch in der Korrelation
zwischen Mn und der ersten Achse deutlich (0,8934). Für die erste Achse sind darüber
hinaus EH (Korrelation: -0,581), pH (Korrelation: 0,5256), SO42- (Korrelation: -0,5127) und
50
T (Korrelation: 0,3101) bedeutsam. Die zweite Achse wird vor allem von DOC
(Korrelation: 0,579), T (Korrelation: 0,4545), WL (Korrelation: -0,384) und Al (Korrelation:
0,3222) beeinflusst.
Abb. 18 RDA für den Elbauen in situ Messplatz in 15 cm Bodentiefe
SM-Mobilisierung in den in situ Untersuchungen
As ist ein redoxsensitves Element für das v.a. Fe-Oxide wichtige Bindungspartner sind.
Reduzierende Verhältnisse im Boden führen zur Auflösung dieser Oxide was eine
Freisetzung der an ihnen gebundenen Elemente in die Bodenlösung zur Folge hat.
Daneben ist As stark mit DOC korreliert, mit dem es metall-organische Komplexe bildet.
Die Ergebnisse der in situ Untersuchung stehen in Einklang mit Literaturaussagen (Du
Laing et al., 2009b und Schulz-Zunkel und Krüger, 2009).
Anhand der Ergebnisse des in situ Versuches sind für Pb keine kausalen Aussagen
ableitbar. Zwar konnten für die einzelnen Tiefenstufen Korrelationen mit entsprechenden
Bindungspartnern festgestellt werden (bspw. zu Al in 15 cm Tiefe), ein einheitliches
Gesamtbild kann davon jedoch nicht abgeleitet werden. Dies wird auch durch die
Ergebnisse der sequentiellen Extraktion erhärtet, die für Pb eine sehr feste Bindung (4.
und 5. Fraktion) belegen.
51
Für Cd konnte im Ergebnis der in situ Versuche kein potentieller Bindungspartner
identifiziert werden. Als steuernder Parameter konnte in den drei untersuchten Tiefen der
pH-Wert mittels RDA identifiziert werden. Die mit Hilfe der RDA aufgezeigten
Zusammenhänge mit SO42- und Al werden auch durch die Literatur bestätigt (Du Laing et
al., 2009b und Schulz-Zunkel und Krüger, 2009).
DOC ist für Cr der wichtigste Bindungspartner, mit dem es metall-organische Komplexe
bildet. Darüber hinaus konnten Al, Fe sowie Mn als wichtige Bindungspartner identifiziert
werden.
Die Konzentration von Co in der Bodenlösung korrespondierte sehr gut mit dem Gehalt an
Mn in allen drei untersuchten Bodentiefen. Als Hauptquellen für die Freisetzung von Co
unter reduzierenden Bedingungen sind Mn-Oxide und -Hydroxide anzusehen. Darüber
hinaus sind vor allem DOC und Fe als Bindungspartner von Bedeutung.
Für die Cu – Mobilisierung ergaben sich zunächst keine klaren Aussagen. Dies kann auch
durch die Ergebnisse der sequentiellen Extraktion erklärt werden, in der ein großer Anteil
des Cu als organisch gebunden im Boden (in der 4. Fraktion) nachgewiesen wurde. Diese
Bindung an die organische Substanz und in Schwefelverbindungen wird von Du Laing et
al. (2009b) und Schulz-Zunkel & Krüger (2009) bestätigt.
Die wichtigsten Bindungspartner für Ni sind Mn-Oxide und –Hydroxide. Daneben spielten,
zumindest in den beiden unteren Beprobungstiefen, DOC, Al (nur in 45 cm Tiefe) und Fe
eine Rolle. Dieses Ergebnis steht teilweise in Kontrast zu den von Ergebnissen von
Schulz-Zunkel & Krüger (2009), die vor allem DOC als wichtigsten Bindungspartner für Ni
identifizierten.
Die wichtigste Steuergröße für den Gehalt an Zn in der Bodenlösung stellt der pH-Wert
dar. Darüber hatte die Temperatur in allen Tiefen einen Einfluss auf die Zn- Mobilität.
Untersuchungen der SM- Mobilisierung in Kleinlysimetern
Die Effekte variierender Wasserstände auf die Mobilisierung von SM wurden unter
definierten Versuchsbedingungen auf der Skalenebene von Kleinlysimetern untersucht.
Diese Arbeiten stellen damit eine wesentliche Erweiterung der in situ Messungen dar und
ermöglichen es, die Wirkungen hydrologischer Situationen (Überstau) unabhängig vom
Witterungsgeschehen zu studieren. Die Ergebnisse der in situ Messungen können somit
im Lysimeterexperiment verifiziert und wesentliche Aussagen hinsichtlich der
dominierenden physikochemischen Prozesse abgeleitet werden.
52
Im Lysimeterexperiment wurden die Wasserstände (WL) entsprechend dem Versuchsplan
zwischen Überstauung der Gefäße und 40 cm unter Flur eingestellt. Tiefere
Wasserstände konnten in den Experimenten nicht realisiert werden, da dann die
Entnahme von Bodenwasserproben über die verwendeten Saugelemente nicht mehr
möglich war.
Mit der Simulation einer 3-monatigen Überstauung wurden die systematischen
Experimente an den Kleinlysimetern am 16.08.2009 aufgenommen (Tab. 16). Daran
schloss sich eine 3-monatige Periode mit Wasserständen von 0,2 bzw. 0,4 m unter GOK
(Austrocknung des Oberbodens) an.
In dem darauf folgenden Szenario wurden in den Kleinlysimetern mit einem Rhythmus
von 3 Wochen alternierende Wasserständen simuliert (kurzfristiger Wechsel von
Überstauung und Austrocknung).
Das dritte Szenario umfasste ein Alternieren der Wasserstände (Überstau von jeweils 6
Wochen und dazwischen für 2 Wochen Wasserstände von 0,4 m unter GOK).
Tab. 16 Wasserstände in den Kleinlysimetern
Von Bis Wasserstand Erläuterung
16.08.2009 17.11.2009 0m Überstau
18.11.2009 15.02.2010 -0,4m GW unter GOK1)
16.02.2010 28.02.2010 -0,2m GW unter GOK
01.03.2010 22.03.2010 0m Überstau
23.03.2010 12.04.2010 -0,4m GW unter GOK
13.04.2010 03.05.2010 0m Überstau
04.05.2010 25.05.2010 -0,4m GW unter GOK
26.05.2010 15.06.2010 0m Überstau
16.06.2010 05.07.2010 -0,4m GW unter GOK
06.07.2010 26.07.2010 0m Überstau
27.07.2010 17.08.2010 -0,4m GW unter GOK
18.08.2010 07.09.2010 0m Überstau
07.09.2010 28.09.2010 -0,4m GW unter GOK
29.09.2010 09.11.2010 0m Überstau
10.11.2010 24.11.2010 -0,4m GW unter GOK
25.11.2010 07.01.2011 0m Überstau
1) Grundwasserstand im Lysimeter unterhalb der Gefäßoberkante
53
Tabelle 17 gibt die Messergebnisse von bodenphysikalischen und bodenchemischen
Parametern in den Kleinlysimetern einschließlich der dazugehörigen deskriptiven Statistik
wider (Anzahl der gemessenen Werte - N, Minima - Min, der Median - Med, die Maxima -
Max, der Mittelwert - MW sowie die Standardabweichung - StAb).
Tab. 17 Messergebnisse bodenphysikalischer und bodenchemischer Parameter im Kleinlysimeterversuch. deskriptive Statistik Installationstiefe 10 cm Installationstiefe 30 cm
N Min Max MW StAb Med N Min Max MW StAb Med
WL (cm) 592 -0,4 0 -0,19 0,19 -0,2
EH (mV) 562 284,7 821,2 343,2 320,2 466,2 562 470,1 199,2 -29,2 116,1 -34,4
T (°C) 585 3,10 28,03 15,52 5,58 15,01 585 2,20 27,70 15,08 5,89 14,84
pH 146 6,95 9,00 7,83 0,37 7,83 153 6,95 8,40 7,68 0,37 7,65
DOC (mg l-1) 148 7,96 46,55 19,27 7,68 17,63 156 5,96 17,18 9,14 1,84 8,90
Mn (µg l-1) 159 10,0 6505,0 1186,4 1570,4 538,0 159 186,5 4560,0 2124,8 800,1 2270,0
Fe (µg l-1) 158 24,0 1301,0 150,0 203,0 90,0 157 24,0 1119,0 244,1 210,6 169,5
Al (µg l-1) 148 19,0 99,0 25,0 13,5 19,0 133 19,0 111,5 23,6 12,3 19,0
SO42- (mg l-1) 159 155,5 585,9 277,2 71,9 265,4 159 84,9 419,0 165,8 54,0 149,1
As (µg l-1) 159 1,6 19,4 6,8 3,4 6,4 159 0,3 16,8 2,7 2,2 2,0
Cd (µg l-1) 159 0,2 18,1 3,8 3,0 3,0 150 0,1 12,6 2,1 2,2 1,5
Cr (µg l-1) 158 1,1 6,6 3,0 1,0 2,8 159 0,4 3,1 1,0 0,5 0,9
Co (µg l-1) 159 0,2 54,6 7,9 12,4 2,5 159 0,8 22,5 7,5 3,0 7,3
Cu (µg l-1) 159 14,1 63,4 31,6 10,2 30,4 159 2,1 36,5 7,1 4,7 6,1
Ni (µg l-1) 159 11,4 60,4 24,8 10,1 23,1 159 12,0 32,7 17,8 3,5 17,1
Pb (µg l-1) 62 0,4 1,1 0,5 0,1 0,4 52 0,4 1,7 0,5 0,2 0,4
Zn (µg l-1) 159 8,5 832,0 198,7 147,7 191,0 159 20,5 464,0 104,3 66,8 85,0
Das EH schwankte in 10 und 30 cm Tiefe unterschiedlich stark. Während der
Schwankungsbereich in der unteren Tiefe etwa 700 mV umfasste (vergleichbar mit den in
situ – Verhältnissen), war die Schwankungsbreite in 10 cm Tiefe mit 1100 mV im
Lysimeter deutlich erhöht. Generell kann festgestellt werden, dass das EH in den
Lysimetern niedrigere Werte aufwies als in situ.
Die Kleinlysimeterversuche wurden in einem geschlossenen Raum durchgeführt. Dadurch
war die Temperatur gegenüber den in situ Untersuchungen erhöht. Der pH-Wert der
54
Bodenlösung erreichte in beiden Tiefen das gleiche Minimum, in 10 cm Tiefe war jedoch
das Maximum weiter in den basischen Bereich verschoben. Insgesamt war das pH-Wert-
Niveau im Kleinlysimeter mit dem auf dem Feldmessplatz vergleichbar.
Die Konzentration an löslichen Kohlenstoffverbindungen in der Bodenlösung (DOC) war in
den Lysimetern deutlich niedriger im Vergleich zu den in situ Messungen.
Auch hier wurden die höchsten Konzentrationen an gelösten Schwermetallen in der
oberen Beprobungstiefe (10 cm) nachgewiesen. Im Vergleich zu den in situ Messungen
waren vor allem die Extrema von As, Co und in Teilen Cd erhöht. Dahingegen wurden für
Cr, Ni und Pb vergleichbare Werte gemessen. Die Maximalkonzentrationen von Cu und
Zn waren in den Lysimeterversuchen hingegen niedriger als in situ. Die mittleren
Konzentrationen von As, Cd und Co waren gegenüber den Freilandmessungen auch
leicht erhöht. Für Cr, Cu, Ni und Pb wurden in situ und in den Lysimetern jeweils
vergleichbare Konzentrationen gemessen. Für eine Reihe der Metalle treten
Überschreitungen der Prüfwerte nach BBodSchV (1999) für den Wirkungspfad Boden –
Grundwasser bei den jeweiligen Konzentrationsmaxima auf. Diese Werte sind in Tabelle
17 durch Fettdruck markiert.
In 10 cm Tiefe wird ein sehr enger indirekter statistischer Zusammenhang zwischen dem
Wasserstand im Lysimeter und dem EH deutlich, der statistisch durch einen
Korrelationskoeffizienten von -0,758 belegt wird (Abb. 19). Ein steigender Wasserpegel
führt damit im Lysimeter zu einen Abfallen des EH‘s. Dabei sinkt das EH bis auf -280 mV.
Dieses EH deutet auf stark reduzierende Bedingungen im Boden bei hohen
Wasserständen hin (Mansfeld, 2003). Ein Einfluss der Bodentemperatur auf das EH
konnte im Lysimeterversuch nicht belegt werden. Der pH- Wert in der Bodenlösung zeigte
weder eine Wechselwirkung mit der Temperatur noch mit dem Wasserstand.
55
Abb. 19 Überstauperioden, Wasserstand sowie mittlere EH, Temperatur und pH-Werte der Bodenlösung in den Kleinlysimetern, Beprobungstiefe 10 cm Die Ergebnisse multivariater Verfahren (RDA) für die Beprobungstiefe 10 cm sind in
Abbildung 20 dargestellt (Biplot für die ersten beiden Achsen der RDA für die SM und die
mobilitätsbeeinflussenden Parameter). Die erste Achse erreicht einen Eigenwert von
0,279, die zweite Achse hat einen Eigenwert von 0,218. Somit werden 49,8% der
Variation der SM-Daten durch diese beiden Achsen erklärt. Mn war, wie bereits aus den in
situ Messungen bekannt, von großer Bedeutung für die Mobilität der untersuchten SM (r=
0,8938). Darüber hinaus konnte belegt werden, dass DOC (r= 0,6738), Fe (r= 0,667), EH
(r= -0,5656), T (r= 0,4056) und WL (r= 0,3893) für die SM Mobilität von Bedeutung sind.
Die zweite Achse weist auf einen wesentlichen Einfluss von WL (r= 0,6459) und pH (r= -
0,4453) auf die SM-Mobilität hin.
Im Biplot der RDA werden neben den bereits durch die Korrelationsanalyse aufgezeigten
Zusammenhängen auch weitere Beziehungen zwischen den SM und den steuernden
Parametern deutlich. Auffällig war dies vor allem bei As. Der kleine Winkel zwischen den
Vektoren von As und Fe, Mn und DOC lässt auf entsprechende Wechselwirkungen
schließen. Zudem übte der pH-Wert in dieser Beprobungstiefe einen Einfluss auf das
Metalloid aus. SO42- stellte sich im Biplot als wichtiger Bindungsparameter für die
56
Elemente Cd, Cu und Zn (abhängig vom pH-Wert) heraus. Für Cr erwiesen sich DOC, Al
und auch Fe als wesentliche Bindungspartner.
Abb. 20 RDA für das Kleinlysimeterexperiment, Beprobungstiefe 10 cm SM-Mobilisierung in den Kleinlysimetern Für As konnten in den Lysimetern in beiden Untersuchungstiefen Korrelationen mit Al und
DOC anhand der RDA nachgewiesen werden. Darüber hinaus wurden Zusammenhänge
zu Fe, DOC und Mn aufgezeigt. Die Ergebnisse der Lysimeteruntersuchungen decken
sich weitgehend mit denen der in situ Messungen.
Bei Pb bestanden analog zu den in situ Messungen auch im Lysimeterexperiment keine
statistisch gesicherten Zusammenhänge.
Für Cd konnte, wie auch im in situ-Versuch, der pH als wichtiger Steuerungsparameter
ausgemacht werden. Zudem bestand ein Einfluss des Wasserstandes.
Cr erwies sich auch in den Lysimeterversuchen als redoxsensitiv. Der wichtigste
Bindungspartner war, wie bei den in situ Messungen, DOC. Daneben konnte Al als
relevanter Bindungspartner identifiziert werden. Mittels der RDA konnte zudem ein
Zusammenhang mit Fe aufgezeigt werden.
57
Co zeigte im Lysimeterexperiment zu den in situ Messungen analoge Ergebnisse. So
bestand eine enge Korrelation mit Mn. Im Bereich stark wechselnden EH konnten enge
Wechselwirkungen mit DOC und Fe ausgewiesen werden.
Die Konzentrationen von Cu in der Bodenlösung zeigten kein einheitliches Muster im
Lysimeterexperiment. In der Beprobungstiefe von 30 cm, in der reduzierende
Bedingungen vorherrschten, konnte eine Affinität zu SO42- festgestellt werden. Du Laing et
al. (2009b) weisen explizit auf das Vorkommen von CuS in anoxischen Sedimenten hin.
Vor allem hinsichtlich des SO42- werden auch hier die Ergebnisse des Freilandversuches
bestätigt.
Für Ni konnte eine Korrelation mit DOC festgestellt werden. Zudem bestand in 10 cm
Tiefe ein starker Zusammenhang mit der Mn- Konzentration. Auch im
Lysimeterexperiment war der pH-Wert für die Ni- Konzentrationen von Bedeutung. Für Ni
wurden Parallelen zwischen den Lysimeteruntersuchungen und den in situ Messungen
deutlich.
Die Konzentrationen von Zn in 10 cm Tiefe wurden sowohl vom pH als auch vom EH (in
etwas schwächerem Maße) beeinflusst.
Prozessuntersuchungen in biogeochemischen Mikrokosmen
Prozessuntersuchungen zur Mobilisierung von Schwermetallen wurden im Labor mit Hilfe
von biogeochemischen Mikrokosmen durchgeführt. Dabei erwiesen sich die erforderlichen
Arbeiten zur Instandsetzung und Modernisierung der Mikrokosmenanlage als unerwartet
aufwändig, so dass zunächst nur Bodenproben von einem deutschen Flussauenstandort
mit den Mikrokosmen untersucht werden konnten. Die Untersuchung der russischen
Bodenproben ist gegenwärtig noch nicht abgeschlossen. Die folgende
Ergebnisdarstellung bezieht sich daher ausschließlich auf den deutschen Auenstandort.
In den biogeochemischen Mikrokosmen wurde die Mobilisierung von Schwermetallen bei
Überflutungen in Beziehung zum EH und DOC untersucht. Für diese Untersuchungen
wurde ein deutscher Auenboden mit folgenden Eigenschaften genutzt:
Korngrößenzusammensetzung (35 % Sand, 44 % Schluff und 20 % Ton); pH (CaCl2): 5,8;
Corg: 6.58 %. Der Boden wies folgende Elementgehalte nach Königswasseraufschluss [mg
kg-1] auf: As: 123; Fe: 46611; Mn: 1236; Cr: 116 und wurde nach IUSS/ISRIC/FAO (2006)
als Mollic Gleysol (GLm) klassifiziert.
Die Ergebnisse der Untersuchungen an den biogeochemischen Mikrokosmen werden in
Abbildung 21 präsentiert. Dabei widerspiegelten vor allem die Cr- Konzentrationen die
58
vorgenommene EH-Steuerung in den Mikrokosmen. Cr war signifikant mit dem EH
korreliert (r = 0,85; n = 9; p < 0,01). Ein EH-Anstieg war mit zunehmenden Cr-
Konzentrationen in der Bodensuspension verbunden. Das Niveau der gemessenen Cr-
Konzentrationen war vergleichsweise hoch (23,50 ± 11,74 µg L-1). Das
Konzentrationsmaximum von Cr in der Bodenlösung (47,30 µg L-1) fiel dabei zeitlich mit
dem höchsten EH zusammen. Das Minimum der Cr- Konzentration von (17.1 µg L-1) trat
umgekehrt bei den niedrigsten EH- Werten auf.
Der Median der As-Konzentration in der Bodensuspension betrug 15,30 ± 10,85 µg L-1.
Die höchsten Konzentrationen von 29,5 und 45,8 µg L-1 wurden zu Beginn und Ende des
Experiments bei niedrigem EH von 16 bzw. – 30 mV gemessen. Diese Beziehung war
allerdings statistisch nicht signifikant (rs = - 0,533; n = 9).
Die Fe- Konzentrationen waren in der Suspension vergleichsweise hoch (Mittelwert = 1,05
± 0.45 mg L-1) und schwankten zwischen 0,51 und 1,99 mg L-1 (Minimum und Maximum).
Die Absenkung des EH im Experiment ab Tag 10 resultierte in steigenden Fe-
Konzentrationen. Das Maximum der Fe- Konzentrationen wurde am Tag 23 bei niedrigem
EH erreicht. Die indirekte Beziehung zwischen Fe und EH war statistisch nicht signifikant
(rs = - 0,583; n = 9).
Veränderungen des EH spiegelten sich im zeitlichen Verlauf der DOC-Konzentrationen in
der Bodensuspension wider. Die gemessenen DOC-Konzentrationen schwankten auf
einem hohen Niveau zwischen 51,68 und 98,15 mg L-1 (Minimum und Maximum). Auch
hier wurden wiederum die höchsten DOC-Konzentrationen bei niedrigem EH gemessen,
wobei die niedrigsten DOC- Konzentrationen bei einem EH zwischen 300 und 400 mV zu
verzeichnen waren. Die DOC- Konzentrationen waren signifikant negativ mit den EH
korreliert (rs = - 0,817; n = 9; p < 0,01). Darüber hinaus wurde noch eine indirekte
Beziehung zwischen DOC und Cr belegt, die jedoch nicht signifikant war (rs = - 0,567; n =
9). Auch zwischen den Konzentration von DOC und As in der Suspension konnte eine
statistisch signifikante Beziehung nachgewiesen werden (rs = 0,70, n = 9, p < 0,05).
59
0 5 10 15 20 25
0
150
300
450102030405010
20
30
40
40
60
80
100
0 5 10 15 20 25
E H [m
V]
Zeit [d]
EH
Cr [
µgL-1
] Cr
As [µ
gL-1] As
2.0
1.5
1.0
Fe [m
gL-1] Fe
0.5
DO
C [m
gL-1] DOC
Abb. 21 Zeitlicher Verlauf des EH sowie der Cr-, As-, Fe- und DOC- Konzentrationen in der Bodensuspension; Mikrokosmenexperiment
60
Zusammenfassende Diskussion der in verschiedenen Skalenbereichen (in situ, Kleinlysimeter und Mikrokosmos) erzielten Ergebnisse
In häufig überschwemmten Böden bestimmen Redoxreaktionen (Oxidation und
Reduktion) die vorherrschenden biogeochemischen Prozesse. Wassersättigung während
längerer Perioden führt häufig zu Veränderungen der chemischen Eigenschaften von
Sedimenten und Böden sowie der mikrobiellen Populationen und Prozesse. In Auenböden
treten verschiedene Redoxreaktionen bei Überflutung und damit einher gehendem
Absinken des EH’s im Boden auf. Wichtige Reaktionen sind die Nitratredukation, die
Mangan-(IV) Reduktion, Eisen-(III) Reduzierung, die Sulfat (SO42-) Reduktion und die
Methanogenese. Diese Prozesse wurden bereits intensiv untersucht und in der Literatur
belegt (Patrick und Delaune, 1972; Ponnamperuna, 1972; Patrick und Jugsujinda, 1992;
Yu et al, 2007; Du Laing et al, 2009b).
Hinweise auf die im Boden ablaufenden biogeochemischen Prozesse (Redoxreaktion)
liefert das EH als ein Maß für die Verfügbarkeit von Elektronen. Es ermöglicht die
Vorhersage der Stabilität und Verfügbarkeit verschiedener Metalle und Metalloxide in
Auenböden und –Sedimenten. Der EH fällt vergleichsweise schnell nach der Überflutung
von Auenböden und dem damit einher gehenden Wechsel von aeroben zu anaeroben
Verhältnissen ab. In unseren Lysimeter- und Feldstudien wurde der EH stark vom
Wasserstand beeinflusst und lag zwischen oxidierenden Bedingungen (> 400 mV) und
mäßig bis stark reduzierenden Bedingungen (<- 100 mV). Unsere Untersuchungen auf
drei verschiedenen Skalenebenen umfassen damit ein charakteristisches EH- Spektrum.
Daher wurden wesentliche Prozesse, die in überschwemmten Böden vorherrschen, in
unseren Experimenten im Labormaßstab (biogeochemischen Mikrokosmen), in den
Kleinlysimetern sowie im Feldmaßstab erfasst und verifiziert.
Reduzierte Bedingungen führen nach Klaas et al. (2007) zur Reduktion von Cr (VI) in Cr
(III) und zur Immobilisierung von Chromaten. Chrom (VI) wird bei hohem EH Werte
mobilisiert. Diese EH abhängigen Effekte auf die Cr- Konzentrationen konnten in allen 3
experimentellen Skalenbereichen nachgewiesen werden. DOC war ferner eng mit Cr
verknüpft. Cr bildet mit DOC metall-organische Komplexe und zeigte Wechselwirkungen
mit den redoxsensitiven Elementen Mn und Al. Auch die Co- Konzentrationen in der
Bodenlösung korrespondierten sehr gut mit den Mn- Konzentrationen. Als Hauptquelle für
die Freisetzung von Co unter reduzierenden Bedingungen wurden Mn-Oxide und -
Hydroxide angesehen. Darüber hinaus waren vor allem DOC und Fe als Bindungspartner
von Bedeutung. Ni liegt in an Mn-Oxide und –Hydroxide gebundener Form vor.
61
Wechselwirkungen bestanden vor allem zu DOC, Al und Fe. In den Bodenzonen mit stark
schwankendem EH konnte Mn als steuernder Parameter für die Ni- Mobilisierung
ausgewiesen werden. Auch der pH-Wert war für die Ni- Konzentrationen von Bedeutung.
Das Redoxmilieu im Boden ist von entscheidender Bedeutung für die Einschätzung der
Löslichkeit und Mobilität von As. Unter natürlichen Bedingungen sind Arsenat (As(V)) und
Arsenit (As(III)) die häufigsten As- Verbindungen (Smith et al, 1998; Mandal und Suzuki,
2002). As(V) ist dominant In Boden-Wasser-Systemen unter aeroben Bedingungen, As
(III) dagegen unter anoxischen und anaeroben Verhältnissen (Reddy und Delaune, 2008).
Aufgrund der langsamen Kinetik der Redoxreaktion von As werden oftmals sowohl As(V)
als auch As(III) im Boden nachgewiesen, unabhängig vom Redoxmilieu (Masscheleyn et
al., 1991). Reduzierende Bedingungen (EH <0 mV) erhöhen die Löslichkeit von As stark.
Lösliches As liegt dabei vor allem als As(III) vor (Reddy und Delaune, 2008). Unsere
Studien in den verschiedenen Skalen (Feld, Lysimeter und Mikrokosmos) zeigten, dass
die As- Konzentrationen bei niedrigem EH hoch und niedrig bei hohem EH waren.
Aufgrund seiner Redoxsensitivität führen reduzierende Verhältnisse zur Auflösung von
Oxiden, an denen As gebunden ist. Das hat eine Mobilisierung von As und weiterer
oxidisch gebundener Metalle zur Folge. As war ferner eng mit DOC korreliert, mit dem es
metall-organische Komplexe bildet.
Die Stabilität von Fe2+ und Fe (Hydr)oxiden ist in erster Linie von den EH - und pH-Werten
des Sediments abhängig (Du Laing et al., 2009b). Bei neutralen pH-Werten, die wir bei
unseren in situ- und Lysimeterversuchen aufgrund des neutralen Elbewassers (pH-Wert ~
7) vorgefunden haben, kann Fe nur bei niedrigem EH in Lösung gehen (wahrscheinlich vor
allem als Fe2+) oder in Form von löslichen organischen Komplexen im oxischen Milieu
existieren. Die Fe- Konzentration in den biogeochemischen Mikrokosmen erhöhte sich
während der Einstellung niedriger EH –Werte, da es zu einer Fe2+ Mobilisierung kam.
Cd erwies sich in den durchgeführten Untersuchungen als pH-Wert-abhängig. Es
bestanden statistische Beziehungen zu den SO42- und Al.
DOC ist die mobilste organische Fraktion im Boden. DOC ist am Co-Transport von
Metallen aufgrund von physikalischen und chemischen Bindungsmechanismen beteiligt
und kann so einen signifikanten Einfluss auf die Bioverfügbarkeit von Metallen ausüben
(Zsolnay, 1996). Daher ist DOC in Böden von großer Bedeutung für den Transport von
Schadstoffen sowie für die Biogeochemie von Nähr- und Schadstoffen (Kalbitz et al.,
2000). Gelöste organische Liganden, wie niedrig- bis mittelmolekulargewichtige
Carbonsäuren, Aminosäuren und Fulvinsäuren können lösliche Metall-Komplexe bilden
62
(Du Laing et al., 2009a). Eine verbesserte Mobilisierung von Metallen als gelöste
organische Komplexe wurde für Cr und As beobachtet (Kalbitz und Wennrich, 1998).
Signifikante Korrelationen zwischen den As- Konzentrationen und EH, die mit unseren
Untersuchungen belegt wurden, bestätigten diese Literaturaussage. In unseren
Untersuchungen waren abnehmende DOC- Konzentrationen bei höherem EH zu
verzeichnen. Ein ähnliches Muster der zeitlichen Dynamik konnte auch bei As und DOC
beobachtet werden, da As oftmals an DOC gebunden ist.
Die Untersuchungen auf unterschiedlichen Skalen- und Zeitebenen (in situ Messplatz,
Kleinlysimeter und Mikrokosmen) haben zu vergleichbaren Aussagen hinsichtlich der
Effekte von variierenden Umweltfaktoren auf die Mobilisierung von Schwermetallen
geführt. Vor allem bei den in situ Untersuchungen traten Wechselwirkungen zwischen
verschiedenen Prozessen auf. Dennoch konnten in den Feld-, Lysimeter- und
Mikrokosmenuntersuchungen identische Prozesse, die die Mobilität von Schwermetallen
bei Hochwasserereignissen steuern, identifiziert werden. Klare Aussagen über die
Prozesse der SM- Mobilisierung in Auenböden bei stark variierenden hydrologischen
Bedingungen konnten für die Elemente As, Co und Cr abgeleitet werden. Die Kombination
von Versuchen in verschiedenen zeitlichen und räumlichen Skalen hat sich als ein sehr
wertvolles Werkzeug für prozessorientierte Untersuchungen zur SM-Mobilisierung in
Auenböden erwiesen.
Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass auch die Zielstellung von
Teilschwerpunkt (2), Ableitung gesicherter Aussagen über die Auswirkungen
unterschiedlicher Wasserstände (hydrologisches Regime, von besonderem Interesse auf
Auenstandorten) auf das Freisetzungsverhalten von Schwermetallen in differenzierten
Skalenbereichen erfüllt wurde.
63
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66
2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises
Eine detaillierte Abrechnung des Vorhabens wird von der Finanzabteilung des UFZ
vorgenommen und an den Zuwendungsgeber fristgemäß übergeben. Basierend auf den
von dort abgeforderten Zahlen enthält Tabelle 18 eine Übersicht über die wesentlichsten
ökonomischen Kennziffern.
Tab. 18 Soll- Ist- Vergleich wesentlicher ökonomischer Parameter
Position Soll-Zuwendung Ist-Ausgabe Differenz
Material 9.000,00 10.282,09 -1.282,09
FE-Leistung 13.000,00 17.534,25 -4.534,25
Personalkosten 103.997,23 108.721,89 -4.724,66
Reisekosten 32.000,00 22.529,64 +9.470,36
Abschreibung 1.500 1.499,32 +0,68
Sonst. Vorhabenkosten
40.105,33 36.159,86 +3.945,47
Verwaltungskosten 53.194,45 54.088,61 -894,16
Summe Zuwendung
252.797,01 250.815,66 +1981,35
Aus Tabelle 18 ist ersichtlich, dass der veranschlagte Kostenrahmen für das Projekt
eingehalten wurde und ein Kassenbestand von ca. +1981 € erzielt wurde. Dieser
Kassenbestand wird an den Zuwendungsgeber zurückgegeben.
Bei den einzelnen Positionen kam es aufgrund der zuvor bereits beschrieben Probleme
bei der Realisierung des Projektes zu Verschiebungen im Budget, die mit dem
Projektträger abgesprochen wurden. Bemerkenswert sind vor allem die Verzögerungen
beim Aufbau der russischen Versuchsanlagen aufgrund der schwierigen
Einfuhrbedingungen und den damit im Zusammenhang stehenden Problemen beim
russischen Zoll. Es kam zu Verlusten beim Geräteexport, die jedoch durch Einsparungen
bei den Reisekosten und den sonstigen Vorhabenkosten kompensiert werden konnten.
Die Überziehung der Personalkosten, die jedoch ebenfalls durch Einsparungen in
anderen Positionen kompensiert werden konnten, resultierte aus der genehmigten
Laufzeitverlängerung bis Dezember 2010. Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die
67
Zuwendungssumme ausreichend war, um die im Projektantrag fixierten Leistungen in
quantitativer und qualitativer Hinsicht zu erfüllen.
3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit
Im Projektantrag wurde begründet, dass viele Flussauen mit Schadstoffen kontaminiert
sind und es an Strategien und praktikablen technologischen Lösungen zur Sanierung
dieser Standorte fehlt. Während in den deutschen Flussauen, vor allem nach den Elbe-
und Oderhochwässern, in den letzten Jahren erhebliche Anstrengungen zur Identifikation
der Belastungsquellen sowie dem Belastungsstatus von Auenböden unternommen
wurden, fehlen belastbare Untersuchungsergebnisse aus den Wolga- bzw. Okaauen. Hier
konnte durch das Vorhaben ein entscheidender Erkenntnisgewinn erzielt werden.
Während bei den Elbauen vor allem neue Ergebnisse bezüglich der Belastung mit POPs
erzielt wurden, ließen die Untersuchungen in den Okaauen Rückschlüsse über das
generell zu erwartende Belastungspotential zu. Des Weiteren war es notwendig,
entsprechende praktische Experimente zur Phytoremediation in den Auen anzulegen, um
entsprechende Erfahrungen mit diesem Sanierungsverfahren zu erzielen. Auch hier
wurde ein hoher Neuheitswert generiert, da bisher derartige Anlagen nach Wissen der
Bearbeiter in Russland nicht existierten und auch in Deutschland zum Zeitpunkt des
Projektbeginns nur die vorab aus Eigenmitteln errichtete Experimentalanlage in der
Elbaue bei Schönberg vorhanden war. Dies erwies sich für die Projektdurchführung als
sehr günstig, denn es bestand die Möglichkeit, aus der bereits vorhandenen Anlage in der
Elbaue Biomasse zur Testung bezüglich der energetischen Verwertung zu gewinnen.
Anzumerken bleibt ferner, dass der in diesem Projekt verfolgte skalierte Ansatz bezüglich
der Untersuchung der Phytoremediation in den Skalenebenen Mikrokosmos – Lysimeter-
in situ Experiment wissenschaftlich neu ist. Dieser zwischenzeitlich publizierte Ansatz (vgl.
Rupp et al., 2010) kann sowohl für Folgeprojekte in Deutschland und auch in Russland
genutzt werden. Es wurden durch den Export von Geräten, der praktischen Anlage von
Lysimeter- und Feldexperimenten und der Durchführung einer Schulung von russischen
Wissenschaftlern in Deutschland die Voraussetzungen für den Weiterbetrieb der Anlagen
bzw. deren Modifikation für ähnlich gelagerte Fragestellungen in Russland geschaffen.
Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die durchgeführten Arbeiten notwendig und
angemessen waren. Sie führten sowohl zu einem erheblichen Wissenszuwachs bei den
deutschen und russischen Partnern, dargestellt anhand von Publikationen, als auch zur
Vertiefung von praktischen Erfahrungen beim Umgang mit dem Verfahren der
68
Phytoremediation. Es konnte gezeigt werden, dass man die Phytoremediation sowohl zur
Sanierung von kontaminierten Auenstandorten nutzen kann und auch eine energetische
Verwertung der aufwachsenden Biomasse möglich ist. Besonders der letztgenannte
Aspekt war für die russischen Wissenschaftler neu, da eine energetische Nutzung von
Biomasse in einem rohstoffreichen Land wie Russland bisher kaum von Interesse war.
4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
Im Forschungsantrag wurden 4 Komponenten bezüglich der wirtschaftlichen
Erfolgsaussichten als essentiell angesehen:
1. Reinhaltung der Gewässer /Wasserqualität – es wurde nachgewiesen, dass mit
der Sanierung von belasteten Auenstandorten durch möglichst naturnahe
Verfahren ohne immensen Kostenaufwand ein wesentlicher Beitrag zur Erfüllung
der in der EU-Wasserrahmenrichtlinie genannten Zielstellung bezüglich der
Erreichung eines guten ökologischen Zustands der Gewässer geleistet werden
kann. Die Phytoremediation mit speziellen Weidenklonen ist auf kontaminierten
Auenstandorten mit erheblich wechselnden Wasserständen einsetzbar. Der Anbau
von speziellen Pappelklonen wird aufgrund der Staunässe nicht empfohlen.
2. Inwertsetzung kontaminierter Auenböden – es konnte nachgewiesen werden, dass
mit Hilfe der Phytoremediation eine Inwertsetzung von kontaminierten Auenböden
möglich ist. Besonders geeignet erscheint der Anbau von Weidenklonen, die
biotechnologisch mit Mykorrhizapilzen und Helferbakterien beimpft wurden.
Hierdurch konnte die Sanierungszeit für Cadmium von ursprünglich etwa 40 auf
etwa 25 Jahre und für Zn von etwa 70 auf etwa 45 Jahre verringert werden.
Allerdings werden auch zukünftig durch Überflutungen Schadstoffe erneut
periodisch eingetragen. Da bei der Phytoremediation mit Weiden nur die
Holzbiomasse kommerziell genutzt wird, erhöht sich die theoretische
Sanierungszeit für Cd auf 65 Jahre. Für Zn erscheint eine Sanierung nur möglich,
wenn der sedimentäre Eintrag verringert und / oder die Leistungsfähigkeit der
Bestände weiter erhöht wird.
3. Wertschöpfung durch Erzeugung von Biomasse zur energetischen Nutzung – es
konnte nachgewiesen werden, dass kontaminiertes Holz aus
Phytoremediationsanlagen geeignet ist, um daraus über eine thermochemische
69
Vergasung ein Brenngas herzustellen, das zur Produktion von Elektroenergie und
Wärme genutzt werden kann. Während der Durchführung des Prozesses der
Energiegewinnung werden gültige Grenzwerte der 17. BimschV bezüglich der
Abgasemission an Schwermetallen eingehalten. Des Weiteren wurde eine
ökonomische Bewertung des Gesamtprozesses der Phytoremediation von der
Anpflanzung über die Ernte bis hin zur Energieerzeugung vorgenommen.
4. Sicherung von Schutzrechten an den biotechnologischen Präparaten – speziell
vom Projektpartner Uni Rostock war geplant, die Schutzrechte an den als optimal
erkannten Mikroorganismenstämmen zu sichern. Es zeigte sich jedoch, dass die
optimalen Pilz-Bakterien-Kombinationen von Standort zu Standort stark variieren
und deshalb eine Patentierung aus Kostengründen nicht sinnvoll erschien (vgl.
hierzu auch Fachlicher Schlussbericht der Uni Rostock).
Der Hauptnutzen der Forschungsarbeiten wird im Nachweis der Anwendbarkeit des
Verfahrens der Phytoremediation mit Weiden zur Sanierung von mit Arsen und
Schwermetallen belasteten Flussauen gesehen. Neben zahlreichen Publikationen zu den
hier durchgeführten Forschungsarbeiten wurde immer versucht, die Ergebnisse auch in
die Praxis zu überführen. Zu nennen sind hier vor allem Aktivitäten mit dem
Umweltbundesamt zur weiteren praktischen Umsetzung, die allerdings aufgrund des
Wechsels der dort zuständigen Ansprechpartnerin in die Privatwirtschaft scheiterten. Ein
erster Erfolg konnte im Rahmen eines Vortrags auf der im Herbst 2009 durchgeführten
internationalen COMLAND-Konferenz in Magdeburg erzielt werden. Daran nahmen neben
Vertretern aus 29 Ländern auch der Leiter des Landesumweltamtes Sachsen-Anhalt, Herr
K. Rehda und Herr Prof. Dr. V. Lüderitz von der Hochschule Magdeburg-Stendal, Bereich
Wasserwirtschaft, teil. Prof. Lüderitz zeigte großes Interesse an der Anwendung des
Verfahrens für einen Elbauenstandort bei Magdeburg. Es besteht nach wie vor Kontakt
und Herr Lüderitz ist gegenwärtig dabei, eine Projektfinanzierung zu organisieren.
Des Weiteren wurde versucht, die Forschungsergebnisse auch in Russland bekannt zu
machen, zu publizieren und praktisch anzuwenden. Im Oktober 2010 fand ein Gespräch
mit Frau Prof. Dr. T. Trifonova von der Lomonossow – Universität, Fachbereich
Bodenkunde, in Moskau statt. Da sie sich schwerpunktmäßig mit der Verlagerung von
Schwermetallen auf Altlastenstandorten beschäftigt und hierzu auch Gefäßversuche
durchführt, wurden sie und ihr Team über die aktuell zur Phytoremediation in Russland
stattfindenden Arbeiten informiert. Im Mittelpunkt stand dabei auch die Vorstellung der
neu in Russland beim Partner VNIIGIM installierten Umweltmesstechnik sowie die neu
70
gebaute Kleinlysimeterstation. Es wurde angeregt, eine Zusammenarbeit zwischen dem
VNIIGIM, einer Einrichtung der Akademie der Landwirtschaftswissenschaften und der
Lomonossow-Universität zu initiieren, um künftig die Versuchsanlagen effektiv zu nutzen
und ggf. gemeinsam neue Projekte zur Sanierung von kontaminierten Standorten mittels
Pflanzen zu starten.
Als Höhepunkt bezüglich der Verwertung der Forschungsergebnisse wird die gemeinsam
mit den russischen Partnern vorbereitete Präsentation auf der Fachmesse „Agrotech
Russia – Golden Autumn“, die vom 8. bis 11.10. 2010 in Moskau stattfand, angesehen.
Anzumerken ist, dass diese Messe auch vom Bundesministerium für Ernährung,
Landwirtschaft und Verbraucherschutz in Form einer Firmengemeinschaftsausstellung im
Rahmen der amtlichen Beteiligung der Bundesrepublik Deutschland unterstützt wurde.
Unter Einbindung des KMU-Partners UGT-Müncheberg wurden auf einem deutsch-
russischen Gemeinschaftsstand die Ergebnisse der Forschungsarbeiten zum
Themenkomplex Phytoremediation vorgestellt (Abb. 22). Hierzu gehörten neben einer
Posterdarstellung über das Gesamtprojekt die Präsentation des bereits erwähnten
Lehrfilms über die Phytoremediation, der in Kooperation zwischen den deutschen
Partnern UFZ, Uni Rostock und Uni Halle-Wittenberg und unter Einbeziehung des
Fachbereichs Medienwissenschaften der Uni Magdeburg hergestellt wurde (eine Kopie
des Films liegt diesem Bericht als Anlage bei). Der Lehrfilm wurde in einer Kurzversion mit
russischen Untertiteln versehen, so dass er auch für fachfremdes russisches Publikum
verständlich ist. Kernstück der Präsentation war die Vorstellung der eigens für die
Lysimetergewinnung modifizierten Vorrichtung zur monolithischen Entnahme von
Bodensäulen. Zur Erläuterung des Gerätes wurde ein Faltblatt in russischer Sprache
erarbeitet (vgl. Anlage Russische Beschreibung der Stechvorrichtung). Daneben wurde
weitere, im Rahmen des Projektes eingesetzte Umweltmesstechnik gezeigt. Zu nennen
sind vor allem Messgeräte zur Bestimmung der Bodenfeuchte und der Wasserspannung
im Boden sowie Handbohrgeräte und meteorologische Messtechnik. Der Pavillon wurde
von vielen Besuchen frequentiert.
Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die Messepräsentation als sehr erfolgreich
bezüglich der Vorstellung von Projektergebnissen als auch der Demonstration von
moderner deutscher Umweltmesstechnik eingeschätzt wird. Interessant ist dabei, dass die
Firma UGT-Müncheberg beabsichtigt, demnächst eigenständig auf Messen in Russland
aktiv zu werden. Auch ist vorgesehen, die in Deutschland entwickelte und vom BMBF
maßgeblich mitfinanzierte Lysimetertechnik in einem neuen BMBF-Vorhaben zum
Schwerpunkt „Nachhaltiges Landmanagement“ (Modul A 1) im russischen Altai-Gebiet
71
zum Einsatz zu bringen (Titel des von der Uni Halle-Wittenberg koordinierten
Verbundvorhabens „KULUNDA - Wie verhindert man die nächste -Global Dust Bowl-? –
Ökologische und Ökonomische Strategien zur nachhaltigen Landnutzung in Russischen
Steppen: Ein Beitrag zur Anpassung an den Klimawandel“). Auch ist vorgesehen, die
während der deutsch-russischen Kooperation gesammelten Erfahrungen zu nutzen, um
sich an der gegenwärtig vom BMBF im Rahmen des Programms „Forschung für
nachhaltige Entwicklungen“ initiierten Ausschreibung zum Themenkomplex „CLIENT-
Internationale Partnerschaften für nachhaltige Klimaschutz- und Umwelttechnologien und
-dienstleistungen" zu beteiligen.
Abb. 22 Deutsch-russischer Gemeinschaftsstand auf der Messe Goldener Herbst 2010 in Moskau zur Präsentation der Ergebnisse des BMBF geförderten Verbundvorhabens „Phytoremediation“
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekanntgewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
Recherche neuer Forschungsprojekte im Netz
Using MicroBes for the REgulation of heavy metal mobiLity at ecosystem and landscape
scAle: An integrative approach for soil remediation by geobiological processes
72
(UMBRELLA), (2009-2012) FP 7, Co-ordinator: Friedrich-Schiller Universität Jena
(Deutschland)
Maßnahmen zur Strahlenschutzvorsorge radioaktiv belasteter Großflächen durch
Sanierung mittels Phytoremediation und anschließende Verwertung der belasteten
Pflanzenreststoffe (PHYTOREST), (2008-2011), BMBF FKZ: 02S8528. Technische
Universität Dresden & Friedrich-Schiller Universität Jena (Deutschland)
Recherche der relevanten neuen Publikationen im Web of Science
van der Geest, H.G. & Paumen, M.L. (2008): Dynamics of metal availability and toxicity in historically polluted floodplain sediments. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 406 (3), 419-425.
van Gestel, C.A.M. & Cornelis, A. M. (2008): Physico-chemical and biological parameters determine metal bioavailability in soils. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 406 (3), 385-395.
Du Laing, G., Bontinck, A., Samson, R., Vandecasteele, B., Vanthuyne, D.R.J., Meers, E., Lesage, E., Tack, F.M.G. & Verloo, M.G. (2008): Effect of decomposing litter on the mobility and availability of metals in the soil of a recently created floodplain. GEODERMA 147 (1-2), 34-46.
Du Laing, G., Chapagain, S.K., Dewispelaere, M., Meers, E., Kazama, F., Tack, F.M.G., Rinklebe, J., & Verloo, M.G. (2009): Presence and mobility of arsenic in estuarine wetland soils of the Scheldt estuary (Belgium). JOURNAL OF ENVIRONMENTAL MONITORING 11 (4), 873-881.
Du Laing, G., Meers, E., Dewispelaere, M., Rinklebe, J., Vandecasteele, B., Verloo, M.G. & Tack, F.M.G.(2009): Effect of Water Table Level on Metal Mobility at Different Depths in Wetland Soils of the Scheldt Estuary (Belgium). WATER AIR AND SOIL POLLUTION 202 (1-4), 353-367.
Du Laing, G., Rinklebe, J., Vandecasteele, B., Meers, E. & Tack F.M.G. (2009): Trace metal behaviour in estuarine and riverine floodplain soils and sediments: A review. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 407 (13), 3972-3985.
Lair, G.J., Graf, M., Zehetner, F. & Gerzabek, M.H. (2008): Distribution of cadmium among geochemical fractions in floodplain soils of progressing development. ENVIRONMENTAL POLLUTION 156 (1), 207-214.
Lair, G.J., Zehetner, F., Fiebig, M., Gerzabek, M.H., van Gestel, C.A.M., Hein, T., Hohensinner, S., Hsu, P., Jones, K.C., Jordan, G., Koelmans, A.A., Poot, A., Slijkerman, D.M.E., Totsche, K.U., Bondar-Kunze, E. & Barth, J.A.C. (2009): How do long-term development and periodical changes of river-floodplain systems affect the fate of contaminants? Results from European rivers. ENVIRONMENTAL POLLUTION 157 (12), 3336-3346.
Poot, A., Gillissen, F. & Koelmans, A.A. (2007): Effects of flow regime and flooding on heavy metal availability in sediment and soil of a dynamic river system. ENVIRONMENTAL POLLUTION 148 (3), 779-787.
73
Rennert, T., Meissner, S., Rinklebe, J. & Totsche, K.U. (2010): Dissolved Inorganic Contaminants in a Floodplain Soil: Comparison of In Situ Soil Solutions and Laboratory Methods. WATER AIR AND SOIL POLLUTION 209 (1-4), 489-500.
Rennert, T. & Rinklebe, J. (2010): Release of Ni and Zn from Contaminated Floodplain Soils Under Saturated Flow Conditions. WATER AIR AND SOIL POLLUTION 205 (1-4), 93-105.
Schulz-Zunkel, C. & Krüger, F. (2009): Trace Metal Dynamics in Floodplain Soils of the River Elbe: A Review. JOURNAL OF ENVIRONMENTAL QUALITY 38 (4), 1349-1362.
Insgesamt ist festzustellen, dass zwar neue Projekte in diesem Forschungsgebiet begonnen wurden und auch einige neue Publikationen erschienen sind, die Verbundpartner dieses Projektes jedoch den internationalen Wissensstand und Erkenntnisfortschritt in dieser Forschungsrichtung stark mitbestimmen, was durch die Vielzahl hochrangiger Journalpublikationen belegt wird (vgl. Pos. 6).
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11
Meissner R, Bolze S, Rupp H, Baum C, Zimmer D, Leinweber P (2009): Contamination of the Elbe river floodplains and testing of its restoration by phytoremediation. Wasserwirtschaft 99 (6): 30-37
Zimmer D, Baum C, Leinweber P, Hrynkiewicz K, Meissner R (2009): Associated bacteria increase the phytoextraction of cadmium and zink from a metal-contaminated soil by mycorrhizal willows, Intern. J. Phytorem. 11 (2), 200-213
Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Leinweber P (2010): Small scale variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany). Chemosphere 79, 745-753. IF 1,023,
Rupp, H., Rinklebe, J., Bolze, S., Meissner, R.: A scale-dependent approach to study pollution control processes in wetland soils using three different techniques. In: Ecological Engineering, 36 (2010), 1439-1447
Zimmer D, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Kolomiytsev N, Leinweber P (2010): Status quo of soil contamination with inorganic and organic pollutants of the river Oka floodplains (Russia). Water, Air, and Soil Pollution 211, 299-312
Zimmer D, Kiersch K, Baum C, Meissner R, Müller R, Jandl G, Leinweber P. Scale-dependent variability of As and heavy metals in a river Elbe floodplain. Clean – Soil, Air, Water, 39 (2011), 4, 328-337.
Zimmer D, Kruse J, Baum C, Borca C, Laue M, Hause G, Meissner R, Leinweber P. Spatial distribution of As and heavy metals in willow roots from a contaminated floodplain soil measured by X-ray fluorescence spectroscopy. The Science of the Total Environment (submitted)
Zimmer D, Baum C, Meissner R, Leinweber P. Soil ecological evaluation of willow in a floodplain.. Journal of Plant Nutrition and Soil Science (submitted)
74
Geplant:
R. Meißner 1), P. Pylenok2), H. Rupp1), S. Bolze1), N. Peregudov2), V. Jashin2), N. Kolomitzev2), P. Leineweber3), E. Heilmann3), M. Seyfarth4) : Innovative Lysimetertechnik und Neubau einer Anlage in Solotscha,
Einreichung in russischer Sprache bei: MELIORAZIA i VODNOJE CHOSJAISTVO („Melioration und Wasserwirtschaft“ – führende russische Fachzeitschrift auf diesem Fachgebiet)
Rupp, H. und Meissner R.. Ecological Vulnerability: Environmental Degradation in Floodmaster- Textbook; TU Dresden
1) UFZ – Helmholtz –Zentrum für Umweltforschung, Department Bodenphysik,
Lysimeterstation, 2) VNIIGIM Moskau 3) Universität Rostock, Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät, Bodenkunde 4) UGT – Umwelt-Geräte-Technik GmbH, Eberswalder Straße 58, 15374 Müncheberg,
Deutschland
Anlagen zum Schlussbericht
- Bericht des russischen Fernsehens über die Entnahme von monolithischen Bodensäulen am Okaauenstandort bei Ryazan
- Bericht der Ryazaner Zeitung über die Errichtung der Pilotanlage zur Phytoremediation mit Weidenstecklingen aus Deutschland in der Okaaue bei Ryazan
- Informationsblatt über die Beschreibung der Stechvorrichtung zur Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen in russischer Sprache für die Messe „Goldener Oktober“ 2010 in Moskau
- Zusammenstellung der bisher zum Projektverbund erschienenen Publikationen
75
BMBF-Vordr. 3831/03.07_2
Berichtsblatt
1. ISBN oder ISSN
2. Berichtsart (Schlussbericht oder Veröffentlichung) Endbericht
3. Titel PHYTOREMEDIATION VON KONTAMINIERTEN AUENBÖDEN IM WOLGA-EINZUGSGEBIET. Teilprojekt ”Biotechnologie und Spezialanalytik”
4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Leinweber, Peter, Prof. Dr. Jandl, Gerald, Dr. Baum, Christel, Dr.
5. Abschlussdatum des Vorhabens 31.12.2010
6. Veröffentlichungsdatum
7. Form der Publikation
8. Durchführende Institution(en) (Name, Adresse) Universität Rostock Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät Bodenkunde Justus-von-Liebig Weg 6 18051 Rostock
9. Ber. Nr. Durchführende Institution
10. Förderkennzeichen 02WT0870
11. Seitenzahl 36
12. Fördernde Institution (Name, Adresse) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. Literaturangaben 21
14. Tabellen 5
15. Abbildungen 7
16. Zusätzliche Angaben
17. Vorgelegt bei (Titel, Ort, Datum)
18. Kurzfassung Böden in Flussauen sind oft mit einer Vielzahl von Schadstoffen kontaminiert, die nur durch Phytoremediation ökonomisch und ökologisch sinnvoll aus den Böden entfernt werden können. Auf der Basis von gemessenen Konzentrationen organischer und anorganischer Schadstoffe in den Auen der Wolga und der Elbe wurde erforscht, in welchem Umfang die Schadstoffe durch schnell wachsende Baumarten (Weiden, Pappeln) mobilisiert und aufgenommen werden. Dabei wurde die Phytore-mediationsleistung durch Selektion geeigneter Kombinationen von Klonen der Bäume mit dazu komplementären Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizahelferbakterien schrittweise erhöht. Die hohe Wirksamkeit des mikrobiellen Inokulums für die Wachstumsförderung der Bäumewurde in Gefäß- und Feldversuchen nachgewiesen. Für den Feldeinsatz wurde, alternativ zur Inokulation, die selektive Förderung der Besiedlung mit geeigneten autochthonen Mikroorganismen über die Klonwahl (bzw. den Genotyp der Bäume) erkannt und beschrieben. Hiermit wurden zwei alternative Strategien zur Wachstumsförderung der Bäume unter Nutzung von Rhizosphärenmikroorganismen entwickelt: Eine kostenintensivere biotechnologische Methode (duale Inokulation) und eine kostengünstig Methode (Klonselektion), die kombiniert oder einzeln in der Praxis eingesetzt werden können. Die im Feldversuch geerntete Biomasse wurde dem technologisch orientierten Projekt des Verbundes für Untersuchungen der thermischen Verwertbarkeit zur Verfügung gestellt. Das Teilprojekt leistete damit einen Beitrag zum umfassenden Nachweis, dass Phytoremediation ein innovatives, biotechnologisch verbessertes Verfahren zur Remediation kontaminierter Auenböden ist, mit dem durch nachfolgende energetische Nutzung der erzeugten Biomasse ein Beitrag zur Minderung von Nutzungskonkurrenzen zwischen Nahrungsmittel- und Energieerzeugung geleistet werden kann.
19. Schlagwörter Phytoremediation, Schwermetalle, Arsen, Auenböden, Biomasseproduktion
20. Verlag
21. Preis
BMBF-Vordr. 3831/03.07_2
BMBF-Vordr. 3832/03.07_2
Document Control Sheet
1. ISBN or ISSN
2. type of document (e.g. report, publication) Final report
3. title Joint research project: Phytoremediation of contaminated floodplain soils in the Volga-river catchment; Subproject: Biotechology and chemical-biological analyses
4. author(s) (family name, first name(s)) Leinweber, Peter, Prof. Dr. Baum, Christel, Dr. Jandl, Gerald, Dr.
5. end of project 31.12.2010 6. publication date
7. form of publication
8. performing organization(s) (name, address) University of Rostock, Department of Agricultural and Environmental Sciences Soil Science Justus-von-Liebig Weg 6 18051 Rostock
9. originator’s report no.
10. reference no.
02WT0870
11. no. of pages 36
12. sponsoring agency (name, address) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. no. of references 21
14. no. of tables 5
15. no. of figures 7
16. supplementary notes
17. presented at (title, place, date)
18. abstract Soils in floodplains often are contaminated with a broad variety of pollutants. Phytoremediation is the only economically and ecologically feasible method for the cleanup of these soils. Based on the measured concentrations of heavy metals and organic pollutants in the floodplains of the rivers Volga and Elbe, it was investigated to what extent fast growing tree species (willows, polpars) can mobilise and extract these pollutants. The phytoremediation efficiency was increased by the selection of highly capable combinations of clones and associated ectomycorrhizal fungi and helper bacteria. The large potential of the microbial inoculum to promote the tree growth was demonstrated in pot and field experiments. Alternatively to the inoculation, the selective promotion of highly capable autochthonous microorganisms by selecting suitable clones was uncovered and described for the field application. In this way two alternative strategies were developed for the tree growth promotion by the use of rhizosphere microorganisms: I) the rather cost-intensive production and application of microbial inoculum and II) the low-cost selection of best suited tree clones. These strategies can be used separately or in combination. The biomass harvested from the field trial was provided for subsequent energy production. In this way, the subproject contributed significantly to provide evidence, that phytoremediation can be an innovative biotechnological-improved technology for the remediation of polluted floodplain soils. Furthermore, it can prevent the site-competition of biomass production for energy purposes vs. food production by using polluted sites that have inherent limitations for food production.
19. keywords phytoremediation, heavy metals, arsenic, floodplain soils, biomass production
20. publisher
21. price
1
I Kurze Darstellung zu
1. Aufgabenstellung
Im Rahmen des übergeordneten Zieles, wissenschaftliche Grundlagen für die
Phytoremediation kontaminierter Auenstandorte in Russland und Deutschland,
einschließlich thermischer Verwertung der Biomasse zu schaffen, bestanden die zwei
wesentlichen Aufgaben der AG Leinweber darin,
(1) biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phyto-
remediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von
Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien zu erarbeiten, und
(2) chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die
Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe zu führen und daraus
Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung/Unterschreitung
von Grenzwerten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse
zu erarbeiten.
2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde
Eine wesentliche Voraussetzung war das Vorhandensein der analysentechnischen
Grundlagen (anorganische und organische Spezialanalytik) in der AG des Antrag-
stellers/Berichterstatters (Mikrowellenaufschluss, ICP und AAS, GC mit ECD) ein-
schließlich in gewissem Umfang Bedienungspersonal für die Geräte. Als zweite wesent-
liche Voraussetzung war know-how hinsichtlich schnellwachsender Baumarten
(habilitierte Mitarbeiterin Dr. C. Baum) und Inokulation mit Mykorrhizapilzen (einschließlich
Stammsammlung) vorhanden. Für beide Teilaspekte (Bodenchemie und Mikrobiologie-
Biotechnologie) mussten Personalmittel eingesetzt werden, um das know-how der
promovierten (bzw. habilitierten) Mitarbeiter für diese Thematik nutzbar machen zu
können. Aufgrund der Praxisrelevanz und Aktualität fand das Vorhaben reges Interesse
bei Studierenden, so dass zwei studentische Qualifikationsarbeiten ausgegeben und
erfolgreich abgeschlossen werden konnten (Dipl.-Chem. K. Kiersch; Bsc. Robert Müller).
Schließlich gelang es hervorragend, internationale Kooperationsmöglichkeiten zu nutzen,
um über die direkt im Antrag beschriebenen geplanten Arbeiten hinaus eine
naturwissenschaftlich tiefere Durchdringung der Thematik zu erreichen (Molekulargenetik
& Synchrotron). Als erschwerend für die Bearbeitung stellten sich die gravierenden
Überflutungen der Versuchsfläche und die daraus resultierenden Ausfälle bei den
2
angepflanzten Pappeln sowie die mit den Überflutungen einhergehenden Einträge an
kontaminiertem Sediment heraus.
3. Planung und Ablauf des Vorhabens
Die ursprüngliche Meilensteinplanung umfasste insgesamt 8 Punkte:
1. IV/2007: Bereitstellung der Inokulate für die 2 Freilandversuche aus der
vorhandenen Stammsammlung (aus Vorprojekten)
2. VII/2007: Bestimmung der Konzentrationen und Bindungsformen der
anorganischen und organischen Schadstoffe; Einarbeitung neuer
spektroskopischer Nachweismethoden;
3. XII/2007: Abschluss der Isolation und Selektion der standortspezifischen
Inokulationsstämme und Entscheidung über Inokulationsstrategie für den
Säulenversuch;
4. IV/2008: Durchführung des optimierten Inokulationsverfahrens und der
Bepflanzung des Säulenversuches in Russland;
5. XII/2008: Erfolgs- und Effizienzkontrolle der Inokulation sowie Nachweis der
pflanzenphysiologischen Wirkungen der Mykorrhizapilze und assoziierten
Helferbakterien;
6. IV/2009 Prüfung auf Sicherung der Schutzrechte an den als optimal erkannten
Mikroorganismenstämmen;
7. VII/2009: Abschluss der analytischen Nachweise der Phytoremediation in Hinblick
auf Reduzierung der Gesamtgehalte und Veränderung der Bindungsformen der
Schadstoffe;
8. XII/2009 Publikation und Abschlussbericht, Technologische Implementierung.
Gegenüber dieser Planung sind im Bearbeitungsverlauf Verzögerungen aufgetreten, die
mit Schwierigkeiten bei der Anlage der Versuche in Russland zu tun hatten. Die Probleme
wurden dem Mittelgeber mit dem Zwischenbericht rechtzeitig mitgeteilt und führten zur
mittelneutralen Projektverlängerung bis XII/2010. Mit dieser Einschränkung ist das Projekt
3
wie geplant bearbeitet worden. Positiver Nebeneffekt der finanzneutralen Verlängerung ist
eine sehr umfangreiche Publikationsliste, die aus diesem Projekt resultiert.
4. Wissenschaftlicher und technischer Stand
Der wissenschaftliche und technische Stand vor Beginn des Vorhabens war einerseits
wesentlich dadurch gekennzeichnet, dass für die Phytoremediation kontaminierter Böden
einerseits sogenannte Hyperakkumulatoren getestet wurden, die zwar über hohe
Aufnahmeleistungen für Schwermetalle verfügen, selbst jedoch wenig Biomasse
produzieren, so dass insgesamt die theoretischen Sanierungsperioden sehr lang sind.
Andererseits war bekannt, dass schnell wachsende Baumarten wie Weiden und Pappeln
große Biomassen produzieren und selbst bei mittlerer Schwermetallaufnahme interessant
für die Phytoremediation von Böden sein könnten. Des Weiteren war die
Phytoremediation moderat aber multipel kontaminierter Auenböden bisher nur in
Gefäßversuchen, nicht jedoch im Freiland getestet worden. Schließlich war aus der
Energieholzforschung bekannt, dass Inokulation mit Ektomykorrhizapilzen die
Nährstoffaufnahme und Biomasseleistung von Weiden und Pappeln zu erhöhen vermag.
Dieses know-how und eine entsprechende Stammsammlung von Mykorrhizapilzen lagen
in der AG des Antragstellers/Berichterstatters vor. Es war jedoch nicht bekannt, ob und in
welchem Umfang dies auch für schädliche Metalle, die aus dem Boden entfernt werden
sollen, zutraf. Weitere Ideen der dualen Inokulation mit Ektromykorrhizapilzen waren im
Zusammenhang mit Bodensanierung versuchstechnisch noch nie bearbeitet worden.
5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen
Dieses Vorhaben war eingebettet in ein Verbundprojekt, das von der AG Prof. Meissner
vom Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung Halle-Leipzig GmbH koordiniert wurde, der
gleichfalls die Zusammenarbeit mit den russischen Partnern organisierte. Die AG
Leinweber hat neben den regelmäßigen Projekttreffen mit allen Partnern auf deutscher
Seite an folgenden Aktivitäten mit den russischen Partnern teilgenommen:
• Besichtigung der russischen Untersuchungsgebiete; Auswahl der Untersuchungs-
flächen und erste Probenahmen (Prof. Leinweber, 2008),
• Ausbildung der russischen Partner an den Messgeräten zur Bestimmung organischer
und anorganischer Kontaminationen (März 2009),
4
• Gemeinsame Publikation der Ergebnisse zum Belastungsstatus in den russischen
Untersuchungsgebieten (Kiersch et al., 2009),
• Beitrag zur Erstellung eines Lehrfilms zur Versuchsanlage und Erfolgskontrolle
(Schwerpunkt Rostock: Herstellung und Anwendung des mikrobiellen Inokulums, Analyse
von Boden- und Pflanzenproben zur Kontrolle der Schadstoffkonzentrationen),
• Selektion, Gewinnung und Bereitstellung des Stecklingsmaterials der Hybrid-Weide
(Salix caprea x viminalis) für den russischen Feldversuch,
• Logistische Unterstützung bei der Anlage des Versuches in Russland 2010 (Frau
Elena Heilmann; mit Dienstreiseauftrag der Universität Rostock).
Des Weiteren hat sich in der Forschungsrichtung eine außerordentlich fruchtbare
Kooperation mit der Nikolaus-Kopernikus-Universität in Torun, Institut für Mikrobiologie,
Dr. habil. Katarzyna Hrnykiewicz, entwickelt, die zu einer wesentlich tieferen genetischen
Beschreibung der einbezogenen Mikroorganismen sowie zu mehreren gemeinsamen
Publikationen führte. Schließlich, und zusätzlich zum beantragten
Untersuchungsprogramm, wurden methodische Weiterentwicklungen bei der Speziierung
von As und Schwermetallen in der Wurzelumgebung durchgeführt. Dabei gab es eine
intensive Zusammenarbeit mit dem Elektronenmikroskopischen Zentrum der Universität
Rostock (Probenpräparation, Elektronenmikroskopische Aufnahmen) und dem Paul-
Scherrer-Institut (Schweizer Teilchenbeschleuniger) in Villigen/Schweiz.
II Eingehende Darstellung
1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele
(1) Biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phytoremediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien:
In diesem Teilschwerpunkt wurden schwerpunktmäßig durchgeführt: Die boden-
mikrobiologische und -biochemische Standortcharakterisierung (Ausgangszustand
russische Auenböden; Wirkungsnachweis in Versuchen in der Elbaue) sowie die
5
biotechnologische Isolation, Selektion und Kultivierung der Mikroorganismen, Herstellung
der Inokulate und Übertragung der inokulierten Pflanzen in Gefäß- und Freilandversuche.
Unmittelbar nach Projektbeginn, d.h. nach dem Einsetzen der Tauperiode und zu
Vegetationsbeginn wurde der Freilandversuch in Deutschland angelegt; die Bepflanzung
des Versuches in Russland erfolgte 2010.
Zur bodenmikrobiologischen und -biochemischen Charakterisierung der russischen
Auenböden (Oka – 2 Standorte, Kelz, Werda) wurden zunächst die Aktivitäten von intra-
(Dehydrogenase) und extrazellulären (ß-Glucosidase, Phosphatase, Arylsulphatase)
Enzymen in den Böden gemessen. Die Dehydrogenaseaktivität der vier untersuchten
Standorte lag im Bereich der auf landwirtschaftlichen Böden nachgewiesenen Werte
(Kandler et al., 2001), war jedoch auf den Standorten der Okaaue signifikant niedriger als
in den Werda- und Kelzauen. Die ß-Glucosidaseaktivitäten und alkalischen Phosphatase-
aktivitäten waren in allen Auenböden sehr hoch und überstiegen die in
landwirtschaftlichen Böden gemessenen Referenzwerte von Kandeler et al. (2001). Die
Arylsulphataseaktivität lag auf allen Auenböden im Bereich der auf landwirtschaftlichen
Böden gemessenen Referenzwerte von Kandeler et al. (2001), war jedoch auf den
Okaauen signifikant niedriger als auf den Werda- und Kelzauen. Es ergab sich
zusammenfassend, daß die untersuchten Standorte allesamt mittlere bis sehr hohe
enzymatische Aktivitäten aufwiesen.
Erstmals wurden umfangreiche massenspektrometrische Untersuchungen zur molekular-
chemischen Charakterisierung der Auenböden in Rußland sowie der Rhizodeposite von
Weiden und Pappeln im Gefäßversuch mit kontaminiertem Auenboden durchgeführt;
Abbildung 1 zeigt die Pyrolyse-Feldionisation Massenspektren der 4 untersuchten Auen-
böden. Darin ist zu erkennen, dass die Thermogramme der Totalionenintensität (TII)
insgesamt eine relative hohe thermische Stabilität der organischen Bodensubstanzen
(OBS) mit Freisetzungsmaxima bei 500 bis 550°C für die Proben aus der Oka-Aue und
eine niedrigere thermische Stabilität mit Plateaus der maximalen Freisetzung im Bereich
400 bis 500°C für die Proben der Werda- und Kelz-Aue belegen (Abb. 1).
6
1
0.3
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600
200 400 600Temperature in °C
Intensity
m / z
Okaauen N2
1 0.4
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600
200 400 600Temperature in °C
Inte
nsity
m / z
Werdaauen
1
2
0.15
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600
200 400 600Temperature in °C
Inte
nsity
m / z
Okaauen Rya
0.8 0.8
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600
200 400 600Temperature in °C
Inte
nsity
m / z
Kelzauen Sko
Abb. 1 Pyrolyse-Feldionization Massenspektren der Gesamtbodenproben von Auenböden aus Russland
7
Die Signalmuster der Py-FIMassenspektren zeigen klare Unterschiede zwischen den
Proben. Eine statistische Auswertung zeigte, dass die intensivsten unterschiedsgebenden
Signale zu Lignindimeren, Lipiden und Sterolen zählen. Quantitativ wichtigste Verbin-
dungsklassen in allen Proben sind Phenole & Ligninmonomere (11-14 % TII) und Alkyl-
aromaten (11-12 % TII). In dieser Beziehung ähnelten die 4 Auenböden Luvisolen und
Kastanosemen mehr als anderen Major Soil Units weltweit (Leinweber et al., 2008).
Kohlenydrate (6-10 % TII) und nichtpeptidische N-Verbindungen (8-9 % TII) trugen auch
mit großen Anteilen zur OBS bei, was quantitativ mehreren der Major Soil Units entspricht
(Leinweber et al., 2008). Die relative grossen Anteile von nichtpeptidischen N-
Verbindungen erinnern an Tschernoseme, Kastanoseme und Stagnosole; für letztere ist
diese Ähnlichkeit plausibel durch ähnliche Bildungsbedingungen unter anaeroben
Bedingungen zu erklären. Somit zeigen die vier Py-FI Massenspektren der Böden aus
den russischen Flußauen plausible Charakteristika der OBS, die auf die
Humusanreicherung unter wassergesättigten Bedingungen zurückzuführen sind.
Entsprechend der umfangreichen Spektrenbibliotheken, die zum Vergleich herangezogen
wurden, sind dies die ersten systematischen Untersuchungen an Fluvisolen (Auenböden).
Es ist geplant, diese Ergebnisse in einer in Russland erscheinenden Zeitschrift zu
publizieren.
Tab. 1 Ergebnisse der massenspektrometrischen Untersuchungen der russischen Auenböden: Gesamtionenintensitäten (TII) und Ionenintensitäten (in 106 Signale mg-1) (jeweils obere Zeile) sowie TII-Anteile (jeweils untere Zeile) von wichtigen Substanzklassen der OBS (KHY = Kohlenhydrate, PHLM = Phenole & Ligninmonomere, LDIM = Lignindimere, LIPID = Lipide, ALKY = Alkylaromaten, NVERB = nichtpeptidische N-Verbindungen, STERO = Sterole, PEPTI = Peptide, SUBER = Suberin, FETTS = Freie Fettsäuren)
Probe TII KHY PHLM LDIM LIPID ALKY NVERB STERO PEPTI SUBER FETTS
Oka N2 5,226 0,499 0,664 0,084 0,168 0,613 0,489 0,003 0,242 0,000 0,000 9,5 12,7 1,6 3,2 11,7 9,4 0,1 4,6 0,0 0,0 Oka Rya 2,516 0,247 0,356 0,007 0,029 0,306 0,236 0,000 0,130 0,000 0,001 9,8 14,1 0,3 1,2 12,2 9,4 0,0 5,2 0,0 0,0 Werda 7,464 0,508 0,835 0,226 0,326 0,852 0,588 0,023 0,275 0,002 0,002 6,8 11,2 3,0 4,4 11,4 7,9 0,3 3,7 0,0 0,0 Kelz Sko 13,765 0,827 1,516 0,470 0,657 1,513 1,133 0,049 0,505 0,004 0,004 6,0 11,0 3,4 4,8 11,0 8,2 0,4 3,7 0,0 0,0
8
Ebenso wurden erstmals systematische Untersuchungen der Rhizodeposite von Weiden
und Pappeln durchgeführt (Abb. 2). Neben der hochinteressanten generellen Charakteri-
sierung der Rhizodeposite erbrachte der Vergleich der Py-FI Massenspektren von
Weiden, die in Ober- und Unterböden angezogen wurden, gravierende Unterschiede in
der Rhizodeposition. Dieses Ergebnis war so nicht erwartet worden, kann noch nicht
vollständig erklärt werden, bringt jedoch neue Ansatzpunkte für die Erklärung der Schwer-
metallmobilisierung in der Rhizosphäre der Weiden und Pappeln und hiermit zur
Prognose der Sanierungseffizienz von kontaminierten Auenböden. Ebenso konnte durch
die Untersuchung der Rhizodeposite von unterschiedlichen Inokulationsvarianten der
signifikante Einfluss der Ektomykorrhizierung und damit der biotechnologischen
Behandlung insbesondere in einem Anstieg der Exudation bei gleichzeitig verringerter
Zellabstoßung in der Rhizosphäre nachwiesen werden, welche die Mobilisierung, den
Transport und die Aufnahme von Schwermetallen fördern.
9
a) Rhizodeposit einer nicht-mykorrhizierten Pappel
1.0
2.0
3.0
% T
II
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500
200 400 600Temperature in °C
Inte
nsity
m / z
256[4.9]
84
208 228186
110
242
302
173
28460
126
268138
96
74163
386312
278
b) Rhizodeposit einer ektomykorrhizierten Pappel
1.0
2.0
3.0
% T
II
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
50 100 150 200 250 300 350 400 450 500
200 400 600Temperature in °C
Inte
nsity
m / z
186
167
296
278228
110
126
96
86
74
60[7.9]
256
200152
242138
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8
nich t m yk.a rbusku lä rektom yk.dua l m yk.
PC
2
P C 1
Abb. 2 Thermogramme der Totalionenintensität (TII) in 106 Counts mg-1 lyophilisierter Probe und summiertes, gemitteltes (n = 5) Py-FI Massenspektrum von Rhizodepositen sowie Diskriminanzanalyse zur Zusammensetzung der Rhizodeposite von Pappeln (Populus nigra x maximowiczii Max 4) in Abhängigkeit von der Rhizosphärenmikroflora (myk. – mykorrhiziert)
10
Ein weiterer Schwerpunkt der Arbeiten sowohl auf den russischen als auch auf den
deutschen Standorten bestand in den biotechnologischen Untersuchungen zur
Inokulation. Die Freilandinokulationen wurden mit Stämmen der Mykorrhizapilze (Paxillus
involutus und Laccaria laccata) und assoziierte Mykorrhizierungshelferbakterien
(Micrococcus luteus) an dem Pappelklon Populus nigra x maximowiczii Max 4 und dem
Weidenklon Salix viminalis x caprea 6 vorgenommen. Je Klon in folgenden Varianten:
1) Kontrolle – Testpflanzen ohne Vorbehandlung
2) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Paxillus involutus Stamm GÜL
3) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Laccaria laccata Stamm CBS
670.97
4) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Laccaria laccata Stamm CBS
670.97 in Verbindung mit einem Mykorrhizierungshelferbakterium (Micrococcus luteus)
Der Hauptteil der biotechnologischen Forschungs- und Entwicklungsarbeit bestand in der
Entwicklung standortspezifischer Inokulationspräparate und der Identifikation geeigneter
Selektionskriterien für eine beschleunigte Präparaterstellung. Dazu wurden Pilzstämme
aus den Fruchtkörpern von Pilzen. die an kontaminierten Standorten gesammelt wurden.
durch Tramaregeneration isoliert und mit Hilfe enzymatischer Tests auf Petrischalen
hinsichtlich Metalltoleranz sowie Abbau organischer Schadstoffe selektiert und geeignete
Stämme kultiviert. Dadurch wurde bei gleichzeitiger Verringerung der Anzahl der
beteiligten Stämme eine erste Optimierung im Hinblick auf das Sanierungsziel
vorgenommen. Weiterhin wurden aus den Fruchtkörpern der Pilze. aus Ektomykorrhizen
und aus der Rhizosphäre von Weiden auf den kontaminierten Standorten
Bakterienstämmen isoliert und kultiviert. Aus den Testergebnissen wurde über
ausgewählte physiologische Eigenschaften der Stämme eine Inokulationsstrategie für
standortangepaßte Kombinationen von Ektomykorrhizapilzen und Bakterienstämmen
abgeleitet.
Kriterium für die Auswahl der Baumarten (Weide oder Pappel) war die Vitalität der
Bestände unter den Standortbedingungen im Freilandexperimente. Zur Kontrolle des
Erfolges der Inokulation wurde ein mikroskopischer Nachweis des
Mykorrhizierungsgrades der Feinwurzeln und des Besiedlungsgrades mit Helferbakterien
mit Hilfe selektiver Nährmedien geführt. Die Effizienzkontrolle der Inokulation beruhte auf
chemischen Routineanalysen der Schwermetallaufnahme und –verteilung in den Pflanzen
sowie dem Nachweis der pflanzenphysiologischen Wirkungen der Mykorrhizapilze und
11
assoziierten Helferbakterien. Letztere wird durch Bestimmung von der
Biomasseproduktion. Durchwurzelungsintensität und Analytik der Rhizodeposition
getestet. Hierbei wurde in einer engen Kooperation mit den chemisch-analytisch
arbeitenden Gruppen in Rußland und am UFZ in Falkenberg gearbeitet. damit die
mikrobiologischen und physiologischen Parameter mit den Ergebnissen der
Schadstoffgehalte in den Pflanzen bzw. mit der Abnahme der Schadstoffkonzentrationen
im Boden korreliert werden konnten. Diese Arbeitsschritte sind auch in dem Lehrfilm
anschaulich dargelegt.
Im Ergebnis wurden für den Einsatz in der Phytoremediation vier hochleistungsfähige
Stämme von Ektomykorrhizapilzen und 50 Stämme von Mykorrhizahelferbakterien (Tabel-
le 1) mit hoher Toleranz von abiotischem Stress und Kontaminationen selektiert.
physiologisch charakterisiert (z.B. Enzymaktivitäten mit Relevanz für die Schwer-
metallmobilisierung zur anschließenden Phytoextraktion bzw. zum Abbau organischer
Schadstoffe) und über die Sequenzierung der rDNA determiniert (Zimmer et al. 2009,
Hrynkiewicz et al. 2010a). Die Stammselektion der Bakterien erfolgte aus insgesamt 240
isolierten kultivierbaren Stämmen von 8 Isolationsherkünften (4 kontaminierte Standorten
mit verschiedenen Weidenklonen).
12
Tab. 2 Identität leistungsfähiger Bakterienstämme aus der Rhizosphäre von Weiden auf kontaminierten Böden (Hrynkiewicz et al. 2010)
Nr Stamm Gen Bank
Accession
Nummer
Tbp dichtestes BLAST match
(Accessions Nummer)
%
Übereinstimmung
Gammaproteobacteria
1 Pseudomonas sp. I-111-4 FJ786056 1007 Pseudomonas sp. OS-17B [EF612350] 1005/1008 (99%)
2 Pseudomonas sp. I-111-23 FJ786057 976 Pseudomonas sp. AGL 9 [EU118776] 970/980 (98%)
3 Pseudomonas sp. I-111-27 FJ786058 1381 Pseudomonas sp. PRGB06 [EF195341] 1377/1382 (99%)
4 NP* Pseudomonas sp. II-116-10 - 838 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 804/823 (97%)
5 Pseudomonas sp. III-111-6 FJ786060 1384 Pseudomonas fluorescens strain PC17 [AY538263] 1384/1384 (100%)
6 Pseudomonas sp. III-111-25 FJ786061 1411 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 1408/1408 (100%)
7 Pseudomonas sp. III-111-26 FJ786062 1045 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 1042/1047 (99%)
8 Pseudomonas sp. III-116-13 FJ786063 963 Pseudomonas putida Tg [EU275363] 934/969 (96%)
9 Pseudomonas sp. III-116-17 FJ786064 1392 Pseudomonas sp. N1 [EU275166] 1380/1391 (99%)
10 Pseudomonas sp. III-116-28 FJ786082 964 Pseudomonas sp. [AJ237965] 964/969 (99%)
11 NP* Pseudoxanthomonas III-116-36 - 477 Pseudoxanthomonas sp. Gsoil 1504 [AB245364] 464/475 (97%)
12 Pseudomonas sp. III-082-28 FJ786059 1403 Pseudomonas sp. TB2-4-I [AY599717] 1395/1403 (99%)
13 Pseudomonas sp. IV-111-1 FJ786065 1405 Pseudomonas sp. Sulf-449 [AM922180] 1402/1405 (99%)
14 Pseudomonas sp. IV-111-14 FJ786066 1030 Uncultured Pseudomonas sp. [AM398399] 1026/1031 (99%)
13
15 Pseudomonas sp. IV-111-22 FJ786067 1080 Pseudomonas sp. IBUN S1901 [DQ813328] 1055/1080 (97%)
16 Pseudomonas sp. IV-116-29 FJ786068 1390 Pseudomonas sp. 12A_10[AY689075] 1388/1391 (99%)
17 Serratia sp. I-111-1 FJ786069 999 Serratia sp. VET-2 [EU781737] 991/996 (99%)
18 Serratia sp. I-111-6 FJ786070 1360 Serratia sp. VET-2 [EU781737] 1357/1360 (99%)
19 Serratia sp. I-111-7 FJ786071 1407 Serratia entomophila [AJ233427] 1404/1408 (99%)
20 Serratia sp. I-111-21 FJ786072 960 Serratia sp. VET-2 [EU781737] 936/958 (97%)
21 Serratia sp. I-111-31 FJ786073 1405 Serratia sp. VET-2 [EU781737] 1400/1402 (99%)
22 Serratia sp. III-082-2 FJ786074 1408 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1402/1404 (99%)
23 Serratia sp. III-082-22 FJ786075 1390 Serratia plymuthica XB [EF064206] 1382/1388 (99%)
24 Serratia sp. IV-111-4 FJ786076 1406 Serratia plymuthica [EU344964] 1401/1403 (99%)
25 Serratia sp. IV-111-8 FJ786077 1410 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1402/1404 (99%)
26 Serratia sp. IV-111-34 FJ786078 1409 Serratia sp. Q3[EU236756] 1407/1409 (99%)
27 Serratia sp. IV-116-37 FJ786079 1407 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1402/1404 (99%)
28 Serratia sp. IV-116-47 FJ786080 1076 Serratia sp. RG1-5 [AM992013] 1074/1080 (99%)
29 Serratia sp. IV-116-48 FJ786081 1406 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1401/1403 (99%)
30 NP* Dyella sp. II-116-38 - 519 Dyella yeojuensis strain R2A16-10 [DQ181549] 505/511 (98%)
31 NP* Dyella sp. II-116-40 - 724 Dyella sp. SBI-25 [AB366319] en belegt wird
32 Luteibacter sp. II-116-7 FJ786052 1415 Luteibacter rhizovicinus strain LL-C [EU022023] 1378/1415 (97%)
33 NP* gamma proteobacterium III-116-14 - Uncultured gamma proteobacterium [AJ619045] 463/582 (80%)
14
Betaproteobacteria
34 Burkholderia sp. III-116a-32 FJ786047 1396 Burkholderia sp. Sulf-101 [AM922178] 1383/1395 (99%)
35 Massilia sp. III-116-18 FJ786054 1396 Massilia timonae VA27232_02 [AY445911] 1387/1393 (99%)
36 Massilia sp. III-116-12 FJ786053 1398 Massilia plicata strain 76 [AY966000] 1393/1399 (99%)
37 Massilia sp. III-116b-32 FJ786055 1399 Massilia plicata strain 76 [AY966000] 1394/1400 (99%)
Flavobacteria
38 Flavobacterium sp. I-111-11 FJ786048 1003 Flavobacterium sp. 19C [EU057848] 980/998 (98%)
39 Flavobacterium sp. I-111-12 FJ786049 1380 Flavobacterium sp. 19C [EU057848] 1344/1368 (98%)
40 Flavobacterium sp. I-111-19 FJ786050 1384 Flavobacterium sp. YO66 [DQ778318] 1353/1382 (97%)
41 NP* Flavobacterium I-116-33 - Flavobacterium sp. WB3.1-47 [AM934653] 735/909 (80%)
42 NP* Flavobacterium I-116-38 - Flavobacterium sp. WB4.2-37 [AM934668] 439/481 (91%)
43 Flavobacterium sp. III-082-7 FJ786051 1367 Flavobacterium sp. WB3.1-53 [AM934654] 1355/1361 (99%)
44 NP* Flavobacterium III-082-15 - 950 Flavoacterium sp. 30C [EU057850] 934/951 (98%)
45 Bacteroidetes I-116-1 FJ786045 1350 Bacteroidetes bacterium CHNCT12 [DQ337558] 1326/1350 (98%)
46 Bacteroidetes II-116-5 FJ786046 1388 Bacteroidetes bacterium CHNCT12 [DQ337558] 1382/1385 (99%)
Actinobacteria
47 Arthrobacter sp. III-111-20 FJ786043 1040 Arthrobacter aurescens strain 93-0734 [EU086812] 1035/1038 (99%)
48 Arthrobacter sp. III-082-8 FJ786042 1326 Arthrobacter sp. OS-09B [EF612307] 1313/1327 (98%)
Bacilli
49 Bacillus sp. I-116-14 FJ786044 1419 Bacillus cereus [AB247137] 1419/1420 (99%)
50 NP* Paenibacillus sp. II-116-11 - 692 Paenibacillus sp. Bint1 [AM062703] 686/689 (99%)
15
Rela
tive
dist
ance
s (D
link/
Dm
ax)*
100
0
20
40
60
80
100Ar
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sp. I
II-1
11-2
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II-0
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II-1
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sp. I
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Serr
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Serr
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Serr
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III
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Flav
.sp.
III
-082
-7
I II III IV
12 strains: S1-111 - 3S3-111 - 2S3-116 - 2S3-082 - 2IV-111 - 3
12 strains:S1-111 - 4S3-082 - 2S4-111 - 3S4-116 - 3
11 strains:S1-111 - 1S2-116 - 2S3-111 - 2S3-116 - 6
15 strains:S1-111 - 3S1-116 - 3S2-116 - 5S3-116 - 1S3-082 - 2
Abb. 3 Ergebnis der hierarchischen Clusteranalyse der 50 leistungsfähigsten Bakterienstämme nach 24 h Inkubation auf der Basis der Verwendung von 62 unterschiedlichen Kohlenstoffquellen (Zuordnung der Stämme physiologischer Leistung. Standortherkunft und Weidenklon)
Generell waren die Kultivierbarkeit, schnelles Wachstum und Eignung zur späteren
Inokulatproduktion die wichtigsten initialen Selektionskriterien. Daher konnten
insbesondere für die Ektomykorrhizapilze mit generell langsamem Wachstum und
höherem Aufwand zur Inokulatproduktion nur eine geringere Anzahl an Stämmen geprüft
werden. Das Ausgangsmaterial bestand aus Stämmen der folgenden Arten: Amanita
muscaria, Hebeloma mesophaeum, Hebeloma fastibile, Hebeloma leucosarx, Paxillus
involutus und Laccaria laccata, die über Tramaregeneration aus Fruchtkörpern unter
Weiden auf kontaminierten Standorten gewonnen wurden. Die physiologische Selektion
führte zur Reduktion auf folgende Arten: Hebeloma mesophaeum, Laccaria laccata,
Paxillus involutus. Ergebnisse der detaillierten molekularbiologischen und physiologischen
Charakterisierung von zwei Paxillus involutus Stämmen wurde in Hrynkiewizc et al. (2010)
beschrieben (Abb. 4).
16
Abb. 4 Phylogenetische Einordnung leistungsstarker Ektomykorrhizapilzstämme (Paxillus involutus Stamm GUL und FRA) über die Auswertung der Sequenzierung der rDNA (Hrynkiewicz et al. 2010b), die Sequenzen wurden in die Gendatenbank aufgenommen
17
Die Grundlagen für eine künftige beschleunigte standortangepasste Selektion von Ekto-
mykorrhizapilzstämmen und Mykorrhizierungsbakterien in der praktischen Nutzung auf
der Basis von ausgewählten physiologischen Eigenschaften der Stämme wurden definiert
(vgl. Abb. 5, Hrynkiewicz et al. 2010b), und anhand der beschriebenen Stammsammlung
(Hrynkiewicz et al. 2010a) ist eine zügige Überführung in die Praxis der Phytoremediation
möglich.
Axis 1; Eigenvalue: 0.50661 (70.75% of variability)
Axi
s 2;
Eig
enva
lue:
0.2
0944
(29.
25%
of v
aria
bilit
y)
1L16B
23L
A2
A3A4
A5A6A7A8
A9
A10
A11
A12
B1
B2
B3
B4B5
B6
B7B8B9
B10B11
B12 C1C2C3
C4
C5
C6
C7C8
C9 C10C11
C12
D1D2
D3
D4D5D6
D7
D8D9D10D11
D12
E1
E2
E3
E4 E5 E6E7
E8
E10
E11
E12 F1 F2F3F4
F5
F6 F7
F8F9F10 F11F12
G1
G2
G3
G4G5G6G7G8
G9 G10
G11G12H1H2H3
H4
H5H6
H7H8H9H10H11
H12
-4
-3
-2
-1
0
1
-2.0 -1.5 -1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0
Abb. 5 Korrespondenzanalyse (CA) zur Identifikation der stammspezifischen Nutzung von Kohlenstoffquellen von Mykorrhizierungshelferbakterien: Sphingomonas paucimobilis 1L. Ralstonia pickettii 16B. Sphingomonas sp. 23L (Hrynkiewicz et al. 2010b); Beitrag zur physiologischen Stammcharakterisierung für eine standortangepasste Stammwahl, die auf den Ektomykorrhizapilz abgestimmt ist
Abbildung 6 gibt einen Überblick über den Selektionsverlauf der Mikroorganismen-
stämme. der im Rahmen des Projektes entwickelt wurde (Hrynkiewicz und Baum, 2011).
18
Abb. 6 Selektionsschema zur standortangepassten Stammwahl von Mikroorganismen zur Steigerung der Phytoremediationsleistung aus Hrynkiewicz und Baum (2011; im Druck)
19
Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass die Zielstellung biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phytoremediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien zu erarbeiten insbesondere durch folgende Punkte
• Ermittlung der Potenziale einer breiten Palette bisher nicht untersuchter
mikrobieller Inokulate für die Effizienzsteigerung in der Phytoremediation,
• Isolation, Identifikation und physiologische Charakterisierung von
geeigneten Stämmen von Ektomykorrhizapilzen und assoziierten Bakterien,
die nun als Datenbank und Stammsammlung zur Inokulatproduktion zur
Verfügung stehen, und
• Identifikation von Selektionskriterien für eine beschleunigte und
wirkungsvolle standortspezifische Inokulatwahl und für die Selektion optimal
aufeinander abgestimmter Kombinationen von Ektomykorrhizapilzen und
assoziierten Bakterien
in vollem Umfange erreicht wurde. Hierfür wurde in Modifikation der ursprünglichen Projektplanung (Patentierung eines universellen Inokulates) die Notwendigkeit der selektiv-standortspezifischen Inokulatproduktion nachgewiesen und daher für den Einsatz in der Praxis ein beschleunigtes Selektionsverfahren unter physiologischer Abstimmung der Pilz- und Bakterienstämme entwickelt und publiziert (Hrynkiewicz & Baum, 2011; im Druck).
20
(2) Chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe; Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung/Unterschreitung von Grenz-werten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse:
Die Untersuchungen starteten mit den Probenahmen und den Methodenentwicklungen. In
dem Versuch in den Elbauen ging es um die Feststellung des Ausgangszustandes,
während die Probenahme in Russland darauf gerichtet war, zunächst geeignete Flächen
für die Anlage der Phytoremediationsversuche zu finden bzw. den status quo der
Bodenkontamination zu erfassen. Während dabei die Schwermetallgehalte weitgehend
nach Routinemethoden quantifiziert wurden, musste für die persistenten organischen
Schadstoffe (POP´s) eine extrem sensitive, eine Vielzahl von Verbindungen erfassende
aber gleichzeitig robuste und praktikable, Nachweismethode entwickelt werden. Dies
wurde mit einer in Kooperation mit dem Institut für Chemie betreuten Diplomarbeit erreicht
(Dipl.-Chem. Kristian Kiersch: „Bestimmung von chlorierten Verbindungen in
kontaminierten Auenböden während der Bodensanierung durch Phytoremediation“),
basierend auf der EPA Methode 3546 (3. Januar 2008) wurde die Probenvorbereitung
soweit adaptiert, dass die zu untersuchenden chlorierten Verbindungen in der komplexen
und schwefelhaltigen Matrix der Auenböden bestimmt werden konnten. Dazu wurden 5 g
luftgetrockneter Auenboden mit 25 mL Aceton / n-Hexan (1/1. v/v) in der Mikrowelle
MARS XPRESS (Fa. CEM) bei 800 W innerhalb von 20 min auf 110 °C erwärmt und nach
15 min Extraktionszeit in einem Zeitraum von 30 min wieder abgekühlt. Eine besondere
Schwierigkeit für diese analytische Problemstellung stellten hohe Konzentrationen an
elementarem Schwefel in der Bodenmatrix dar. Im Hinblick auf die Explosions-
gefährlichkeit und der Stabilität von Reagenzien zur Schwefelbeseitigung, wie z.B. bei
pyrogenem Kupfer, wurde die Tertbutylammoniumhydrogensulfatlösung (TBA)-Methode
der DIN (HBU 3.4.3.7a) ausgewählt und eingesetzt. Dabei wurde der abfiltrierte Extrakt
auf 1 mL eingeengt, mit 1 mL einer 3.39 % (w/w) TBA/Wasser-Lösung sowie 1 mL 2-
Propanol versetzt und 1 min geschüttelt. Nach Zugabe von 5 mL Reinstwasser und einer
weiteren Minute Schüttelzeit erfolgte die Phasentrennung, wobei die organische Phase
über Na2SO4 getrocknet wurde. Dieser getrocknete Extrakt wurde zur weitestgehenden
Entfernung der störenden Matrix auf eine konditionierte Florisil-Kartusche gegeben und
zur nahezu vollständigen Elution der zu bestimmenden chlorierten Verbindungen mit
jeweils 2 mL n-Hexan. 2 mL Dichlormethan / n-Hexan (26/74. v/v), 2 mL Aceton / n-Hexan
(1/9. v/v) und 2 mL n-Hexan ausgewaschen, im N2-Strom bis zur Trockene eingeengt und
in 1.5 mL n-Hexan aufgenommen.
21
Die analytische Nachweismethode wurde aus etablierten und zertifizierten Vorschriften
zusammengestellt, und umfasst die parallele gaschromatographische Trennung mit zwei
Kapillarsäulen (Parallelsäulentechnik) unterschiedlicher Polarität und anschließender
Detektion mit zwei Elektroneneinfangdetektoren (ECD) und ist somit koelutionsfrei. Die
dazu notwendigen Umbauten der vorhandenen Analysentechnik mit geeigneten
Gerätebausteinen, wie z.B. einem speziell konzipierten Probeneinlasssystem. Dichtungen
und Splittereinheit sowie die Optimierung von Analysenparametern, wie Tempera-
turprogramm und Trägergasgeschwindigkeit, erlaubten die Quantifizierung von 29
relevanten chlorierten Umweltchemikalien und zwei internen Standards im zu
erwartenden Konzentrationsbereich.
Konfiguration und optimierte Analysenparameter:
Kapillarsäulen: Fused Silica Kapillarsäule DB-1701P (Fa. J & W Scientific) (60 m;
0,25 mm ID; 0,25 µm Schichtdicke). 14 % Cyanopropyl- und 86 % Dimethylpolysiloxan-
Anteil in der stationären Phase; Fused Silica Kapillarsäule DB-5MS (Fa. J & W Scientific)
(60 m; 0,25 mm ID; 0,25 µm Schichtdicke). 5 % Diphenyl- und 95 % Dimethylpolysiloxan-
Anteil in der stationären Phase
Probenaufgabe: Automatisch
Trägergas: Helium (5.0)
Trägergasgeschwindigkeit: 250 kPa (konstanter Druck)
Injektor: Pulsed Split/Splitless-Injektor im Splitless-Modus
Temperatur: 280 °C
Detektor: Electron Capture Detector (ECD)
Make-up Gas: Stickstoff (5.0). 30 mL min-1
Temperaturen: 280 °C (DB-1701P). 325 °C (DB-5MS)
T- programm Initialtemperatur 150 °C (1 min)
1. Heizrate 3°C min-1. Temperaturstufe: 180°C (1 min)
2. Heizrate 6°C min-1. Endtemperatur: 250 °C
Die Identifizierung der zu untersuchenden chlorierten Verbindungen des Mischstandards
und später in den realen Proben sowie der Beseitigung von Koelutionen erfolgte durch
Vergleich des Retentionsverhaltens der gemessenen einzelnen Standardsubstanzen.
22
Kalibrierkurven zur Quantifizierung wurde aus diesen Mischstandards im
Konzentrationsbereich von 0,0005 bis 0,1 µg mL-1 in fünf Konzentrationsbereichen erstellt,
wobei das kleinste Konzentrationsniveau für die Mehrzahl der untersuchten Verbindungen
die Bestimmungsgrenze darstellt. Mit diesen Methoden wurden nachfolgend die
Pestizidmuster auf den russischen und deutschen Versuchsflächen festgestellt. Die
Anzahl der nachgewiesenen Pestizide auf den untersuchten Standorten stiegt in folgender
Reihenfolge Oka Rya (7) < Oka N (8) < Kelz (10) < Werda (11) < Elbaue (25). Drei
Pestizide (δ-HCH. Heptachlor. p.p`-DDE) wurden als Kontamination auf allen
untersuchten Standorten nachgewiesen. Keines der Pestizide wurde ausschließlich auf
den russischen Standorten nachgewiesen, während 11 Pestizide ausschließlich auf dem
deutschen Standort nachgewiesen wurden. Über die bisher in der Literatur beschriebenen
POP-Konzentrationen in Elbauen (verschiedene HCH. PCB. DDX) wurden erstmalig 16
weitere relevante Verbindun¬gen (δ-HCH. Aldrin. Dieldrin. Endrin. cis Chlordan. trans
Chlordan. Endosulfan I. Endosulfan II. Endosulfansulfat. Heptachlor. o.p'-DDD. o.p'-DDE.
Quintozen. Mirex. Methoxychlor) in die Untersuchung mit einbezogen. Als grundsätzlich
neue Erkennt¬nis hat sich dabei eine unerwartete, starke kleinräumige Heterogenität für
alle 29 untersuchten POP innerhalb der Versuchsfläche herausgestellt. Diese war stärker
in der Beprobungstiefe 10-20 cm als bei 0-10 cm ausgeprägt. Der dabei bestimmte Kon-
zentrationsbereich aller untersuchten POP von 0.01 µg kg 1 bis 144 µg kg 1 in dem
Versuchsfeld der Elbaue entspricht denen der Versuchsstandorte in den Okaauen (< 0.01
µg kg-1 bis 106 µg kg-1). Für beide Versuchsgebiete wurden jeweils die Maximalkonzen-
trationen durch p.p‘-DDD hervorgerufen. Allerdings sind die Konzentrationen der anderen
POPs in den Okaauen um einen Faktor von bis zu 100 kleiner. Diese Ergebnisse sind in
zwei internationalen Veröffentlichungen ausgewertet (Kiersch et al., 2010; Zimmer et al.,
2010).
Für die Schwermetallanalytik wurden Gesamt-Aufschluss und Bestimmung mit ICP sowie
das Sequentielle Fraktionierungsverfahren nach Zeien und Brümmer (1989) angewendet.
Die optimierten bzw. neu entwickelten Methoden wurden nun breit angewendet, um den
Belastungsstatus der russischen und deutschen Auenböden und darin insbesondere der
Versuchsflächen detailliert zu erfassen. Für die anorganischen Schadstoffe (Arsen und
Schwermetalle) wurden Aufbereitung und Aufschluss der 2007 und 2008 entnommenen
Pflanzenproben (Trocknen, Mahlen, Aufschluss mit HNO3) zeitnah abgeschlossen und es
wurden die Elementkonzentrationen bestimmt. Dem folgten im Februar 2009 die während
der Ernte entnommenen Pflanzenproben. In den zur Bewertung der Bindung und
Bioverfügbarkeit der Schwermetalle in den Bodenproben nach Zeien und Brümmer (1989)
23
sequentiell extrahierten Fraktionen wurden Cd, Cu, Ni, Pb und Zn bestimmt; diese
Analysen wurden im Sommer 2008 für die Böden der Versuchsparzellen abgeschlossen.
Die Konzentrationen an C, N und S wurden ebenfalls bis Sommer 2008 bestimmt. Im
März 2009 wurde für die Bodenproben der Parzellen P 1 – P 8 eine Korngrößenanalyse
durchgeführt, da vermutet wurde, dass die kleinräumige Variabilität der Schad-
stoffkonzentrationen eventuell mit den Sedimentationsbedingungen und damit mit der
Korngrößenzusammensetzung erklärt werden kann. In den 50 Boden- und Pflanzen-
proben um den Schönberg Deich wurden bis Juli 2008 (1) die Schwer-
metallkonzentrationen (total in Boden und Pflanzen) und NH4NO3-lösliche (Boden)), (2)
die Konzentrationen an C, N und S, (3) der pH-Wert und bei Proben mit einem pH-Wert ≥
7 (4) die Carbonatkonzentrationen bestimmt. Diese Ergebnisse wurden in der
Bachelorarbeit von Robert Müller zusammengefasst (Titel: „Räumliche Variabilität der
Schwermetalle von Böden und Vegetation in Auen der Mittelelbe“). Wichtigste Erkenntnis
daraus war, dass zur weit größerräumigen Abschätzung der Schwermetallkonzentrationen
in den Auenböden und damit zur Ausweisung von Vorzugsflächen der Sanierung die
Schwermetallkonzentrationen in den Pflanzenproben der dort wachsenden Vegetation
nicht geeignet sind, weil zwischen beiden nur lose Zusammenhänge bestehen. Die Unter-
suchung der Böden ist also unumgänglich.
Wirkungsnachweis der Remediationsleistung:
Auf dem deutschen Freilandversuch in einem kontaminierten Flutkanal der Elbauen wurde
nach 3 und 4 Vegetationsperioden eine Prüfung der Auswirkungen der Weiden auf die
Gehalte an Schwermetallen und die mikrobielle Aktivität der Böden im Vergleich zur
vorherigen Grünlandnutzung vorgenommen (Zimmer et al. 2009/10). Dabei wurde
nachgewiesen, dass die Weiden verstärkt zur Auskämmung von Sedimenten führen. Eine
erhöhte ß-Glucosidaseaktivität im Boden unter Weiden ist ein Indikator eines
beschleunigten Abbaus organischer Substanz, die langfristig mit steigender Mobilisierung
der Schwermetalle verbunden sein kann, obwohl diese bis zum gegenwärtigen Zeitpunkt
im Oberboden nicht nachgewiesen wurde.
24
Tab. 3 Mittelwert ± Standardabweichung von Konzentrationen von As und Schwermetallen (total und NH4NO3-extrahiert). Prozent von NH4NO3-extrahierter Fraktion an den Totalgehalten und mikrobiellen Parameter unter Grasland und Weiden in den Elbauen im Mai und November 2009 (Zimmer et al., eingereicht)
Parameter Mai November
Grassland Willows Grassland Willows
Total
As mg kg-1 54a ± 7,4 53a ± 7,0 77b ± 5,6 66b ± 9,5
Cd mg kg-1 7,0ab ± 0,92 6,5a ± 0,75 7,9b ± 1,14 6,2a ± 0,83
Cu mg kg-1 200a ± 18 200a ± 23 280b ± 22 250c ± 42
Ni mg kg-1 43a ± 3,7 40a ± 3,3 49b ± 3,3 41a ± 4,3
Pb mg kg-1 180a ± 17 180a ± 14 270b ± 20 250c ± 32
Zn mg kg-1 760b ± 88 690a ± 46 930c ± 71 770ab ± 66
Potenziell mobile Fraktion
Cd mg kg-1 0,87a ± 0,13 0,84a ± 0,18 1,3b ± 0,21 1,1b ± 0,18
Cu mg kg-1 0,86a ± 0,18 0,87a ± 0,14 2,0b ± 0,38 1,8b ± 0,37
Ni mg kg-1 1,9a ± 0,37 1,6a ± 0,61 3,0b ± 0,84 2,2ab ± 0,86
Zn mg kg-1 92a ± 18 79a ± 24 91a ± 19 75a ± 23
Cd % 13a ± 2,2 13a ± 2,2 17b ± 2,1 18b ± 3,8
Cu % 0,42a ± 0,06 0,44a ± 0,08 0,71b ± 0,13 0,74b ± 0,19
Ni % 4,3ab ± 0,82 4,1a ± 1,5 6,1b ± 1,6 5,5ab ± 2,4
Zn % 12a ± 2,5 12a ± 3,3 9,7a ± 1,7 9,8a ± 3,3
Mikrobielle Parameter
β-Glucosidase 230ab ± 40 260b ± 96 160a ± 41 280b ± 107
Cmic mg kg-1 1600c ± 540 1200b ± 220 630a ± 150 530a ± 200
Nmic mg kg-1 76a ± 19 72a ± 19 45b ± 18 43b ± 17
Cmic/Nmic 22b ± 7,9 17ab ± 4,5 14a ± 2,1 13a ± 2,3
% Cmic (g Corg)-1 1,9c ± 0,63 1,5b ± 0,24 0,90a ± 0,17 0,73a ± 0,23
Cmic – mikrobiell-gebundener Kohlenstoff, Nmic = mikrobiell-gebundener Stickstoff
25
Tab. 4 Konzentrationen von As und Schwermetallen (mg kg-1) ± Standardabweichung and Bioakkumulationsfaktoren von As und Schwermetallen in Weiden des deutschen Freilandversuches auf den Elbauen
Element Konzentrationen Bioakkumulationsfaktoren
Stämme Blätter Stämme Blätter
As 0,15 ± 0,03 0,27 ± 0,08 0,002 0,004
Cd 11 ± 1,1 17 ± 2,4 1,8 2,8
Cu 5,0 ± 0,29 7,5 ± 1,3 0,02 0,03
Ni 9,4 ± 2,2 14 ± 13 0,23 0,33
Pb n.d. 0,14 ± 0,12 - 0,0006
Zn 350 ± 6,3 1400 ± 220 0,46 1,8
n.d. = nicht bestimmt
Die geringeren Arsen- und Schwermetallgehalte (insbesondere Cd, Ni, Zn) unter Weiden
als unter Grasland im November 2009 werden als Sanierungserfolg bewertet (Tab. 3).
Damit in Übereinstimmung sind die Konzentrationen der ausgewählten Elemente in der
Biomasse der Weiden sowie die Bioakkumlationsfaktoren (Tab. 4). Allerdings sind diese
Ergebnisse durch zwischenzeitliche Sedimenteinträge beeinflusst, so dass ein
längerfristiges Monitoring zur Erfolgskontrolle unumgänglich bleibt.
26
Tab. 5 Korrelation (r) zwischen den Konzentrationen von As und Schwermetallen [total und NH4NO3-extrahiert (F1)] und Konzentrationen von Corg, Nt, S, Cmic and Nmic, Aktivität der β-Glucosidase im deutschen Freilandversuch auf den Elbauen (n = 47, *p ≤0,05, **p ≤0,01, *** p ≤0,001) (mod. nach Zimmer et al., eingereicht)
Parameter
Corg
Nt Cmic Nmic β-Glucosidase
Aktivität
Fe -0,38** -0,49*** -0,44** -0,45** -0,49***
Mn n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.
Ast -0,64*** -0,75*** -0,59*** -0,60*** -0,61***
Cdt n.s. n.s. n.s. n.s. -0,34*
Cut -0,31* -0,48*** -0,62*** -0,58*** -0,47**
Nit n.s. n.s. n.s. n.s. -0,43**
Pbt -0,57*** -0,71*** -0,71*** -0,67*** -0,53***
Znt n.s. -0,36* -0,34* -0,39** -0,44**
Cd F1 -0,33* -0,41** -0,47** -0,56*** n.s.
Cu F1 -0,46** -0,59*** -0,68*** -0,59*** n.s.
Ni F1 -0,35* -0,38** -0,35* -0,47** n.s.
Zn F1 n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.
n.s. = nicht signifikant
Die mikrobielle Besiedlung (Cmic und Nmic) und die mikrobielle Aktivität (ß-Glucosidase
Aktivität) im Boden sanken mit steigenden Arsen und Schwermetallkonzentrationen (Tab.
5).
Der am Schönbergdeich angelegte Feldversuch mit Weiden und Pappeln (mit Ekto-
mykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien inokuliert) wurde im Februar 2009
abgeerntet, und die Biomasse aus diesen Proben wurde dem Projektpartner Universität
Halle für die verfahrenstechnologischen Arbeiten bereitgestellt. Die nachfolgende Stock-
regeneration (Wiederaustrieb) des Weidenklons entsprach den Anforderungen für eine
leistungsfähige Biomasseerzeugung, während der Pappelklon keinen hinreichenden
Wiederaustrieb aufwies. Die erstmal festgestellte erhöhte Sedimentation unter Weiden
27
durch das „Auskämmen“ während der Überflutungen, führte teilweise zu erhöhtem Schad-
stoffeintrag in die Fläche. Gleichzeitig kann damit eine Schadstoffentlastung im
Strömungsverlauf der Elbe weiter flussabwärts liegenden Gebiete prognostiziert werden
(Zimmer et al., eingereicht bei Journal of Plant Nutrition and Soil Science).
Für die Anlage des Feldversuches durch die russischen Projektpartner wurde Stecklings-
material der Hybride Salix caprea x viminalis selektiert und gemeinsam am russischen
Versuchsstandort gepflanzt. Diese Hybride hat sich in zahlreichen Voruntersuchungen
(Gefäßversuche und Feldversuch auf den Elbauen) als besonders leistungsstark und
überflutungstolerant (Standortanpassung an die auentypischen Bedingungen) erwiesen.
Der ebenfalls im Feldversuch auf den Elbauen getestete Pappel-Hybridklon (Populus
nigra x maximowiczii cv. Max 4) wies im Gefäßversuch zwar ein hohes Leistungspotenzial
auf, nach mehrwöchiger Überflutung traten jedoch hohe Bestandesausfälle durch
Kernfäulen auf. Daher wurde dieser Klon für die weitere Selektion und Anwendung auf
Auenstandorten ausgeschlossen.
Nach Abschluß der bodenbiotechnologischen Arbeiten wurden synchrotron-basierte
chemische Spezialanalysen eingesetzt, um die Wirkungsmechanismen der Mobilisierung
und Aufnahme/Ausschluß bzw. des enzymatisch gesteuerten Abbaus der Schadstoffe
aufzuklären, Dazu wurden mit Hilfe chromatographischer, massenspektrometrischer und
reflexionsspektrometrischer Analysen von Feinwurzelproben der Weiden aus dem
deutschen Freilandversuch zur Phytoremediation die chemischen Spezies und die
Bindungsformen der Schadstoffe erforscht. Dies wurde an ausgewählten Proben
durchgeführt, bei denen die Routineanalysen größte Veränderungen der Gesamtgehalte
anzeigten. Dadurch soll ein Verständnis der Wirkungsmechanismen entwickelt werden,
um bei Anschlußprojekten die Produktentwicklung gezielter und mit geringerem Aufwand
betreiben zu können. Das Verständnis der Wirkungsmechanismen ist auch wichtig im
Hinblick auf mögliche gentechnische Ansätze zur mikrobiologisch gesteuerten
Phytoremediation. Im Ergebnis konnte eine Plaque-Bildung mit Arsenanreicherung um die
Weidenfeinwurzel nachgewiesen werden, die sowohl zur Arsenstabilisierung im
Oberboden als auch zu veränderter Mobilität und Aufnahme von Schwermetallen führt
(Zimmer et al., eingereicht). Diese Plaquebildung wurde bereits bei anderen Pflanzen, die
Feuchtstandorte besiedeln, dokumentiert, allerdings in diesem Projekt erstmalig für
Weiden beschrieben. Die Plaquebildung beruht auf der Besonderheit der Feinwurzeln
einiger feuchteliebender Pflanzen, Aerenchyme (luftführende Gewebe) in ihren Wurzeln
zu tragen. Diese pflanzenartspezifische Durchlüftung des Wurzelraumes ermöglicht zum
einen die Standortanpassung auf zeitweise oder langfristig anaerobe Verhältnisse im
28
Boden (z.B. während Überflutung) und führt zu veränderten Redoxbedingungen und damit
veränderter As-Mobilität im Boden. Zugleich mit der Plaquebildung in der Rhizosphäre
konnte die elementspezifische Verteilung von As und Schwermetallen in den Fein-
wurzelpräparaten dokumentiert und so z.B. die intensive Aufnahme von Cu in die Wurzeln
nachgewiesen werden, das vorher in erster Linie an der Wurzeloberfläche vermutet
worden war.
29
Abb. 6 Rasterelektronenmikroskopie von Querschnitten von Weidenwurzeln (1a) und Verteilung von As, Ca, Cu, Fe, K, Mn, Ni, S und Zn mittels Röntgenfluoreszenzspektren (1b…j)
30
Abb. 7 Korrelationen zwischen den Intensitäten von As mit Fe (2 a) und Mn (2 b), Pixel von verschiedenen Verbindungen (mit Angaben zu R2), Abbildungen der Verbindungen von Fe und As
Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass auch die Zielstellung von Teilschwerpunkt (2), chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe zu führen, sowie Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung bzw. Unterschreitung von Grenzwerten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse zu erarbeiten, weitestgehend erfüllt wurde.
31
2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises
Personalmittel:
Da die chemisch-analytischen und biotechnologischen Arbeiten von fundamentaler
Bedeutung für alle weiteren Untersuchungen und die Einhaltung des gesamten Zeitplanes
waren sowie ein unmittelbar abrufbares Spezialwissen und die Fähigkeit zur Anleitung
von Nachwuchs- und Gastwissenschaftlern erforderten, mussten hierfür promovierte bzw,
habilitierte Mitarbeiter/innen angestellt werden. Für die chemische Spezialanalytik wurde
ein promovierter Chemiker mit umfassender Erfahrung in der gesamten
Schadstoffanalytik und einem breiten Repertoire an eingearbeiteten Methoden angestellt.
Zur Aufarbeitung von Boden- und Pflanzenproben für die Schwermetallanalytik erfolgte
die Anstellung von studentischen Hilfskräften. Plangemäß wurden die russischen Partner
in Rahmen einer Schulungswoche sowie der im UFZ eingestellte Doktoranden
(Meilenstein 2) eingearbeitet. Die Arbeiten, die zu den Meilensteinen 1 sowie 3 bis 6
führen, verlangten ein ausgesprochenes Spezialwissen an detaillierten
bodenbiotechnologischen Vorkenntnissen und Erfahrungen sowie den Zugriff auf die
Stammsammlung am Lehrstuhl für Bodenkunde und darüber hinaus die Übernahme von
Anleitungs- und Ausbildungsfunktionen, um bei den Nachwuchswissenschaftlern des
Projektes entsprechende Fertigkeiten zu entwickeln. Diese Aufgaben wurden durch eine
habilitierte Mitarbeiterin der Universität Rostock übernommen, die mittelfristig aus
Haushaltsmitteln der Agrar- und Umweltwissenschaftlichen Fakultät finanziert wurde
(daher Veränderung in der Verteilung der geplanten Personalmittel). Die damit
verbundene Umwidmung in den Personalmitteln (Posten 812 umgewidmet in Posten 817)
wurde entsprechend der Genehmigung durchgeführt.
Sachmittel (Geräte)
Die Verwendung der Sachmittel zur Durchführung der Analysen und zur Durchführung der
Kooperation mit dem russischen Partner in Form von Reisemitteln wurden in den
detailliert im AZA-Formblatt dokumentiert. Im Rahmen des Projektes wurde ein Kleingerät
(Reagenzglasschüttler: 240,24 €) und ein Großgerät (Kühl-Multifuge 3 S-R: 8.228,71 €)
für die sachgerechte Durchführung der chemischen und biologischen Spezialanalytik an-
geschafft. Der Reagenzglasschüttler wurde für die biotechnologischen Arbeiten eingesetzt
und die Kühl-Multifuge sowohl für biotechnologische Arbeiten als auch zu chemischer
Schadstoffanalyse.
32
Die Unterauftragsvergabe (STZ Soil Biotechnology) erfolgte zur Gewährleistung massen-
spektrometrischer Analysen der Böden in Russland (bisher noch nie solche detaillierte
Analytik der schadstoffbindenden Organischen Bodensubstanzen) sowie der
Rhizodeposite, deren Qualität die Aktivität von Mikroorganismen bei Mobilisierung und
Transport (Arsen und Schwermetalle) bzw. Abbau (POP´s) von Schadstoffen ent-
scheidend beeinflussen.
3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit
Für die Sanierung von großflächig moderat kontaminierten Böden gibt es gegenwärtig
keine Alternative zur Phytoremediation. Deren größte Schwäche sind gegenwärtig die
langen Sanierungszeiträume. Daher besteht die dringende Notwendigkeit zur Suche nach
wirkungsvollen Maßnahmen zur Effizienzsteigerung dieser Sanierungsmethode. Sowohl
die Auswertung der relevanten Literatur als auch eigene Voruntersuchungen belegen das
sehr hohe Potenzial von Rhizosphärenmikroorganismen für die Effizienzsteigerung der
Phytoremediation. Zur gezielten effizienten Nutzung von Rhizosphärenmikroorganismen
ist die Kenntnis ihrer standortspezifischen und pflanzenartenspezifischen Diversität, ihrer
Aktivitäten und physiologischen Eigenschaften essentiell. Daraus begründet sich die
Notwendigkeit der durchgeführten Arbeiten im biotechnologischen Bereich und führte
zielgerichtet zur Entwicklung einer beschleunigten Selektionsmethode für
standortspezifische Lösungen in Kombination mit einer geeigneten hochleistungsfähigen
Stammsammlung.
Die Sanierungsnotwendigkeit sowie die Erfolgskontrolle von Sanierungsmaßnahmen
(Phytoremediation) auf belasteten Standorten kann nur über die spezifische Analyse der
relevanten Schadstoffe sowohl im Boden als auch in der Biomasse der Pflanzen sowie im
Kontaktbereich dieser Kompartimente (Rhizosphäre) ermittelt werden. Sie stellt die essen-
tielle Voraussetzung für eine zielgerichtete und wirkungsvolle Sanierung belasteter Böden
dar. In diesem Projekt wurde dieser Anspruch durch den Einsatz der
schadstoffspezifischen Untersuchungsmethoden unter Berücksichtigung von
Totalgehalten und Mobilität (Schwermetalle) bzw. ausschließlich von Totalgehalten
(organische Schadstoffe) gewährleistet und erfolgreich umgesetzt.
Angesichts der Vielzahl neuer Erkenntnisse, die zu einem großen Output an
hochrangigen wissenschaftlichen Veröffentlichungen (s. 6.) sowie Arbeitsmaterialien für
33
den Technologietransfer und die Anwenderschulung geführt haben, sind Notwendigkeit
und Angemessenheit hervorragend begründet.
4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
Die Untersuchungen haben gezeigt, dass die theoretische Mindestsanierungszeit bis zum
Erreichen der Vorsorgewerte laut BBoSchV durch die biotechnologische Beimpfung mit
Mykorrhizapilzen und Helferbakterien für das am gefährlichsten einzustufende Cd von
ursprünglich etwa 40 auf etwa 25 Jahre und für Zn von etwa 70 auf etwa 45 Jahre
verringert werden konnte. Da in den Elbauen aber auch zukünftig durch Überflutung
Schadstoffe erneut periodisch eingetragen, und im Rahmen der Phytoremediation mit
Weiden und Pappeln nur die Holzbiomasse kommerziell genutzt wird, erhöht sich die
theoretische Sanierungszeit für Cd auf 65 Jahre. Für Zn erscheint eine Sanierung nur
möglich, wenn der sedimentäre Eintrag verringert und/oder die Leistungsfähigkeit der
Bestände weiter erhöht wird (Meissner et al. 2010).
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekanntgewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
Auf der Basis aktueller Informationserhebungen fanden sich folgende neue F&E-
Vorhaben mit einer möglichen Relevanz für das aktuelle Projekt im Internet:
5.1 Recherche bei: http://cordis.europa.eu auf relevante aktuelle EU-Projekte
1. Upstream signalling, global regulatory control and biochemical function of central
components in the zinc homeostasis network: towards the rational design of technologies
for bio-fortification (CENTZIN), (2008-2010) FP 7, Co-ordinator RUPRECHT-KARLS-
UNIVERSITAET HEIDELBERG (Deutschland)
2. Strengthening of research capacity for poplar and willow multipurpose plantation
growing in Serbia (STREPOW); (2008-2011) FP 7, Co-ordinator ISTRAZIVACKO
RAZVOJNI INSTITUT ZA N IZIJSKO SUMARSTVO I ZIVOTNU SREDINU (Serbien)
3. An Integrated Framework of Methods, Technologies, Tools and Policies for
Improvement of Brownfield Regeneration in Europe (TIMBRE), (2011-2014)
34
Forschungsgebiet: ENV,2010,3,1,5-2 Environmental technologies for brownfield
regeneration,
Recherche der relevanten neuen Publikationen im Web of Science
Ucisik AS, Trapp S (2008) Uptake, removal, accumulation, and phytotoxicity of 4-chlorophenol in willow trees, ARCHIVES OF ENVIRONMENTAL CONTAMINATION AND TOXICOLOGY 54, 619-627. Yu XZ, Gu JD (2008) The role of EDTA in phytoextraction of hexavalent and trivalent chromium by two willow trees, ECOTOXICOLOGY 17, 143-152. Zalesny RS, Bauer EO (2007) Selecting and utilizing Populus and Salix for landfill covers: Implications for leachate irrigation. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTO-REMEDIATION 9, 497-511. Zalesny JA, Zalesny RS, Wiese AH, et al, (2007): Choosing tree genotypes for phytoremediation of landfill leachate using phyto-recurrent selection. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTOREMEDIATION 9, 513-530. Justin MZ, Pajk N, Zupanc V et al. (2010): Phytoremediation of landfill leachate and compost wastewater by irrigation of Populus and Salix: Biomass and growth response, Waste Management 30: 1032-1042. Mirck, J, Volk TA (2010): Response of three shrub willow varieties (Salix spp,) to storm water treatments with different concentrations of salts. Bioresource Technology 101, 3484-3492. Regvar M, Likar M, Piltaver A, et al. (2010): Fungal community structure under goat willows (Salix caprea L,) growing at metal polluted site: the potential of screening in a model phytostabilisation study. Plant and Soil 330, 345-356. Wu FZ, Yang WQ, Zhang J, et al, (2010): Cadmium accumulation and growth responses of a poplar (Populus deltoids x Populus nigra) in cadmium contaminated purple soil and alluvial soil. Journal of Hazardeous Metarials 177, 268-273, Zhivotovsky OP, Kuzovkina JA, Schulthess CP, et al. (2011): Hydroponic Screening of Willows (Salix L,) for Lead Tolerance and Accumulation. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTOREMEDIATION 13 (1), 75-94.
Insgesamt ist festzustellen, dass zwar neue Projekte in diesem Forschungsgebiet begonnen wurden und auch einige neue Publikationen erschienen sind, die Verbundpartner dieses Projektes jedoch den internationalen Wissensstand und Erkenntnisfortschritt in dieser Forschungsrichtung stark mitbestimmen, was durch die Vielzahl hochrangiger Journalpublikationen belegt wird (vgl. Pos. 6).
35
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11
Hrynkiewicz, K,; Baum, C, (2011): The potential of rhizosphere microorganisms to promote the plant growth in disturbed soils. In: "Environmental Protection Strategies for Sustainable Development", A. Malik; E. Grohmann (Eds.), Springer Verlag, S. 35-64 (im Druck, DOI 10.1007/978-94-007-1591-2_2) Hrynkiewicz, K,; Baum, C,; Leinweber, P, (2010b): Density, metabolic activity and identity of cultivable rhizosphere bacteria on Salix viminalis in disturbed arable and landfill soils, Journal of Plant Nutrition and Soil Science 173, 747–756 (Impact factor: 1,280) Hrynkiewicz, K,; Ciesielska, A,; Haug, I,; Baum, C, (2010a): Ectomycorrhiza formation and willow growth promotion as affected by associated bacteria: role of microbial metabolites and use of C sources, Biology and Fertility of Soils 46: 139-150 (DOI: 10,1007/s00374-009-0419-2; Impact factor: 1,446) Hrynkiewicz K, Baum C, Dabrowska G, Dahm H (2009): Combined and single effects of Hebeloma mesophaeum and Bacillus strains on the expression of metallothioneins in willows and their heavy metal uptake from a contaminated soil. IMC Edinburgh, UK. 1.-6.8.2010 (Poster) Hrynkiewicz K, Baum C, Leinweber P (2008): Characterisation of mycorrhizal and rhizobacterial community of willows (Salix spp.) at anthropogenic disturbed lands. Plant-Microbial Interactions 2008, 2.-6.Juli 2008, Krakow, Poland (Poster) Hrynkiewicz K, Baum C, Leinweber P (2008): Characterisation of mycorrhizal and rhizobacterial community of willows (Salix spp.) at anthropogenic disturbed lands. In: Book of Abstracts and Programme: Plant - microbial interactions (PMI) 2008, 2.-6. Juli, Krakow (PL), 38, Kahle P, Baum C (2009): Energieholz schont Ressourcen. Bauernzeitung 39: 26 - 27, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Leinweber P (2010): Small scale variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany). Chemosphere 79, 745-753. IF 1,023, Meissner R, Bolze S, Rupp H, Baum C, Zimmer D, Leinweber P (2009): Contamination of the Elbe River Floodplains and Testing of its Restoration by Phytoremediation. Wasserwirtschaft 99 (6): 30-37 Zimmer D, Baum C, Leinweber P, Hrynkiewicz K, Meissner R (2009): Associated Bacteria increase the Phytoextraction of Cadmium and Zink from a Metal-Contaminated Soil by Mycorrhizal Willows, International Journal of Phytoremediation 11 (2), 200-213 Zimmer D, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Kolomiytsev N, Leinweber P (2010): Status Quo of Soil Contamination with Inorganic and Organic Pollutants of the River Oka Floodplains (Russia). Water, Air, and Soil Pollution 211, 299-312 Zimmer D, Kiersch K, Baum C, Meissner R, Müller R, Jandl G, Leinweber P. (2011) Scale-dependent variability of As and heavy metals in a River Elbe floodplain. Clean - Water, Air and Soil, 39 328–337. Zimmer D, Kruse J, Baum C, Borca C, Laue M, Hause G, Meissner R, Leinweber P. (2011) Spatial distribution of As and heavy metals in willow roots from a contaminated
36
floodplain soil measured by X-ray fluorescence spectroscopy. The Science of the Total Environment (in press) Zimmer D, Baum C, Meissner R, Leinweber P. Soil ecological evaluation of willows in a floodplain. Journal of Plant Nutrition and Soil Science (under revision) Geplant: The chemical composition of soil organic matter in Russian floodplain soils as revealed by Pyrolysis-Field Ionization Mass Spectometry. Eurasian Journal of Soil Science.
37
BMBF-Vordr. 3831/03.07_2
Berichtsblatt
1. ISBN oder ISSN keine
2. Berichtsart (Schlussbericht oder Veröffentlichung) Endbericht
3. Titel Verbundprojekt: Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet Teilgebiet: Verfahrenstechnik und Ökonomie
4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Dr. habil. Werner Frosch Dr. Ulrich Klee Dr. Frank Tetzlaff Dipl. Ing. agr. Marten Grau
5. Abschlussdatum des Vorhabens 31.12.2010
6. Veröffentlichungsdatum
7. Form der Publikation unveröffentlichter Bericht
8. Durchführende Institution(en) (Name, Adresse) Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg Professur für Landtechnik, Umwelt- und Kommunaltechnik Julius-Kühn-Str. 23 06114 Halle/Saale
9. Ber. Nr. Durchführende Institution
10. Förderkennzeichen 02WT0871
11. Seitenzahl 64
12. Fördernde Institution (Name, Adresse) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. Literaturangaben 11
14. Tabellen 19
15. Abbildungen 31
16. Zusätzliche Angaben
17. Vorgelegt bei (Titel, Ort, Datum)
18. Kurzfassung Die Phytoremediation schwermetallbelasteter Böden führt zwangsläufig zur Bereitstellung von kontaminierter Biomasse. Diese belasteten Gehölze wurden in einem zweistufigen Vergasungsverfahren in ein brennbares Gas umgesetzt. Es wurden Verfahren und Möglichkeiten zur Brennstoffaufbereitung und Konditionierung untersucht, welche einen vergasungsfähigen Brennstoffzustand herstellten. Die Vergasung des kontaminierten Holzes wurde bezüglich der energetischen und verfahrenstechnischen Effizienz untersucht und mit der Vergasung unbelasteter Hölzer verglichen. Die obligatorische Gasreinigung erfolgte nass und trocken. Bei der Gaswäsche kam eine neuartige Anordnung eines mit einem organischen Lösungsmittel betriebenen Rotationswäschers zum Einsatz. Die Rückhaltung und Abscheidung der Metalle und Schwermetalle Arsen, Cadmium, Kupfer, Blei und Zink an den Abscheidepunkten des Vergasers und der Gasreinigung wurden analysiert und bewertet. Des Weiteren wurden erste Untersuchungen zum Rückhalt von organischen Schadstoffen (PAK) durch das Gasreinigungssystem durchgeführt. Das gesamte Verfahren der Phytoremediation, vom Anbau der inokulierten Baumstecklinge bis hin zur energetischen Verwertung der kontaminierten Biomasse, wurde unter den Gesichtspunkten der aktuellen Regelungen zum Energieeinspeisegesetz ökonomisch bewertet. Es wurde nachgewiesen, dass die Verfahrensanordnung dazu geeignet ist, kontaminiertes Holz aus Phytoremediationsanlagen in ein Brenngas zu überführen und für die Bereitzustellung von elektrischer Energie und Wärme zu nutzen. Während des gesamten Prozesses werden die Grenzwerte des 17. BimschV bezüglich der Abgasemissionen an Schwermetallen eingehalten.
19. Schlagwörter Phytoremediation, kontaminierte Biomasse, Vergasung, Energieproduktion, Schwermetall, ökonomische Bewertung
20. Verlag
21. Preis
BMBF-Vordr. 3832/03.07_2
Document Control Sheet
1. ISBN or ISSN
2. type of document (e.g. report, publication) Final report
3. title Joint project: Phytoremediation of contaminated flood plains in the Wolga catchment Subproject part: process engineering and economics
4. author(s) (family name, first name(s)) Dr. habil. Werner Frosch Dr. Ulrich Klee Dr. Frank Tetzlaff Dipl. Ing. agr. Marten Grau
5. end of project 31.12.2010 6. publication date
7. form of publication non published report
8. performing organization(s) (name, address) Martin-Luther-University Halle-Wittenberg, Agricultural engineering Julius-Kühn-Str. 23 06114 Halle/Saale
9. originator’s report no.
10. reference no. 02WT0871
11. no. of pages 64
12. sponsoring agency (name, address) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn
13. no. of references 11
14. no. of tables 19
15. no. of figures 31
16. supplementary notes
17. presented at (title, place, date)
18. abstract The phytoremediation of heavy metal contaminated soils leads unavoidable to the production of contaminated biomass. The polluted biomass was converted in a two-stage gasification process with a stationary fluidized in a fuel gas. Methods and opportunities where examined in the mean for fuel processing and conditioning to create an efficient gasification performance. The gasification of the contaminated timber was examined regarding energetic and procedural efficiency and compared with non-contaminated wood material. Essential gas-cleaning was carried out with wet and dry procedure.. During the washing process of the gas a novel arrangement of organic solvent in a rotation-washer was used. The retention and separation of metals and heavy metals (arsenic, cadmium, copper, lead and zinc) were investigated in the carburetor and gas purificator. Initial studies for the retention of organic contaminants (PAH) through the gas cleaning system have been performed. The entire procedure of phytoremediation - from the cultivation of inoculated tree seedlings up to energy utilization of biomass was evaluated economically among the aspects of current arrangements for Renewable Energy Statute. It was demonstrated that the process arrangement is suitable to use contaminated wood material from phytoremediation plantation for the production of an usable gas which can be used for the preparation of electrical energy as well as heat. During the complete gasification process the limits of the 17th BimschV (EEG) concerning the exhaust emissions of heavy metals will be respected.
19. keywords phytoremediation, contaminated biomass, gasification, energy production, heavy metal, economical evaluation
20. publisher
21. price
1
I Kurze Darstellung zu
1. Aufgabenstellung Das Gesamtziel des geplanten Vorhabens bestand im praktischen Nachweis der Eignung
der Phytoremediation als kostengünstiges Verfahren zur umweltschonenden,
großflächigen Sanierung von Flussauenböden, die mit Schwermetallen und organischen
Schadstoffen kontaminiert sind.
Aufgrund fehlender Erfahrungen bei der Anlage von Freilandexperimenten zur
Phytoremediation auf Auenflächen sollten verfahrenstechnische Grundlagen zur Anlage,
Bewirtschaftung und Ernte entwickelt werden. Die auf den Auenflächen anfallende feste
Biomasse in Form von Holz und Blättern sollte einer energetischen Nutzung zugeführt
werden, wobei einer thermochemischen Vergasung gegenüber der reinen
Wärmeerzeugung durch Verbrennung der Vorzug gegeben wurde. Es entsteht ein
Nutzgas, welches in einem nachgeschalteten Blockheizkraftwerk (BHKW) zur Strom- und
Wärmeerzeugung verwendet wird. Integraler Bestandteil dieser Arbeiten war die
Entwicklung eines Konzeptes zur Vermeidung von Luftkontaminationen über Rauchgase
und zur umweltgerechten Verbringung der kontaminierten Aschen. Basierend auf den
experimentellen Ergebnissen sollte eine ökonomische Bewertung bezüglich der Effizienz
des hier erprobten Sanierungsverfahrens vorgenommen werden.
2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde Langjährige Erfahrungen mit einer eigenen Lehr-, Forschungs- und Demonstrationsanlage
„BENA 200“ zur thermo-chemischen Umwandlung von fester Biomasse, die über die
Hochschulbauförderung Ende 2001 auf dem Gelände des Versuchsfeldes der
Landwirtschaftlichen Fakultät in Halle errichtet wurde, sind beim Antragsteller vorhanden.
Die Anlage ist mit einem 200 kWthermisch Vergaser ausgestattet, aus dem 30 kW Strom und
je nach Bedarf bis zu 120 kW Wärme oder auch 30 kW Kälte erzeugt werden können. Sie
wird gemeinsam vom Lehrstuhl Energietechnik des Fachbereiches
Ingenieurwissenschaften und dem Lehrstuhl Land-, Umwelt- und Kommunaltechnik des
Institutes für Agrar- und Ernährungswissenschaften betrieben.
Seit Inbetriebnahme der „BENA 200“ Ende 2001 wurden folgende Biomassen energetisch
umgesetzt:
• Holzhackschnitzel von Fichte, Kiefer, Weide und Pappel
• Pellets aus Stroh, Heu und Rinderfestmist
2
• Stroh von Roggen, Weizen, Raps und Miscanthus
• Körner von Mais, Hafer und Raps
• calzinierte Knochen aus der Tierverwertung
• Pferdedung (abgetrocknet)
Der in enger Zusammenarbeit mit der Firma BHF Verfahrenstechnik Kulkwitz (bei Leipzig)
und dem Lehrstuhl Energietechnik des Fachbereiches Ingenieurwissenschaften der
Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg entwickelte gestufter Gegenstromvergaser mit
aufsteigender Vergasung hat eine thermische Gesamtleistung von 200 kW bei einem
Brennstoffverbrauch von maximal 100 kg/h. Im reduzierten Betrieb liegt der Verbrauch bei
ca. 40 kg/h, das entspricht einer Gasrate von ca. 100 Nm³ /h.
Durch die Nutzung der am BHKW anfallenden Wärme (Motor- und Abgaswärme) ist der
Betrieb einer Kälteanlage möglich. Bei einer notwendigen Vorlauftemperatur von 85 bis 90
°C kann eine Kälteleistung von 30 kW elektrisch bereitgestellt werden. Der eigentliche
Kühlkreislauf hat eine Vorlauftemperatur von 12 °C und verlässt die Kälteanlage mit einer
Kühltemperatur von ca. 6 °C.
Um eine optimale Prozessführung zu garantieren, werden im Produktgas die
Komponenten Methan, Kohlenmonoxid, Kohlendioxid und Wasserstoff durch eine Online-
Analytik kontinuierlich bestimmt und protokolliert. Aus Emissionsschutzgründen erfolgt
parallel dazu eine ebenfalls kontinuierliche Bestimmung und Aufzeichnung von möglichen
Anteilen an Kohlenmonoxid, Kohlendioxid, Sauerstoff, Schwefeldioxid und Stickoxiden
(NOx) im Abgas. Ein Bildschirmarbeitsplatz, an dem insgesamt 56 Mess- und
Steuerstellen gleichzeitig angezeigt und die Betriebszustände von der Beschickung bis
zur Kälteerzeugung aufgezeichnet werden, komplettiert die Gesamtanlage.
3. Planung und Ablauf des Vorhabens Der spezifische Beitrag zum Forschungsprojekt lag generell in den 4 Schwerpunkten (1)
effiziente energetische Verwertungsmöglichkeiten von schadstoffbelasteter fester
Biomasse, (2) Entwicklung und Testung einer dazu geeigneten Verfahrenstechnik, die
sich auch für einen späteren praktischen Einsatz in vertretbaren ökonomischen
Kategorien realisieren lässt, (3) Stoff- und Massenbilanz der Schadstoffe innerhalb des
Umsetzungsprozesses einschl. Vor- schläge zu deren kompakten Entsorgung und (4)
eine belastbare ökonomische Gesamtbewertung.
Zur Realisierung dieser Zielstellungen waren folgende Arbeitschritte notwendig:
3
a) Verfahrenstechnische Untersuchungen zur zweckmäßigen Aufbereitung der von
den Projektpartnern gelieferten kontaminierten Biomassen. Hier geht es vor allem
um die Vermeidung eines unkontrollierten Austritts von Schadstoffen in die
Atmosphäre während des Zerkleinerungsprozesses. Ein weiterer wichtiger Punkt
ist dabei die kontinuierliche Überwachung des zweistufigen Transportprozesses
vom Vorratsbehälter in den Reaktor unter dem Aspekt einer umweltgerechten
Prozessführung (Vermeidung von jeglicher Kontamination außerhalb des
Reaktors).
b) Beprobung des Ausgangsmaterials mit Fokussierung auf die von den Partnern
bereits ermittelten Schadstoffkomponenten in den Biomassen als notwendige
Basisparameter zur späteren Berechnung des Schadstofftransportes und des
Schadstoffumsatzes (vorrangig der Schwermetalle) innerhalb des energetischen
Verwertungsprozesses.
c) Quantitative und qualitative Analyse des erzeugten Nutzgases (Synthesegas)
sowie der dabei prozessbedingt anfallenden Rest- und Nebenprodukte. Dazu
zählen die nach der mechanischen Gasreinigung abgetrennten Stäube und
Aschen und das nach der chemischen Nasswäsche anfallende kontaminierte
Waschwasser. Neben der Bestimmung von Art und Konzentration der
nachweisbaren Schadstoffe in den Aschen und dem Waschwasser sind auch
geeignete Maßnahmen zu ihrer umweltgerechten Trennung vom übrigen
Stoffkreislauf zu treffen. Dies erfordert die Entwicklung und Erprobung dazu
notwendiger verfahrenstechnischer Abläufe, die mit entsprechenden technischen
Komponenten untersetzt werden müssen, um das Gesamtverfahren bei einer
geplanten Praxisüberführung auch in ökonomisch vertretbaren Größenordnungen
durchführen zu können. Hierzu zählen u. a. die Entwicklung bzw. Auswahl von
Behandlungsverfahren für den anfallende Waschrückstand und die Prüfung von
Möglichkeiten einer weiteren Ascheverwertung in Abhängigkeit vom
Kontaminationsgrad.
d) Bestimmung von relevanten Prozessparametern, die zur Aufstellung der
Stoffbilanz notwendig sind. Diese können ermittelt werden durch eine Online-
Analytik des erzeugten Nutzgases vor der motorischen Nutzung im
Blockheizkraftwerk (BHKW) und durch die Bestimmung der
Abgaszusammensetzung nach der motorischen Nutzung. Da die Gasanalytik für
die prozessrelevanten Gaskomponenten (CH4, CO, CO2 H2, O2, SO2, NOx) bereits
vorhanden ist, sind diese Messmöglichkeiten nur um die
4
Schwermetallkomponenten bzw. weitere bei den untersuchten kontaminierten
Biomassen auftretenden Schadstoffe zu erweitern. Wichtigstes Ziel der gesamten
thermo-chemischen Prozessführung ist dabei die Einhaltung eines normgerechten
Abgasverhaltens des BHKW, welches u.U. durch zusätzliche Filter und/oder
Reinigungsstufen realisiert werden muss.
e) Definition und Berechnung wichtiger Eckwerte zur Abschätzung des
Gesamtverfahrens auf monetärer Grundlage, Auswahl und Begründung einzelner
Prozessstufen, speziell im Bereich der Schadstofftrennung und Entsorgung unter
dem Blickwinkel der wirtschaftlichen Machbarkeit mit dem Ziel, ein für die
praktische Umsetzung geeignetes und wirtschaftlich vertretbares Gesamtkonzept
zu entwickeln.
4. Wissenschaftlicher und technischer Stand Der wissenschaftliche Bearbeitungsschwerpunkt innerhalb des Teilprojektes
Verfahrenstechnik und Ökonomie lag zum einen im exakten analytischen Nachweis der in
der zu verwertenden festen Biomasse enthalten Schadstoffe und zum anderen in der
Bestimmung und Dokumentation von Konversionspfaden innerhalb des thermo-
chemischen Umsetzungsprozesses. Des Weiteren waren die Energie- und Stoffbilanzen
(Massebilanzen) der Schadstoffe zu ermitteln, um je nach dem Ort ihrer Ablagerung
innerhalb des Prozessregimes (Aschen, Waschwasser, Nutzgas oder auch im Abgas)
geeignete Maßnahmen zu ihrer umweltgerechten Erfassung und Trennung vom übrigen
Stoffkreislauf treffen zu können.
Es konnte nachgewiesen werden, dass die kontaminierte Biomasse unter hohem
energetischen Wirkungsgrad und sehr hoher Umsetzungsrate in ein brennbares Gas
umgewandelt werden konnte, welches zur Gewinnung elektrischer Energie in einem
BHKW verstromt wurde. Gleichzeitig wurde bewiesen, dass die vorhanden Gasreinigung
in Verbindung mit der neuen Kombination von organischem Waschmittel mit einem
rotierenden Waschaggregat in der Lage ist, die eingetragenen Schwermetalle sicher
zurück zu halten. Weiterhin konnte durch eine Wirtschaftlichkeitsbetrachtung die
Ökonomie des Gesamtverfahrens der Phytoremediation und der energetischen
Verwertung untersucht werden. Bei dieser wurde gezeigt, dass bereits im Projektmaßstab
die Wirtschaftlichkeitsschwelle überschritten werden kann.
5
5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen
Die Versuchsdurchführung „Thermische Verwertung“ und Analytik der Rauchgase und
Aschen erfolgte eigenständig durch die Uni Halle. Eine enge Abstimmung mit UFZ und
Uni Rostock war notwendig hinsichtlich der Pflege und Ernte der deutschen
Freilandexperimente als Voraussetzung für die Durchführung der Versuche zur
energetischen Biomasseverwertung.
Weiterhin waren Lagerung und Konfektionierung der kontaminierten Biomassen
mit den übrigen Projektpartnern abgestimmt. Das war notwendig, um alle
umweltrelevanten Schutzmaßnahmen auf dem Gebiet der verfahrenstechnischen
Umsetzung an die Projektpartner weitervermitteln zu können.
Speziell auf dem Gebiet der Schadstoffanalytik gab es eine enge Verzahnung zwischen
allen Projektpartnern, da die notwendigen Stoffbilanzen für das Gesamtverfahren
entsprechende Analysen der Böden (UFZ, Uni Rostock), der Biomassen im
Versuchsverlauf sowie nach Aberntung (UFZ, Uni Rostock) und der Aschen (Uni Halle)
erforderten. Daraus ergab sich auch die Notwendigkeit zur Durchführung von
Interlaboratoriumsvergleichen zur Qualitätssicherung.
Neben den Kernuntersuchungen wurden Kontakte zur TU Dresden (Ligninanalyse) und
dem Johann- Heinrich- von- Thünen- Insitiut Braunschweig (PAK-Analyse) geknüpft.
Diese Verbindungen sorgten für einen erheblichen Fortschritt und Wissenszuwachs im
Projektablauf. Dadurch konnten zusätzliche, wertvolle Ergebnisse zum Projekt
beigetragen werden.
II Eingehende Darstellung
1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele
Untersuchungen zur Brennstoffbereitstellung
Die Holzbiomasse der Weiden und Pappeln wurden jeweils im Winterhalbjahr geerntet.
Die mittlere Feuchte des frischen Materials lag bei Weide bei 43,7 % (σ=2,8%) und bei
Pappel in Höhe von 54,5% (σ=1,5%). Es wurden sowohl natürliche Trocknung als
Stammholz, natürliche Trocknung im aufgeschütteten Hackschnitzelhaufen, technische
Trocknung durch Warmluftzufuhr und technische Trocknung durch Belüftung mit
getrockneter Kaltluft (Kondensationstrocknung) untersucht. Die Zielfeuchte sollte in allen
6
Versuchen 25% unterschreiten, da höhere Holzfeuchten die Effizienz des nachfolgenden
thermochemischen Verfahrens merklich reduzieren kann.
Es wurde festgestellt, dass die natürliche Trocknung im aufgeschütteten
Hackschnitzelhaufen (Kantenlänge Hackschnitzel 0,6 – 2 cm) zu keiner befriedigenden
Reduktion der Brennstofffeuchte führte (Abb. 1). Nach vierwöchiger Versuchsdauer
konnte keine signifikante Abnahme des Wassergehaltes trotz innerer Erwärmung des
Materials festgestellt werden, das Material wurde merklich feuchter. Es wurde zu
Versuchsende eine Feuchte bei Weide in Höhe von 68,1% (σ=5.2%) und bei Pappel in
Höhe von 80,3% (σ=2,9%) gemessen. Ursache hierfür war eine zu geringe Durchlüftung
des Schüttguthaufens aufgrund zu kleiner Hackschnitzelgröße (Kantenlänge 5mm) und
somit ein fehlender Abtransport der Wassermassen. Die Stapeltemperatur bewegte sich
während des Versuchs im Bereich von 30 bis 52°C bei einer Umgebungstemperatur von 3
bis 5°C ein (Abb. 2). Die durch mikrobiologische Aktivität erzeugte Wärme konnte nicht
dazu beitragen, dass ein Trocknungseffekt erzielt wurde.
Abb. 1 Haufenlagerung Holzhackschnitzel mit Klumpenbildung durch mikrobielle Aktivität
7
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
70.0
80.0
90.0
13.01.2008 18.01.2008 23.01.2008 28.01.2008 02.02.2008
Datum
Hol
zfeu
chte
u [%
]
0
10
20
30
40
50
60
Tem
pera
tur H
acks
chni
tzel
stoc
k [°
C]
PappelWeideTemperatur
Abb. 2 Verlauf der Holzfeuchten und der Lagerungstemperatur von Holzhackschnitzeln bei Haufenlagerung Alle anderen Methoden führten zu einer signifikanten Abnahme des Feuchtigkeitsgehaltes
im Holz. Die angestrebte Zielfeuchte von unter 25% konnte bei allen drei Verfahren
erreicht werden.
Die natürliche Trocknung der Bäume als Stammware nutzt die solare Energie für die
Austreibung des Wassers (Abb. 3). Zusätzliche Hilfsenergien sind nicht notwendig.
8
Abb. 3 Haufenlagerung ungeschredderter Stammware während der natürlichen Trocknung
Die Lagerung und Trocknung der abgeernteten Weiden und Pappeln erfolgte über einem
Zeitraum von drei Monaten. Es wurden Holzfeuchten von 19,5% (σ=1,4%) bei Weide und
23,3% (σ=2,2%) bei Pappel erreicht (Abb. 4). Eine Ausdehnung der Lagerungs- und
Trocknungsdauer kann bei natürlicher Trocknung die Holzfeuchten weiter senken. Nach
15-monatiger Trocknung an der Außenluft reduzierten sich die Holzfeuchten bei Weide
auf 12,4% (σ=0,3%) und bei Pappel auf 10,4% (σ=0,3%). Aus diesen Ergebnissen lässt
sich ableiten, dass nach einer Lagerungsdauer des Holzes von mindestens drei Monaten
(im Winterhalbjahr) eine für die thermochemische Vergasung ausreichend niedrige
Holzfeuchte erreicht wird. Längere Trocknungszeiten führen zu einer weiteren Minderung
des Wassergehaltes, was aber in Bezug auf die Nutzung der Biomasse nicht unbedingt
9
nötig ist. Für eine praktische Anwendung der Ergebnisse wird für die natürliche Trocknung
eine Lagerungsdauer von 3-5 Monaten empfohlen.
15.0
20.0
25.0
30.0
35.0
40.0
45.0
2.2008 5.2008
Datum
Hol
zfeu
chte
[%]
WeidePappel
Abb. 4 Verlauf der Holzfeuchten bei dreimonatiger natürlicher Trocknung
Der hohe Wasserverlust innerhalb von 3 Monaten ist auf den geringen Stammquerschnitt
zurück zu führen. Es kann angenommen werden, dass je cm Stammdurchmesser ein
Monat Trocknungszeit einzuplanen ist, um den für die Vergasung notwendigen
Trockensubstanzgehalt zu erreichen.
10
Die technische Trocknung verläuft in wesentlich kürzeren Zeiträumen. Die
Warmlufttrocknung stellt den Stand der Technik dar. Die Holzhackschnitzel von Weide
und Pappel wurden bei 60°C über drei Tage getrocknet (Abb. 5). Die Feuchten wurden
bei Pappelholz von 50,9% (σ=14,9%) auf 5,7% (σ=1,8%) reduziert. Die
Warmlufttrocknung (Abb. 6) führte bei den Hackschnitzeln aus Weide zu einer Minderung
der Holzfeuchte von 42,5% (σ=13,0%) auf 5,7% (σ=1,8%). Parallel dazu wurden durch
Kondensationstrocknung (Abb. 7) Pappelholzhackschnitzel gleicher Ausgangsfeuchte in
der selben Zeit auf 6,4% (σ=0,7%) bzw. Weidenholzhackschnitzel auf 6,7% (σ=0,3%)
getrocknet. Das Trocknungsergebnis ist bei beiden Varianten der technischen Trocknung
vergleichbar.
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
03.02.08 04.02.08 05.02.08 06.02.08 07.02.08 08.02.08
Datum
Hol
zfeu
chte
[%]
KondensationstrocknungWarmlufttrocknung
Abb. 5 Verlauf der Hackschnitzelfeuchten bei Warmluft- und Kondensationstrocknung
Für die Trocknung mit Warmluft oder entfeuchteter Kaltluft muss im Gegensatz zur
natürlichen Trocknung zusätzliche Energie und technisches Gerät aufgewendet werden,
welche die energetische Effizienz des Gesamtverfahrens mindern. Vorteilhaft ist die sehr
kurze Trocknungsdauer.
11
Abb. 6 Trocknungsversuch Warmluft
Abb. 7 Versuchsanlage zur Kondensationstrocknung
12
Aus den Untersuchungsergebnissen lässt sich ableiten, dass für das Gesamtverfahren
der Phytoremediation die natürliche Trocknung der Stammware die sinnvollste Variante
darstellt, da hierbei in vertretbar kurzer Zeit ausreichend niedrige Holzfeuchten erreicht
werden können. Ein weiterer Vorteil ist die Einsparung an zusätzlicher Hilfsenergie und
die Vermeidung zusätzlicher Energiekosten für die Trocknung.
Pelletierung Die Weiden- bzw. Pappelhölzer müssen der Versuchsanlage in einen schüttfähigen
Zustand zugeführt werden. Das kann durch Schreddern (Häckseln) oder Schreddern
(Häckseln) und Pelletieren erfolgen. Der Vorteil des Pelletierens ist die wesentlich höhere
Energiedichte des erzeugten Brennmaterials gegenüber reinen Holzhackschnitzeln.
Dadurch können sich ökonomische Vorteile bei den Transportaufwendungen der
Biomasse von der Plantage zur Verwertungsanlage ergeben. Für eine Quantifizierung des
Mehraufwandes für die Materialvorbereitung und Pelletierung wurden Versuche mit
Weiden- und Pappelholz durchgeführt. Es wurde Rohmaterial mit unterschiedlichen
Materialfeuchten im Bereich von 3,2% bis 20,1% eingesetzt. Für die Untersuchung des
Einflusses der Presskanallänge wurden verschiedene Pelletiermatrizen eingesetzt. Das
Pressverhältnis wurde in den Stufen 1:3, 1:4 und 1:5 variiert. Weiterhin wurde eine
Pelletierung unter Zugabe von zwei verschiedenen organischen Bindemitteln
(getrockneter Schweinemist, getrocknete Zuckerrübenschnitzel) untersucht (Abb. 8).
Abb. 8 Pellets ohne und mit Bindemittel (Trockenmist)
Es wurde festgestellt, dass sowohl Weiden als auch Pappeln nur unter bestimmten
Bedingungen zu stabilen Pellets verarbeitet werden können. Je geringer die
13
Materialfeuchte, desto stabiler werden die Pellets. Während der Pelletierung stellt sich in
der Matrize eine Temperatur von bis zu 70°C ein. Für eine Aktivierung des für die
Pelletformung wichtigen Lignins ist diese hohe Temperatur als sehr günstig einzustufen.
Bei zu feuchtem Material wirkt sich die Temperaturerhöhung insgesamt jedoch nachteilig
auf, da große Mengen an Wasser in Form von Dampf auftreten. Nach Verlassen des
geschlossenen Presskanals treibt der Wasserdampf die Pellets auseinander, so dass kein
verwertbarer Rohstoff produziert werden kann. Insbesondere über einer Feuchte der
Holzhackschnitzel von 15% stiegt die Menge nicht verwertbarer Pellets an. Dieser
Vorgang kann durch die Zugabe von trockenem Pelletierhilfsmittel vermindert werden. Es
hat sich gezeigt, dass unter einer Zugabe von 10% gemahlenem Trockenmist (Feuchte
16,7%) stabile Pellets für die thermochemische Weiterverarbeitung hergestellt werden
können. Das Ausgangsmaterial Holzhackschnitzel wies bei diesem Versuch eine mittlere
Feuchte von 21% (σ=1,9%) auf. Der Einsatz von getrockneten Zuckerrübenschnitzeln als
Bindemittel führte zu keinen messbaren Verbesserungen der Pelletqualität.
Weiterhin hat die Verweilzeit des zu verpressenden Materials in der Matrize einen
entscheidenden Einfluss auf die Stabilität der Pellets. Die Verweilzeit des Holzes in der
Pelletiermaschine wird sowohl durch das Pressverhältnis als auch durch die
Durchsatzrate des Materials bestimmt. Hohe Durchsatzraten in Verbindung mit kurzer
Verweilzeit in der Matrize führen eher zu mangelhaften Pellets als eine längere Presszeit.
Hintergrund ist die längere Reaktionszeit für das Verkleben der Holzpartikel durch das
Lignin sowie das interne Austreiben von Restwasser aus dem Pellet während des
Matrizendurchgangs. Generell wurde festgestellt, dass durch die Pelletierung die
Materialfeuchte signifikant sinkt. Die Pellets wiesen einen Restfeuchtegehalt von 7 bis 8,5
Masse-% auf.
Die Pelletierfähigkeit der untersuchten Materialien beruht größtenteils auf dem Gehalt an
Lignin. Dieser war bei den bei Hölzern aus der Phytoremediationsanlage geringer als bei
normalem Fichtenholz (Tab. 1). Die schlechtere Pelletierfähigkeit musste durch den
Zusatz von Bindemittel ausgeglichen werden.
Tab. 1 Ligningehalt der untersuchten Hölzer
Probe Ligningehalt
Pappel 24.79%
Weide 25.26%
Fichte 28.70%
14
Für eine Verarbeitung der Weiden und Pappeln zu Pellets müssen die Holzhackschnitzel
gemahlen werden. Dazu wurde eine Hammermühle Fabrikat Buschoff eingesetzt. Die
Messung der Stromaufnahme der Mühle erfolgte über eine Stromschleife. Die analogen
Messdaten wurden über einen Analog-Digitalwandler auf eine rechnereigene Schnittstelle
übertragen und von einer selbst entwickelten Software protokolliert.
Die Pelletierung erfolgte mit der im Rahmen des Forschungsprojektes angeschafften
Laborpelletpresse Kahl 14-175 (Abb. 9).
Abb. 9 Laborpelletpresse Kahl 14-175
Die Nennaufnahmeleistung der Presse beläuft sich auf 3 kW (Abb. 10). Es wurde
angestrebt, diesen Wert zu erreichen. Die energetischen Aufwendungen für die
Pelletierung von Weiden und Pappeln wurden über einen analogen Messdatenausgang
des internen Frequenzumrichters ermittelt und die Messdaten auf gleiche Weise wie beim
Mahlen verarbeitet und protokolliert.
15
2
2.5
3
3.5
4
2400 2450 2500 2550 2600 2650 2700 2750 2800 2850 2900
Datensatz
Leis
tung
sauf
nahm
e [k
W]
Abb.10 Verlauf der Leistungsaufnahme der Pelletpresse während der Pelletierung von Pappel
Die Beschickung der Pelletpresse erfolgte manuell. Der Gutfluss war nicht ausreichend
gleichmäßig. Aus diesem Grund sind Schwankungen in der Leistungsaufnahme nicht zu
vermeiden.
Für das Mahlen der Holzhackschnitzel wurden im Schnitt 0,053 kWh/kgTS benötigt. Bei
einem ermittelten Heizwert von 5,1 kWh/kgTS entspricht die Energieaufwendung für das
Mahlen 1,05% des Eigenenergieinhalts des Brennstoffs. Für das Pelletieren wurde
elektrische Energie in Höhe von 0,17 kWh/kgTS benötigt. Das Formen der Pellets
entspricht 3,3% der Eigenenergie des Holzes. Zusammengefasst sind für das Mahlen der
Holzhackschnitzel und das Pelletieren des Mahlgutes 0,223 kWh/kg an elektrischer
Energie notwendig. Das entspricht 4,35% des Holzheizwertes. Unterschiede in der
Energieaufnahme bezüglich der Holzart konnten nicht festgestellt werden.
Durch die Pelletierung konnte das Schüttgewicht der Biomasse deutlich erhöht werden
(Abb. 11). Die Holzhackschnitzel wiesen ein mittleres Schüttgewicht in Höhe von 183 kg
auf. Nach der Pelletierung wurde ein Schüttgewicht von 674 kg gemessen. Das lässt den
16
Schluss zu, dass die Aufwendungen für das Transport- und Lagerungsvolumen um mehr
als das 3,5-fache reduziert werden können.
673.9
237.4
183.0
7.0
10.2
7.4
0
100
200
300
400
500
600
700
800
PelletMahlgutHackschnitzel
Schü
ttgew
icht
[g/l]
0
2
4
6
8
10
12
Hol
zfeu
chte
u [%
]
SchüttgewichtFeuchte u
Abb. 11 Zunahme des Schüttgewichtes sowie Verhalten der Holzfeuchte beim Verarbeiten von Holzhackschnitzeln zu Holzpellets
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass mit einem relativ geringen Aufwand an
Hilfsenergie die Energiedichte des Rohstoffs stark erhöht werden kann. Die
Kompaktierung ist jedoch für den nachfolgenden Vergasungsprozess nicht obligatorisch.
Der Vorteil des geringeren Schüttvolumens tritt nur bei Transport- und
Lagerungsaufwendungen der Holzrohstoffe positiv in Erscheinung. Es ist empfehlenswert,
Transportentfernungen und Lagerungskapazitäten so anzupassen, dass keine
Pelletierung notwendig wird, da sich diese Vorgehensweise positiv auf die
Wirtschaftlichkeit auswirkt.
17
Energetische Untersuchungen zur thermochemischen Vergasung der Weiden und Pappeln
Die aus der Phytoremediationsanlage stammenden Weichhölzer Weide und Pappel, die
einen erhöhtem Schwermetallgehalt aufwiesen, wurden in der Versuchsanlage zur
thermochemischen Vergasung in einen gasförmigen Energieträger unter Freisetzung
möglichst geringer Mengen an Wärme (hohe Konversionsseffizienz) eingesetzt. Die im
Ausgangsstoff enthaltenen Schwermetalle sind aus dem erzeugten Brenngas
abzuscheiden. Die Durchführung dieser Arbeiten erfolgte an der Lehr-, Forschungs- und
Demonstrationsanlage zur thermochemischen Vergasung (BENA 200) der Uni Halle-
Wittenberg.
Die eingesetzten Hölzer wurden mit Hilfe eines vorhandenen Anbauscheibenhackers zu
Hackschnitzeln verarbeitet (Abb. 12). Die Kantenlänge der Chips lag im Bereich zwischen
0,5 und 2 cm (Abb. 13). Große Chargen, wie die Fichtenholzhackschnitzel, wurden direkt
in den Vorratsbehälter der Vergaseranlage geblasen. Kleinere Chargen sind in Fässern
zwischengelagert worden. Die Zuführung dieser Materialproben in das Vergasersystem
erfolgte über eine Nebeneingangsschnecke. Sowohl die Hauptzufuhrschnecke als auch
die Nebeneingangsschnecke wurden für jede Holzart bezüglich des Durchsatzes
kalibriert, um einen exakten Zusammenhang zwischen Stellwert und realem Durchsatz zu
erhalten.
18
Abb. 12 Scheibenhacker in Betrieb, Befüllen des Vorratsbehälters der Vergaseranlage
y = 1.6481x - 2.0566R2 = 0.9997
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
120.0
140.0
160.0
180.0
0 20 40 60 80 100 120
FU Einstellung [%]
Dur
chsa
tz T
M [k
g/h]
Durchsatz [kg/h]Linear (Durchsatz [kg/h])
Abb. 13 Kalibrierkurve für Pappelholzhackschitzel
Die Versuchsanlage (Abb. 14, 15) ist durch folgende Parameter gekennzeichnet:
- mehrstufiges, autothermes Vergasungsverfahren
- Vergasungsmittel Luft
- stationäres, fluidisiertes Wirbelbett
- regenerative Erwärmung der Prozessluft
- zweistufige Gasreinigung (trocken, nass)
- nasse Gasreinigung mit organischem Lösungsmittel
- Realisierung der Gaswäsche mittels Flüssigkeitsring
- Gaskühlung durch Wärmeübertragung auf Prozessluft sowie Wärmeabgabe an
Waschmittel
Leistungsparameter der Versuchsanlage:
- Auslegungsleistung 200kWthermisch
- Materialdurchsatz im Auslegungszustand 40 kg/h
- Materialstückigkeit: bis 2 cm Kantenlänge
- Materialfeuchte: bis 50%
- installierte elektrische Leistung des BHKW: 30 kW
19
- zusätzlich: installierte Leistung der Absorptionskälteanlage: 25 kW
Die Versuchsanlage ist dafür ausgelegt, verschiedenste biogene Rohstoffe in ein Nutzgas
zu überführen. Durch die mehrstufige Ausführung des Reaktors ist eine individuelle
Anpassung der Teilprozesse Brennstofftrocknung, Pyrolyse und Vergasung möglich, um
hohe Konversionsraten und/oder hohe Reaktionseffizienzen zu erreichen.
Neben der elektrischen und thermischen Gasnutzung ist in der Versuchsanlage eine
Absorptionskältemaschine integriert. Mit dieser Anlagenkomponente soll demonstriert
werden, dass die freiwerdende Wärme über den Weg der Absorption / Desorption als
Triebmittel für die Kältebereitstellung genutzt werden kann. Dieser Konversionspfad wird
in diesem Bericht nicht weiter verfolgt.
Abb. 14 Prinzipieller Aufbau der Versuchsanlage zur thermochemischen Vergasung BENA 200
20
Abb. 15 Gesamtansicht der Versuchsanlage BENA 200
Die Steuerung und Überwachung der Vergasungsanlage sowie der Prozesse erfolgt von
einem PC-Terminal im Versuchslabor (Abb. 16). Sämtliche für den Prozessablauf und die
Versuchsprotokollierung notwendigen physikalischen Größen, wie Temperatur, Druck,
Volumenströme und Gaszusammensetzung werden erfasst. Die Signalaufbereitung und -
wandlung erfolgt über mehrere, vernetzte Fieldpoint-Module der Fa. National Instruments.
Die Aufschaltung der Messsignale auf Ethernet erfolgt über ein Interfacemodul, ebenfalls
von National Instruments. Im Gegenzug werden Stellsignale vom Bedienerterminal über
Digital-Analog-Wandler an Aktoren (Schaltrelais, Frequenzumrichter) weiter gegeben. Die
Bedieneroberfläche basiert auf Labview (National Instruments) und erlaubt dem Benutzer
eine simultane Überwachung und einen Eingriff in den Prozessablauf in Echtzeit. Alle Ein-
und Ausgangsdaten werden protokolliert und in einer Messwertdatei abgelegt. Das
Schreibintervall je Datensatz beträgt 10 s.
21
Abb. 16 Bedieneroberfläche am Terminal der Versuchsanlage BENA 200
Für die Ermittlung der Brenngaszusammensetzung steht eine Online-Gasanalytik für die
Komponenten Kohlenmonoxid, Kohlendioxid, Wasserstoff, Methan und Sauerstoff zur
Verfügung. Diese Messwerte werden ebenfalls von der Prozessmess- und Steuerung
erfasst und protokolliert. Eine Zusammenstellung der eingesetzten Multi- und
Einzelgasanalysatoren enthält Tabelle 2.
Tab. 2 Zusammenstellung der bei den Untersuchungen genutzten Multi- und Einzelgasanalysatoren Einzelgas Analysator Messprinzip Messbereich/ -toleranz Kohlendioxid DGM 4 NDIR 0…30 % ±3 % rel.
Kohlenmonoxid Pewatron EGC NDIR 0…30 % ±2% rel.
Methan DGM 4 NDIR 0…50 % ±3 % rel.
Wasserstoff Henze WLD Wärmeleitfähigkeit 0…30 % ±5 % rel.
Sauerstoff DGM 4 paramagnetisch 0…21 % ±3 % rel.
22
Für den Ausgleich von Langzeit-Signaldriften wurde die Gasmesstechnik in regelmäßigen
Abständen und vor jedem Versuch mit einem zertifizierten Prüfgas kalibriert. Eine
Detailansicht des Gasmessschrankes enthält Abbildung 17.
Abb. 17 Gasmessschrank in der BENA 200 Versuchsanlage
Die Umsetzung der schwermetallbelasteten Hölzer aus den Phytoremediationsanlage
verfolgte zwei Ziele:
1. hoher Anlagenwirkungsgrad bei maximaler Brennstoffausnutzung
2. Rückhaltung und Abscheidung der Schwermetalle aus dem Stoffstrom
Es konnte nachgewiesen werden, dass die verwendete Versuchsanlage dazu geeignet
ist, beide Ziele zu erreichen. Die dafür notwendigen Prozessparameter wurden ermittelt.
Die Untersuchungen zur Vergasungseffizienz und zu energetischen Aspekten wurden mit
verschiedenen Holzarten durchgeführt. Neben den Weiden- und Pappelklonen wurden
für Vergleichszwecke auch Fichtenholzhackschnitzel auf ihr Verhalten im
Vergasungsprozess der Versuchsanlage untersucht (Tab. 3). Da von der Parzelle Elbaue
nur begrenzt Material verfügbar war, wurden von der FNR in Gülzow Weiden und Pappeln
zur Verfügung gestellt. Diese Weiden und Pappeln sind die gleichen Klone, wie sie in der
Parzelle Elbaue verwendet wurden. Die Weiden und Pappel aus der KUP Gülzow wurden
zur Untersuchung der energetischen Effizienz herangezogen. Für die Bestimmung des
23
Schadstoffverhaltens im Vergasungsprozess wurden die Hölzer der Parzelle Elbaue
eingesetzt.
Tab. 3 Zusammenstellung der in der BENA 200 untersuchten Hölzer
Charge Konfektionierung Biomasseart Herkunft
BM1 HHS Fichte Forstamt Bodenschwende
BM2 HHS Fichte Holzhandel Möllendorf
BM3 HHS Weide KUP Kühnfeld, KUP Gülzow
BM4 HHS Pappel KUP Kühnfeld, KUP Gülzow
Für die verschiedenen Biomassen wurden vor Versuchsbeginn die in Tabelle 4
zusammengestellten Kennwerte ermittelt.
Tab. 4 Zusammenstellung der für die untersuchten Hölzer analysierten Parameter
Parameter Charge BM1 BM2 BM3 BM4
Feuchte [Ma-%] 8,0 18,8-22,3 11,0 13
Heizwert [kWh/kg] 5,19 5,12 4,87-5,13 4,66-5,10
Kohlenstoffgehalt [Ma-%] 49,4 48,3 45,6 43,5
Die Stückigkeit der Holzhackschnitzel ist bei allen Chargen gleich.
Es wurde festgestellt, dass alle Hölzer unter hohen Umsetzungsgraden umgesetzt werden
können. Als Kenngrößen wurden der Kaltgaswirkungsgrad und die
Kohlenstoffumsetzungrate herangezogen. Für die Bestimmung des Kaltgas-
wirkungsgrades ist der untere Gasheizwert ein notwendiger Parameter. Die für die
einzelnen Holzarten ermittelten Gasheizwerte sind in Abbildung 18 dargestellt.
24
5.41
5.99
4.82
4.64
4.50
5.00
5.50
6.00
6.50
Brennstoff
unte
rer G
ashe
izw
ert [
MJ/
Nm
³]Fichte 1WeideFichte 2Pappel
GDT 0.05
Abb. 18 Vergleich der Gaskomponenten bezüglich verschiedener Brennstoffe
Es ist ersichtlich, dass unterschiedlich hohe Gasheizwerte erreicht werden konnten. Die
Vergasung der Weide ergab den höchsten Heizwert des Nutzgases. Die Ursache hierfür
ist in der Umsetzung des Kohlenstoffs im Reaktor begründet (Erläuterungen im Absatz
Kohlenstoffumsetzungsrate). Unterschiede im Gasheizwert bei den Brennstoffen Fichte 1
und Fichte 2 können auf die unterschiedlichen Holzfeuchten zurückgeführt werden. Der
geringe Gasheizwert der Pappel ist in dem geringen Eigenheizwertes dieses Holzes
begründet.
Anhand der dargestellten Ergebnisse und weiterer Messdaten aus den Prozessen lassen
sich Kaltgaswirkungsgrad und Kohlenstoffumsetzungseffizienz bestimmen. Der höchste
Kaltgaswirkungsgrad wurde mit 57,7% bei den sehr trockenen Holzhackschnitzeln „Fichte
1“ bestimmt (Abb. 19). Die niedrigste Vergasungseffizienz in Höhe von 48,6% wurde bei
Pappel festgestellt. Die Biomassen Fichte 2 und Weide lagen dazwischen. Im Vergleich
zu anderen Vergasungsanlagen liegen die Kaltgaswirkungsgrade im mittleren Bereich. In
einzelnen Versuchen wurden bei Fichte maximale Vergasungswirkungsgrade von über
70% erreicht. Trotz intensiver Optimierungen des Vergasungsprozesses konnte diese
hohe Umsetzungseffizienz mit den vorliegenden Biomassen nicht dauerhaft erreicht
werden. Hier besteht weiterer Handlungsbedarf.
25
57.7%
52.6%
51.3%
48.6%
40.0%
45.0%
50.0%
55.0%
60.0%
Biomasse
Kal
tgas
wirk
ungs
grad
[%]
Fichte 1WeideFichte 2Pappel
GDT 0,05
Abb. 19 Kaltgaswirkungsgrade für die Vergasung verschiedener Holzarten
Kohlenstoffumsetzungsrate Die Kohlenstoffumsetzungsraten wurden anhand der Input-/ Outputströme an Kohlenstoff
ermittelt. Als Eingangsstoffstrom wird der Holzdurchsatz herangezogen. Die
Ausgangsströme sind die ausgetragene Vergaserasche, der am Zyklon abgeschiedene
Flugstaub sowie die an der Wäsche eliminierten Feinststäube. Der bilanzierte
Restkohlenstoff muss demnach in den gasförmigen Komponenten des Brenngases
enthalten sein. Für die vier untersuchten Biomassearten wurden folgende
Kohlenstoffumsetzungsraten festgestellt:
Fichte 1 Weide Fichte 2 Pappel
96.3% 93.9% 97.8% 96.8%
Anhand der ermittelten Ergebnisse für die Kohlenstoffumsetzungsrate ist festzustellen,
dass unabhängig von der Art der eingesetzten Biomasse der eingetragene Kohlenstoff in
höchstem Maß in das Produktgas überführt wird. Es fallen nur geringste Mengen an
festem Kohlenstoff in den Abscheideprodukten an.
26
Es traten jedoch Unterschiede in der Verteilung des abgeschiedenen Kohlenstoffs auf
(Abb. 20). Während bei den Biomassen Fichte 1, Fichte 2 und Pappel die Verteilung des
elementar abgeschiedenen Kohlenstoffs an den Anlagenkomponenten Vergaserfuß,
Zyklon und Gaswäsche in vergleichbaren Größenordnungen auftrat, wurde bei der
Vergasung von Weide in der Vergaserasche wesentlich mehr Kohlenstoff, bezogen auf
die Gesamtabscheidung, wiedergefunden. Dieser Kohlenstoff wurde nicht in das
Brenngas umgewandelt und stellt damit einen energetischen Verlust dar. Die
thermochemische Umsetzung des Kohlenstoffs im Reaktionsbereich des Vergasers lief
schlechter ab als bei den anderen betrachteten Biomassen. Dennoch wurden hohe
Umsatzraten, gute Kaltgaswirkungsgrade sowie hohe Heizwerte erreicht. Der in
vorangegangenem Abschnitt beschriebene hohe Gasheizwert bei Weide wird durch einen
höheren Rückstand an nicht vergastem Kohlenstoff in der Vergaserasche erkauft.
Abb. 20 Verteilung des abgeschieden Kohlenstoffs während der Vergasung bei den untersuchten Holzarten
27
Verteilung der Einträge, Verluste und nutzbarer Anteile an chemischer, elektrischer und thermischer Leistung in der Versuchsanlage Die thermochemische Vergasung der ausgewählten Biomassen unterliegt in der realen
Versuchsanlage Verlusten (Wärme) und Gewinnen (Hilfsenergie). Diese wurden für die
Umsetzung der schwermetallkontaminierten Biomasse sowie der Vergleichshölzern
bestimmt. Für jeden Prozessabschnitt wurden Eingangs- und Ausgangsparameter zum
Energiefluss erhoben. In der ausgeglichen Bilanzierung fallen dann Gewinne und Verluste
als Differenz auf. Die Ermittlung der Verluste der einzelnen Anlagenkomponenten erfolgte
über die Messung der Oberflächentemperaturen, Bestimmung der
Transmissionskoeffizienten sowie Einbeziehung bestimmter Prozessparameter. In
Abbildung 21 sind alle Einträge, Austräge sowie Verluste leistungsbezogen für einen
typischen Anlagenbetrieb dargestellt.
Vor
rats
bunk
er
Wär
meü
bert
rage
r
Gas
rein
igun
g
Rea
ktor
BH
KW
/TN
V
Abb. 21 Energie- bzw. Leistungsflussschema für den realen Anlagenbetrieb der BENA 200
Die Summe der Einträge beträgt 250.2 kW. Die gesamten Austräge belaufen sich auf
142.3 kW. Demnach ergibt sich ein Gesamtwirkungsgrad von 57%. Die Verluste in Höhe
von 107,9 kW werden überwiegend durch Abstrahlung im Reaktorbereich und durch die
Abstrahl- und Abgasverluste im BHKW bzw. der thermischen Nachverbrennung (TNV)
verursacht. Insbesondere die Abstrahl- und Transmissionsverluste im Bereich der
Gaserzeugung können durch bessere Wärmedämmmaßnahmen weiter verringert werden.
Die angegebenen thermischen Verluste der Gasreinigung treten überwiegend am Zyklon
auf. Dieser war für den Versuchsbetrieb nicht mit einer Wärmedämmung versehen. Hier
ist für einen effizienteren Anlagenbetrieb eine hochtemperaturbeständige
Wärmedämmung sinnvoll. Das BHKW ist bezüglich der elektrischen Abgabeleistung und
der Gasleistung des Vergasungsreaktors unterdimensioniert. Der Gasüberschuss wird
zwangsweise in der TNV in Wärme umgewandelt. Eine Steigerung der generierbaren
elektrischen Leistung ist durch ein größeres BHKW möglich.
28
Die detaillierte Aufschlüsselung der Energieströme ist Grundlage für die ökonomische
Bewertung des Vergasungsverfahrens.
Untersuchungen zum Abscheideverhalten ausgewählter Schwermetalle in der Versuchsanlage BENA 200
Das Hauptaugenmerk der durchgeführten Versuche lag auf dem Verhalten ausgewählter
Schwermetalle während des Vergasungsprozesses und der nachfolgenden
Gasreinigungsverfahren. Als Ausgangsmaterialien wurden sowohl höher belastete Hölzer
der Versuchsparzelle zur Phytoremediation des UFZ als auch Hölzer mit geringerer
Schwermetallbelastung eingesetzt. Aufgrund des begrenzten Umfangs von Hölzern aus
der Phytoremediationsanalge vom Elbauenstandort Schönberg sind die Untersuchungen
überwiegend mit den Vergleichshölzern durchgeführt worden. Diese stammen aus der
Bergbau- und Verhüttungsregionen Mansfelder Land und von einem Versuchsfeld der Uni
Halle. In den Vergleichshölzern konnten ebenfalls relevante Schwermetalle nachgewiesen
werden. Teilweise wiesen diese Biomassen höhere Schwermetallkonzentrationen auf als
die Versuchshölzer von der Pilotanlage zur Phytoremediation. Die Ursache hierfür ist mit
hoher Wahrscheinlichkeit auf das Angebot und die Verfügbarkeit dieser Schadstoffe im
Boden zu suchen. Im Allgemeinen wiesen die Phytoremediationshölzer aus der Elbaue
eine höhere Konzentration bei den hier untersuchnten Schwermetallen auf.
Die Zerlegung der Biomasse erfolgt im Reaktor in den Zonen Trocknung/Pyrolyse und
Vergasung. Die Abscheidung der Nebenprodukte, welche die Schwermetalle enthalten,
findet im Reaktor, am Zyklon und an der Gaswäsche statt. Es wurde untersucht, inwieweit
Brennstoffeigenschaften (Schwermetallgehalt, Biomasseart, Materialfeuchte) sowie die
Prozessführung einen Einfluss auf die Schwermetallfreisetzung und –abscheidung an den
einzelnen Nebenproduktausgängen der Versuchsanlage haben.
Die Analytik der Schwermetallkonzentrationen wurden im Auftrag an die Labore STZ Soil
Biotechnology Huckstorf und FOOD Jena vergeben.
Als Untersuchungsmaterialien wurden zum einen die bereits beschriebenen
Vergleichhölzer (Fichte), die Hölzer der KUP Kühnfeld in Halle sowie die
Phytoremediationshölzer der Versuchsparzelle Falkenberg (Elbaue) herangezogen (Tab.
5). Bei letzterem gab es die Einschränkung, dass von der Charge Pappel nicht
ausreichend Biomassematerial zur Verfügung stand, um belastbare Versuche
29
durchzuführen. Ursache hierfür sind Hochwasserereignisse sowie Schäden durch
Nagetiere.
Tab. 5 Schwermetallgehalte der analysierten holzartigen Biomassen [mg/kgTM]
AsT CdT CuT PbT ZnT
Weide Kühnfeld 0,04 0,55 2,00 0,55 44,00
Pappel Kühnfeld 0,04 0,63 3,40 0,12 48,00
Fichte Bodenschwende 0,70 0,70 0,10 3,50 27,90
Fichte Möllendorf 0,51 0,42 2,90 0,55 21,81
Weide Falkenberg 0,03 1,34 4,00 0,21 86,00
Pappel Falkenberg* 0,24 8,88 4,40 0,76 183,00
*nicht ausreichend Biomassematerial vorhanden
Die Transportvorgänge der Schwermetalle durch das Vergasersystem sowie die
Abscheidung der Schwermetalle ist eng an das Verhalten des Partikelstroms durch die
Anlagenkomponenten und Aggregate gekoppelt. Die kombinierte Betrachtung der
Staubfracht im Gas bzw. der Menge der Partikelabscheidungen am Zyklon und in der
Gaswäsche in Verbindung mit der Schwermetallanalytik der Partikel und
Waschmitteleluate bilden die Basis für eine schwermetallbezogene Stoff- und
Massenbilanz. Für die Feststoff- und Schwermetallabscheidung kommen der Austrag des
Vergasers, der Abscheidebehälter des Zyklons sowie der Absetz- und Vorratsbehälter der
Wäsche in Frage. Für die Aufstellung der Stoff- und Massenbilanzen wurden folgende
Einzelparameter bestimmt:
- Biomasseeintrag [kg]
- Gesamtaustrag der Vergaserasche [kg]
- Gesamtaustrag des Grobflugstaubes am Zyklon [kg]
- Gesamtaustrag des Feinflugstaubes an der Wäsche [kg]
Für die verfahrenstechnische Bewertung wurden die Prozessparameter
Biomassedurchsatz, Pyrolysetemperatur, Vergasungstemperatur,
Verbrennungsluftverhältnis Lambda und Prozesslufttemperatur variiert und deren Einfluss
auf die Verteilung der Schwermetallabscheidung untersucht (Tab. 6). Von jeder
eingetragenen Charge sowie den ausgetragenen Abscheideprodukten wurden Proben
genommen und die darin enthaltenen Schwermetalle analysiert.
30
Tab. 6 Minima und Maxima der variierten Prozessparameter
Minimum Maximum
mittlere Vergaserinnentemp [°C] 723,9 1094,6
mittlere Rohgastemp [°C] 516,4 657,8
mittlere Pyrolysetemp. [°C] 104,7 392,3
Prozesslufttemperatur [°C] 235,5 407,3
Biomassedurchsatz [kgTM/h] 17,3 37,8
Lambda [/] 0,22 0,48
Es zeigte sich, dass in der Regel das vom Holz eingetragene Verteilungsmuster der
Schwermetalle in den ausgetragenen Fraktionen wiederzufinden ist. Die höchsten
Schwermetallanreicherungen wurden im abgesetzten Schlamm der Gaswäsche
gefunden. Es konnte ebenfalls bestätigt werden, dass im Falle reduzierter
Reaktionstemperaturen ein erhöhter Anteil an schwerflüchtigen Schwermetallen,
insbesondere Kupfer, in der Vergaserasche vorhanden war. Bezüglich der
unterschiedlichen Holzfraktionen konnte kein signifikanter Unterschied in der Abscheidung
der Schwermetalle festgestellt werden. Die Freisetzung und Separierung der
Schwermetalle ist bei den vorliegenden Biomassen vergleichbar.
Im Vergleich der Schwermetallkonzentrationen zwischen den einzelnen
Gasreinigungsstufen wurde festgestellt, dass die leichtflüchtigen Schwermetalle
überwiegend in der Nassreinigung abgeschieden werden. Die mittel- und
schwerflüchtigen Schwermetalle können zu großen Teilen am Zyklon zurück gehalten
werden (Abb. 22, 23).
31
0.0
50.0
100.0
150.0
200.0
250.0
300.0
As Cd Cu Pb Zn
Kon
zent
ratio
n SM
mg/
kg
HolzeintragVergaserfußZyklonaustragWäsche Feststoff
2365.5 1312.9
Abb. 22 Schwermetallkonzentration ein- und ausgehender Fraktionen bei der Vergasung von Fichte (BM1)
0.0
50.0
100.0
150.0
200.0
250.0
300.0
As Cd Cu Pb Zn
Kon
zent
ratio
nen
SM m
g/kg
HolzeintragVergaserfußZylkonaustragWäsche Feststoff
2874.9 9631.1
Abb. 23 Schwermetallkonzentration ein- und ausgehender Fraktionen bei der Vergasung von Pappel (BM4 Kühnfeld)
Ein deutlicher Unterschied in der Schwermetallverteilung zeigte sich beim Vergleich von
Vergasungsprozessen, die stark in der Kohlenstoffumsetzung variierten. Bei Prozessen
32
mit einem hohen Umwandlungsgrad von festem in gasförmigen Kohlenstoff wurden
deutlich geringere Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche gefunden als bei
den Versuchen mit hohen Rückständen an festem Kohlenstoff in der Vergaserasche. Es
wird vermutet, dass neben einer unvollständigen Vergasung der pyrolysierten Biomasse
eine aktivkohleähnliche Absorption von frei beweglichen Metallen im Reaktionsbett erfolgt.
Diese Anreicherung an Schwermetallen in der kohlenstoffreicheren Vergaserasche führt
zwangsläufig zu einer Verschiebung der Schwermetallanreicherung vom
Gasreinigungssystem zum Vergaser hin. Dieser Effekt ist besonders bei den
leichtflüchtigen Schwermetallen Arsen und Cadmium deutlich zu erkennen (Tab. 7).
Tab. 7 Schwermetallkonzentrationen in den Fraktionen Grobasche (Vergaserfuß), Grobflugstaub (Zyklon) und Feinflugstaub (Wäsche)
As Cd Cu Pb Zn
hohe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche (xC=91%)
Grobasche
mg/k
g 2,0 2,1 158,1 133,5 480,9
Grobflugstau
b
mg/k
g 6,5 6,9 51,0 59,1 472,0
Feinflugstaub
mg/k
g 5,7 6,1 44,9 52,1 415,7
geringe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche
(xC=7,1%)
Grobasche
mg/k
g 0,2 0,9 164,8 4,8 52,7
Grobflugstau
b
mg/k
g 59,3 59,8 145,1 172,5 2617,6
Feinflugstaub
mg/k
g 52,2 51,6 127,8 151,9 2305,6
Die Erkenntnis, dass bei hohen Kohlenstoffgehalten in den Austragprodukten des
Vergasers auch hohe Schwermetallkonzentrationen vorhanden sind, schränkt eine
Nutzung dieser kohlenstoffreichen Produkte deutlich ein. Für die Wirtschaftlichkeit des
Verfahrens ist es hingegen notwendig, die Rückstandsmengen an Kohlenstoff in den
Aschen so gering wie möglich zu halten.
33
Schwermetallaustrag über das Produktgas Nach der Gasreinigung wird das Produktgas der energetischen Verwertung zugeführt.
Nach den Ergebnissen der Schwermetallbilanzierung können durch die
Gasreinigungsverfahren nicht alle Schwermetalle entfernt werden. Insbesondere die
beiden leichtflüchtigen Schwermetalle Arsen und Cadmium konnten im gereinigten
Brenngas nachgewiesen werden. Tabelle 8 enthält eine Zusammenstellung der im
Produktgas nach Bilanzierung enthaltenen Schwermetallgehalte.
Tab. 8 Aus der Bilanzierung ermittelte Schwermetallgehalte im Produktgas in Abhängigkeit vom Vergasungsmaterial
As Cd Cu Pb Zn [mg/Nm³]
Fichtea -0.01 0.01 -1.59 -0.84 -3.84
Standardabw. 0.07 0.13 1.69 0.64 10.91
Fichteb -0.01 0.05 -0.07 -3.00 -11.78
Standardabw. 0.04 0.05 0.46 1.42 3.14
Weide -0.01 0.04 -0.19 -0.40 -5.77
Standardabw. 0.12 0.04 0.05 0.11 7.64
a geringe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche
b hohe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche
Für eine Bewertung der Schwermetallgehalte im verbrannten Gas wurden die Grenzwerte
der 17. BimschV, §5, 3a, 3b und 3c herangezogen. Die Konzentrationen wurden auf 11%
Bezugssauerstoffgehalt umgerechnet. Die aus der Bilanzierung resultierenden teilweise
negativen Konzentrationen wurden gleich null gesetzt (Tab. 9). Im Vergleich mit den
zulässigen Summengrenzwerten der BimschV konnte für alle Versuche mit Fichte und
Weide nachgewiesen werden, dass die Schwermetallemissionen unterhalb der
Grenzwerte lagen.
Tab. 9 Vergleich der Mittelwerte der Schwermetallkonzentration im verbrannten Gas zu den Grenzwerten der 17. BimschV Grenzwert Fichte Weide
17. BimschV, §5, 3a 0.05 0.01 0.03
17. BimschV, §5, 3b 0.5 0.03 0.00
17. BimschV, §5, 3c 0.05 0.02 0.03
34
Es ist erkennbar, dass durch den höheren Eintrag an Schwermetallen durch die
Phytoremediationshölzer auch die Metallemission höher ist als bei der Vergasung der
geringer belasteten Vergleichshölzer. Da die Schwermetallausträge jedoch noch innerhalb
der Vorgaben der strengen Vorgaben der 17. BimschV liegen, kann abschließend
festgestellt werden, dass die thermochemische Vergasung der belasteten
Phytoremediationshölzer in der Versuchsanlage BENA200 durchgeführt werden kann,
ohne die derzeit gültigen Vorschriften bezüglich der Schwermetallemissionen zu
überschreiten.
Statistische Untersuchungen zwischen Prozessparametern und der Schwermetallabscheidung In den Versuchen wurden prozessrelevante Parameter verändert, um einen Einfluss auf
die Schwermetallfreisetzung und –abscheidung zu überprüfen.
Nach den theoretischen Vorüberlegungen sollte die Durchsatzrate der Hölzer im Bereich
bis zur Auslegungsleistung (max. 40 kg/h) keinen nachweisbaren Einfluss auf die Höhe
der Schwermetallabscheidung haben, da erst bei Überschreiten der Auslegungsleistung
eine Überlastung der Partikelabscheidung zu erwarten ist. Die Durchsatzraten wurden im
Bereich von 17,3 bis 37,8 kgTM/h variiert. Ein möglicher Zusammenhang zwischen
Durchsatz und Schwermetallabscheidung wurde durch eine statistische Verrechnung von
Versuchsergebnissen überprüft. Deutlichere Einflüsse wurden von den variierenden
Prozesstemperaturen auf den absoluten Schwermetallaustrag bzw. die
Schwermetallkonzentration in den einzelnen ausgetragenen Fraktionen erwartet. Die
Ergebnisse sind in Tabelle 10 zusammenfassend dargestellt.
35
Tab. 10 Korrelationsmatrix zwischen untersuchten Prozessparametern und dem absoluten Schwermetallaustrag bzw. den Schwermetallkonzentration
Abscheideort Parameter absolute Schwermetallaustrag Schwermetallkonzentration
[mg] [mg/kg]
As Cd Cu Pb Zn As Cd Cu Pb Zn
Vergaserfuß Durchsatz 0,524 -0,230 0,469 0,834* 0,472 0,238 -0,748 -0,568 0,438 -0,141
Pyrolysetemperatur -0,186 -0,047 -0,323 0,159 -0,013 0,278 0,060 -0,570 0,596 0,188
Vergasungstemp. -0,495 -0,583 -0,107 0,013 -0,078 -0,305 -0,113 0,273 0,232 0,227
Lambda -0,400 0,217 -0,520 -0,647 -0,492 0,048 0,805* 0,238 -0,100 0,057
Prozesslufttemp. 0,842* 0,433 0,795* 0,811* 0,886** -0,030 -0,432 -0,352 -0,137 0,248
Zyklon Durchsatz 0,020 -0,228 0,381 0,216 0,087 -0,367 -0,887** -0,372 -0,158 -0,854* Pyrolysetemperatur 0,081 -0,422 -0,209 0,294 -0,089 0,307 -0,567 0,195 0,584 -0,170
Vergasungstemp. -0,579 -0,655 -0,086 -0,262 -0,390 -0,341 -0,425 0,529 -0,139 -0,106
Lambda 0,115 -0,089 -0,389 -0,127 -0,257 0,757* 0,539 0,646 0,536 0,661
Prozesslufttemp. 0,685 0,524 0,820* 0,703 0,705 -0,192 -0,415 -0,499 0,104 -0,578
Wäsche Durchsatz 0,648 0,791* 0,227 0,305 0,356 0,363 0,234 -0,502 -0,387 -0,431
Pyrolysetemperatur 0,656 0,628 0,499 0,960** 0,729 0,582 0,101 -0,446 0,421 0,369
Vergasungstemp. 0,366 0,205 -0,060 0,524 0,328 0,265 0,073 -0,905** 0,608 0,421
Lambda -0,218 -0,354 -0,111 0,103 0,070 0,005 -0,061 0,409 0,630 0,749
Prozesslufttemp. 0,013 0,219 0,536 -0,182 -0,215 -0,334 -0,148 0,167 -0,806* -0,793*
36
Aus den statistischen Berechnungen wird deutlich, dass insbesondere die
Prozesslufttemperatur einen signifikanten positiven Einfluss auf den absoluten
Schwermetallaustrag in der Vergaserasche hat. Diese Signifikanz konnte im Bereich der
Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche nicht nachgewiesen werden.
Weiterhin besteht zwischen der Prozesslufttemperatur und der Schwermetallkonzentration
in der Vergaserasche ein negativer Trend. Daraus lässt sich schließen, dass bei
Erhöhung der Prozesslufttemperatur vermehrt Schwermetalle aus dem Vergaserbereich
ausgetrieben werden, obgleich durch den höheren Wärmeeintrag über die Prozessluft in
das Reaktionsbett eine verstärkte Kohlenstoffumsetzung vorhanden ist; dies führt
gleichzeitig zu einer Anreicherung nicht brennbarer Bestandteile.
Die Pyrolysetemperatur zeigt keinen einheitlichen Einfluss auf das Verhalten der
Schwermetalle. In dem Temperaturbereich von 235 bis 407 °C werden lediglich die
flüchtigen Holzbestandteile ausgetrieben. Ein signifikanter Einfluss auf das leichtflüchtige
Arsen konnte nicht nachgewiesen werden. Bei der Betrachtung des Einflusses der
Vergasungstemperatur auf die Schwermetallkonzentration in der Vergaserasche wird
deutlich, dass mit steigender Vergaserinnentemperatur die Konzentration an
leichtflüchtigen Schwermetallen (Arsen und Cadmium) im Trend sinkt. Die
Konzentrationen der mittelschwer und schwerflüchtigen Schwermetalle steigen hingegen
in der Vergaserasche bei steigender Vergaserinnentemperatur tendenziell an. Das ist
wieder auf die verstärkten Umsetzungsreaktionen des Kohlenstoffs in das Brenngas und
den damit verbundenen Anreicherungen nicht brennbarer Bestandteile zurückzuführen.
Die Variation des Verbrennungsluftverhältnisses Lambda führte lediglich bei der
Konzentration des Cadmiums in der Vergaserasche zu einer signifikanten Reaktion. Alle
anderen Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche weisen geringe
Korrelationen im Trend auf. Daraus lässt sich ableiten, dass das
Verbrennungsluftverhältnis nicht zur Beeinflussung der Schwermetallabscheidung als
Prozessparameter genutzt werden sollte. Eine Optimierung Lambdas bezüglich der
Vergasungseffizienz (Kaltgaswirkungsgrad, Kohlenstoffumsetzungsrate) erscheint
sinnvoller.
Die Modulation der untersuchten Prozessparameter wirkt sich auch auf den, dem Reaktor
nach gelagerten Bereich aus. Besonders wirkt sich eine Erhöhung des
Biomassedurchsatzes auf die Schwermetallkonzentrationen in der Zyklonasche aus. Mit
steigendem Durchsatz verringern sich die Konzentrationen aller betrachteten
Schwermetalle. Bei Cadmium konnte ein hoch signifikanter und bei Zink ein signifikanter
Zusammenhang nachgewiesen werden. Mit steigendem Durchsatz erhöht sich im Gas der
37
Anteil an nicht umgesetzten Kohlenstoff. Das führt zu einer Verdünnung der
Schwermetallkonzentration im Gas. Der Kohlenstoff liegt in Form von Grobpartikeln vor,
da dieser Verdünnungseffekt überwiegend am Zyklon, der als Grobstaubabscheider wirkt,
nachgewiesen wurde. Im Gegensatz zum Einfluss des Durchsatzes auf die
Schwermetallabscheidung am Zyklon weist das Verbrennungsluftverhältnis einen
positiven Einfluss auf die Schwermetallkonzentration in der Zyklonflugasche auf. Mit
steigendem Sauerstoffanteil in der Reaktionszone erhöhen sich die
Schwermetallkonzentrationen in der Grobpartikelabscheidestufe des Systems. Da durch
die Erhöhung von Lambda die Oxidationen im Reaktor zwangsläufig zunehmen, wird
mehr Kohlenstoff in Gas umgesetzt. Es kommt zur Anreicherung von Elementen, welche
nicht in einen gasförmigen Zustand überführt werden können.
Die Prozesslufttemperatur weist einen positiven Einfluss auf die Gesamtabscheidung von
Schwermetallen am Zyklon auf. Bei Kupfer konnte ein signifikanter Zusammenhang
nachgewiesen werden. Anhand dieses Ergebnisses zeigt sich, dass durch die Erhöhung
der Prozesslufttemperatur im Reaktorbereich eine bessere Biomassezerlegung stattfindet,
welche zum höheren Abtransport brennbarer und nicht brennbarer Bestandteile führt. Der
Einfluss der Prozesslufttemperatur fällt im Bereich des Schwermetallaustrages am
Vergaserfuß und am Zyklon besonders stark aus. Daraus lässt sich schließen, dass die
Prozesslufttemperatur einen hohen Einfluss auf die Grobpartikelformation haben muss.
Bei Betrachtung der Korrelationen der Prozessparameter im Bereich des
Schwermetallaustrages an der Gaswäsche wird deutlich, dass sich der Durchsatz an
Biomasse positiv auf den absoluten Schwermetallaustrag an der Wäsche auswirkt. Die
Wäsche scheidet vorrangig Feinpartikel ab. Eine Erhöhung des Durchsatzes führt
demnach auch zu einer Erhöhung der Feinpartikel im Gas. Dies konnte bei Cadmium
signifikant nachgewiesen werden. Einen vergleichbaren Einfluss weist die
Pyrolysetemperatur auf den absoluten Schwermetallaustrag an der Wäsche auf. Für das
Schwermetall Blei konnte ein hoch signifikanter Zusammenhang ermittelt werden.
Zusammenfassend ist festzustellen, dass bezüglich der Prozessparameter die
Prozesslufttemperatur und der Durchsatz die höchsten Einflüsse auf die
Schwermetallverteilung und die Anreicherung in den Fraktionen haben. Für
weitergehende Überlegungen kann bei ersterer die Optimierung der rekuperativen
Wärmerückführung in den Reaktor zu einer weiteren Verbesserung des Ausbrandes
führen.
38
Untersuchungen zur Reststoffverwertung der abgeschiedenen, schwermetallangereicherten Fraktionen Als Nebenprodukt der thermochemischen Vergasung schwermetallbelasteter Biomasse
fallen die bereits beschriebenen kontaminierten Aschen bzw. Schlämme an. Es wurde
untersucht, inwieweit alternative Verwertungsmöglichkeiten dieser Abprodukte im
industriellen Maßstab technisch möglich wären. Die Deponierung der Aschen ist bei
größeren Biomassekonversionsanlagen der bisher übliche Weg (z.B.
Biomasseheizkraftwerk Schkölen/Thüringen).
Im Rahmen einer Umfrage zur Reststoffaufnahme und durch die Erstellung einer
Bachelorarbeit zum Thema wurden verschiedene Verfahren überprüft, welche für die
Verwertung der schwermetallhaltigen Reststoffe in Frage kommen könnten.
Dabei wurde auf folgende Bereiche fokussiert:
- Brennhilfsstoff in der Zementindustrie
- Verwendung als Zuschlagstoff im Straßenbau
- Aufbereitung und Rohstoffrückgewinnung mit Hilfe von pyrolytischem Aufschluss
- Zuschlagstoff in der Schwermetallverhüttung
Die Untersuchung ergab, dass für die ersten beiden Anwendungen der
Schwermetallgehalt zu hoch ist und die zulässigen Grenzwerte für die Verwendung als
Hilfs- bzw. Zuschlagstoff überschritten werden (Tabelle 11).
39
Tab. 11 Übersicht über die in der Zementindustrie zulässigen Grenzwerte der Schadstoffbeimengungen in Zuschlagstoffen im Vergleich mit Messwerten aus der Schwermetallbestimmung von Grobflugaschen aus der Vergasung schwermetallbelasteter Hölzer
Element Einheit Praxiswerte Maximalwerte Messwerte
Wasser M.-% 7 12
Chlor gesamt M.-% TS 0,4 0,8
Schwefel gesamt M.-% TS - 0,4
Cadmium mg/kg TS 4 9 59,8
Thallium mg/kg TS 1 2
Quecksilber mg/kg TS 0,6 1,2
Antimon mg/kg TS 50 120
Arsen mg/kg TS 5 13 59,3
Blei mg/kg TS 130 300 172,5
Chrom mg/kg TS 85 185
Kobalt mg/kg TS 6 12
Kupfer mg/kg TS 235 500 145,1
Mangan mg/kg TS 150 300
Nickel mg/kg TS 50 100
Vanadium mg/kg TS 10 25
Zinn mg/kg TS 30 70
Es wurde weiterhin die Möglichkeit der pyrolytischen Nachbehandlung der anfallenden
Nebenprodukte überprüft. Für die Aufbereitung und Verwertung von Klärschlämmen steht
seit kurzem ein Verfahren zur Rückgewinnung von wichtigen Pflanzennährstoffen
(Phosphor, Kalium) zur Verfügung. Mit dem Ashdec- Verfahren ist man in der Lage, durch
ein Pyrolyse- und Vergasungsverfahren die organische Substanz energetisch umzusetzen
und die in der Asche verbleibenden Stoffe abzuscheiden (Abb. 24) . Zu diesen Stoffen
zählen auch die Schwermetalle. Nach Information des Verfahrensentwicklers wäre es
möglich, die aus der Vergasung schwermetallkontaminierter Hölzer stammenden
Nebenprodukte als Beimengung zur Klärschlammasche in das Ashdec-Verfahren
einzubringen. Im Vergleich zu Klärschlammaschen sind die Schwermetallgehalte in den
Nebenprodukte sehr niedrig. Zum Einsatz der Grob- und Feinstaubrückstände in der
Ashdec-Anlage liegen allerdings noch keine wissenschaftlich fundierten Erfahrungen zur
Verwendung vor. Der Entwickler des Ashdec-Verfahrens wäre jedoch sehr an einem
gemeinsamen Forschungsprojekt interessiert.
40
Abb. 24 Prinzipskizze des Ashdec-Verfahrens zur Aufbereitung von Klärschlammaschen
Eine weitere Verwendung der Nebenprodukte ist in der Schwermetallverhüttung, speziell
in der Zinkgewinnung möglich. Im sogenannten Zinkwalzverfahren können die
abgeschiedenen Produkte als Zuschlag zum Brennstoff eingesetzt werden. Der hohe
Restkohlenstoffgehalt in der Grob- und Feinflugasche kann zur Energiegewinnung im
Metallprozess genutzt werden. Die enthaltenen Schwermetalle können als Rohstoff
genutzt werden. Mit diesem Verfahren wäre der Rohstoffkreislauf geschlossen.
Voraussetzung dafür ist eine gewisse Körnigkeit des Zuschlagstoffes und eine geringe
Reaktionsfähigkeit des enthaltenen Kohlenstoffes. Die Körnigkeit (1 bis 6mm) kann durch
Pelletieren erreicht werden. Da am Lehrstuhl für Agrartechnik der Uni Halle eine
Pelletieranlage vorhanden ist, wird eine Fortführung dieser Untersuchung in Verbindung
mit dem Institut für Verfahrenstechnik als sinnvoll angesehen.
41
Ökonomische Untersuchungen der thermochemischen Vergasung schwermetallbelasteter Hölzer und des Gesamtverfahrens der Phytoremediation mit nachfolgender energetischer Nutzung der kontaminierten Biomasse Für die Bestimmung der ökonomischen Aussagen zur thermochemischen Umsetzung der
kontaminierten Biomasse und zum Gesamtkonzept der Phytoremediation sind vorab
Grundlagenermittlungen notwendig. Diese beinhalten die Erfassung der Leistungs- und
Verbrauchsdaten der technischen Hilfsaggregate der Vergaseranlage, die Betriebskosten
sowie das Investitionsvolumen für eine vergleichbare Vergasungsanlage. Die anfallenden
schwermetallhaltigen Reststoffe gehen kostenneutral in die Kalkulation ein. Im Rahmen
einer Bachelorarbeit wurden mögliche Verfahren einer sinnvollen Verwertung der
Reststoffe untersucht. Als aussichtsreichstes Verfahren wird eine Anwendung im
Zinkwalzverfahren vorgeschlagen. Genaue Kosten konnten diesbezüglich nicht erhoben
werden. Es ist jedoch davon auszugehen, dass die Reststoffe aufgrund der
Zusammensetzung kostenfrei von der Industrie für die Rohstoffgewinnung aufgenommen
werden können. Die für den Prozessbetrieb notwendigen Aufnahmeleistungen im
typischen Betriebsfall bei Vergasernennleistung sind in Tabelle 12 dargestellt.
Tab. 12 Leistungsaufnahme prozessrelevanter Aggregate der BENA 200
Aggregat Strom [A] Spannung [V] Aufnahmeleistung Motor [W]
Prozessluftventilator 1.45 400 1004.6
Abgasventilator 2.00 400 1385.6
Verbrennungsluftventilator 1.42 400 983.8
Pyrolyseschnecke 1.90 400 1316.4
Entnahmeschnecke 0.43 400 297.9
Flüssigkeitsringmaschine 6.80 400 4711.2
Austragschnecke 0.48 400 332.6
Es ist ersichtlich, dass die Flüssigkeitsringmaschine die höchste Aufnahmeleistung
aufweist. Da die Flüssigkeitsringmaschine ein zentraler Bestandteil der Gasförderung und
der nassen Gasreinigung und -kühlung des vorgestellten Verfahrens ist, muss diese hohe
Hilfsenergieaufnahme in Kauf genommen werden. Alternativen zu diesem technischen
42
Einbau wurden aufgrund der komplexen Anforderungen und der sehr guten
prozessrelevanten Eigenschaften dieses Bauteils nicht berücksichtigt.
Die geringste Leistung wird von der Entnahmeschnecke des Hackschnitzelvorratsbunkers
aufgenommen. In den Versuchen mit feuchten und trockenen Hackschnitzeln wurde
festgestellt, dass sich die Leistungsaufnahme dieses Antriebsaggregates nur
unwesentlich ändert.
Für die Ermittlung des Kostenansatzes für die Hilfsenergie wurden 0,194 €/kWh netto
herangezogen. Darin enthalten sind eine monatliche Zählermiete von 9,70 € sowie ein
Nettostrompreis von 0,1925 €/kWh (Tarifinformationen Energieversorgung Halle direkt+).
Zur Ermittlung der Investitionskosten für eine baugleiche technische Anlage, die der
Versuchsanlage in Halle entspricht, wurde anhand der Rechnungskopien des
Anlagenherstellers und aus aktuellen Preislisten von Verfahrenstechniklieferanten das
Investitionsvolumen bestimmt. Die Lebensdauer der Vergaseranlage wurde mit 20 Jahren
angenommen. Die Anlagenverfügbarkeit soll 80% betragen. Höhere Verfügbarkeiten
sollen aufgrund des derzeit noch bestehenden Prototypenstatus nicht in Betracht gezogen
werden. Der Motor des BHKW’s wurde mit einer Laufleistung von 35000 h in die
Kalkulation mit aufgenommen. Das entspricht einer Lebensdauer von 5 Jahren. Nach
Ablauf dieser Zeit muss der Motor generalüberholt werden, was zusätzliche Kosten
verursacht. Das bedeutet für die Gesamtlaufzeit der Vergasungsanlage, dass der Motor
dreimal überholt werden muss. Für die Investitionssumme der Anlage wird ein Zinssatz
von 5% angenommen.
Eine Zusammenstellung der Investitionskosten enthält Tabelle 13.
43
Tab. 13 Kalkulation der Investitionskosten für eine thermochemische Vergasungsanlage
Holzvergasungsanlage 200 kWth 70000 €
BHKW 30 kWel 30000 €
Lebensdauer Vergasungsanlage 20 Jahre
Verfügbarkeit Vergasungsanlage 80 %
Betriebszeit Vergaser gesamt 140160 Stunden
Lebensdauer BHKW (Motor) 5 Jahre
Betriebsstunden in x Jahren 35040 h
Kosten Generalüberholung Motor (0.3xInvest BHKW) 9000 €
Anzahl Generalüberholung 3
Kosten BHKW Gesamt 57000 €
Kosten Vergasungsanlage + BHKW 127000 € Zinssatz 5 %
Gesamt mit Zins und Zinseszins 336969 € Abschreibung pro Jahr 16848 €
Abschreibung Vergasungsanlage pro Bh 2.40 €/h
Neben den reinen Investitionskosten fallen Betriebskosten an (Tab. 14). Diese umfassen
Aufwendungen für die Hilfsenergie und Prozessleittechnik, Betriebsstoffverbrauch,
Reinigung und Wartung der Vergasungsanlage und des BHKW’s und eine pauschal
erhobene Aufwendung für den Ersatz von Verschleißteilen im Vergaser (Materialabtrag).
44
Tab. 14 Kalkulation der Betriebskosten für eine thermochemische Vergasungsanlage
Hilfsenergie 10.03 kW
Analytik, Prozessleittechnik Leistungsaufnahme 1 kW
Strompreis 0.194 €/kWh
Kosten Hilfenergie 2.14 €/h Heizöl für Zündstrahlmotor bei 30 kW_el 0.4 l/h
RME Verbrauch Wäsche 0.5 l/h
Heizöl Verbrauch Stützflamme TNV 0.5 l/h
RME Einkaufspreis 0.92 €/l
Heizöl Einkaufspreis 0.57 €/l
Kosten Betriebsstoffe 0.97 €/h Reinigung/Wartung
Ölwechsel BHKW-Motor
Menge Motoröl 12 l
Ölpreis 2.5 €/l
Kosten Motoröl 30 €
Akh Motorölwechsel 0.5
Kosten 1x Ölfilter 10 €
Kosten Akh 30 €/h
Ölwechselintervall 1200 h
Kosten Motorölwechsel 0.05 €/h Reinigung von Anlagenteilen, Turnus nach 500 h
Kosten Akh 30 €
Zeitaufwand Reinigung 5 h
Kosten Reinigung von Anlagenteilen 0.3 €/h Verschleißteile, pauschal 1000 €/Jahr
Kosten Verschleißteile 0.14 €/h Betriebskosten Vergasungsanlage Gesamt 3.60 €/h
45
Abb. 25 enthält nochmals eine schematische Darstellung über die Höhe der einzeInen
Kostenpositionen, die bei betrieb der Vergasungsanlage anfallen.
Betriebskosten bei 80% Verfügbarkeit
60%27%
1% 8% 4%
Kosten Hilfenergie
Kosten Betriebsstoffe
Kosten Motorölwechsel
Kosten Reinigung vonAnlagenteilenKosten Verschleißteile
Abb. 25 Betriebskosten der Vergasungsanlage
Demnach entfällt der größte Teil der betriebskostenbezogenen Aufwendungen mit 60%
auf die Hilfsenergie. Wie oben bereits beschrieben, hat die Flüssigkeitsringmaschine unter
den Hilfsaggregaten die höchste Aufnahmeleistung. Aufgrund dessen und des hohen
Anteils an den Betriebskosten ergibt sich hier die größte Notwendigkeit für eine zukünftige
Verbesserung.
Die prozentuale Verteilung der Investitions- und Betriebskosten pro Betriebsstunde sind in
Abbildung 26 dargestellt.
Verteilung der Investitions- und Betriebskosten bei80% Verfügbarkeit
41.3%
58.7%
InvestitionskostenBetriebskosten
Abb. 26 Verteilung der Investitions- und Betriebskosten der Vergasungsanlage
Für die dargestellte Anlage ergeben sich Kosten in Höhe von 6,13 €/Betriebsstunde.
Hinzu kommt eine im Einzelfall notwendige Miete/Pacht für den Anlagenunterstand.
Hierfür wurden pauschal 500,00 €/Jahr angenommen.
46
Bei einer Verfügbarkeit von 80% ergeben sich für die Investition und den Betrieb einer
Vergasungsanlage, baugleich der Versuchsanlage in Halle, jährliche Kosten in Höhe von
etwa 43477,00 €.
Brennstoffkosten Als weiterer Kostenfaktor gehen die Aufwendungen für die Erzeugung und Bereitstellung
der Phytoremediations-Biomasse (adaptierte Weiden und Pappeln) ein. Es wurde ein
Anbau im Rahmen einer konventionellen Kurzumtriebsplantage (KUP) angenommen. Die
Umtriebszeit beträgt 3 Jahre bei einer Gesamtnutzungsdauer der Plantage von 20 Jahren.
Es wird ein mittlerer Zuwachs von 9 tTM/(a*ha) angesetzt. Die Grundbodenbearbeitung
wird konventionell mit Pflug und Grubber durchgeführt. Das hat den Vorteil, dass die
Konkurrenz der bestehenden Pflanzendecke zu den Phytoremediationshölzern gemindert
wird. Die Versorgung mit Grundnährstoffen im Flussauenbereich wird als ausreichend
betrachtet, da durch die meist jährlich wiederkehrende Überflutung und Sedimentation ein
kontinuierlicher Zustrom an Nährstoffen gewährleistet ist. Es werden daher keine Kosten
für die Düngung veranschlagt. Im ersten Jahr ist in den meisten Fällen eine
Unkrautkontrolle notwendig. Der daraus resultierende Herbizideinsatz wird manuell
ausgeführt. Die wasserrechtlichen Auflagen (Anwendungsbeschränkungen PSM,
Abstandsauflagen) des eingesetzten Pflanzenschutzmittels sind zu beachten. Alternativ
kann eine mechanische Unkraut-/ Ungrasbekämpfung zwischen den Pflanzreihen
durchgeführt werden. Aus den Parzellenversuchen in der Elbaue ist bekannt, dass mit
Wildverbiss zu rechnen ist. Aus diesem Grund müssen die Plantagen eingezäunt werden,
um den Wilddruck auf der bepflanzten Fläche zu reduzieren. Die Kosten für einen
Zaunbau gehen in die Anlagekosten mit ein.
Die Stecklinge der Weiden und Pappeln sind zur Erhöhung der Schwermetallaufnahme
mit Mycorrhizapilzen zu inokulieren. Für diese Maßnahme gibt es derzeit noch kein
großtechnisches Verfahren. Eine Beimpfung im Labor mit Hilfe der Helferbakterien kostet
2€/Steckling. Bei einem Stecklingsbedarf von 10000 (Pappel)- bis 15000 (Weide)-
Stecklingen pro Hektar würde das Verfahren schon im Ansatz unwirtschaftlich. Nach
Aussage des Projektpartners Uni Rostock, speziell Fr. Dr. Baum, reicht zunächst eine
Beimpfung der Stecklinge mit Helferbakterien aus. Die in der natürlichen Umgebung
vorkommenden Mycorrhiza besiedeln den Wurzelbereich der Bäume in gewissem
Rahmen von selbst. Der Einsatz der Helferbakterien wird mit Kosten in Höhe von 0,10
€/Steckling angesetzt. Daraus ergeben sich die in Tabelle 15 zusammengestellten
Gesamtkosten für das Jahr der Anlage einer Phytoremediationsanlage.
47
Tab. 15 Kosten für die Anlage einer Phytoremediationsanlage mit Weiden und Pappeln Kosten Anlagejahr (Jahr 1) Einheit
Stecklinge Weide Pappel
Stecklinge 0.07 0.20 €/Steckling
Inokulation 0.10 0.10 €/Steckling
Fläche vorbereiten
Pflügen 80 80 €/ha
Saatbettbereitung 40 40 €/ha
Totalherbizid 50 50 €/ha
Pflanzen
Pflanzvorgang 0.03 0.05 €/Pflanzung
Pflanzen je Hektar 15000 10000 Stk/ha
Pflanzkosten 450 500 €/ha
Düngung
Stickstoff 0 0 dt(KAS)/ha
Düngerkosten KAS 20 20 €/dt KAS
Ausbringekosten 12 12 €/ha
Kosten Stickstoffdüngung 0 0 €/ha
Phosphor 0 0 dt(TSP)/ha
Düngerkosten TSP 29 29 €/dt TSP
Ausbringekosten 12 12 €/ha
Kosten Phosphordüngung 0 0 €/ha
Kalium 0 0 dt(KK)/ha
Düngerkosten Kornkali 26 26 €/dt KK
Ausbringekosten 12 12 €/ha
Kosten Phosphordüngung 0 0 €/ha
Einzäunung 800 800 €/ha
Pflanzenschutz
vollchemisch (Herbizid) 120 120 €/ha
alternative: vollmechanisch 120 120 €/ha
Summe Kosten Jahr 1 3970 4470 €/ha
Pachtansatz 60 60 €/ha
Kosten Jahr 1 gesamt 4030 4530 €/ha
48
Neben den reinen Anlagekosten geht ein Pachtansatz für die Plantagenfläche mit ein, da
in der Regel nicht davon ausgegangen werden kann, dass die Auenfläche im Eigentum
des Bewirtschafters steht. Da Auenflächen nicht zu den Hochertragsstandorten des
Ackerbaus zählen, wurde ein moderater Pachtzins in Höhe von 60 €/ha eingesetzt.
Für die Anlage einer Weidenplantage ergeben sich im ersten Jahr somit Kosten in Höhe
von etwa 4030 €/ha und für Pappel von etwa 4530 €/ha. Aufgrund der Vermeidung von
Monodauerkulturen wird trotz der geringfügig höheren Kosten im Anlagejahr eine
Plantagenmischung von 50% Weide und 50% Pappel angenommen. Danach ergibt sich
ein mittlerer Preis für die Anlage der Plantage in Höhe von etwa 4280 €/ha.
In den darauffolgenden Jahren reduziert sich der Kostenaufwand erheblich (Tab. 16). Es
sind in einem Jahr ohne Beerntung die Kosten für Pacht und eine Pauschale für die
Betriebsführung/ Bewirtschaftung der Plantage sowie die notwendige Unkrautkontrolle
erhoben worden
Tab. 16 Annuelle Kosten für eine Phytoremediationsanlage in einem Bewirtschaftungsjahr ohne Ernte Kostenposition Einzelkosten
Pflegemaßnahmen 120 €/ha
Betriebsführung und Festkosten 50 €/ha
Pacht 60 €/ha
Im regelmäßigen Turnus von 3 Jahren wird auf der Plantage geerntet. Es wurden sowohl
vollmechanisierte (Feldhäcksler mit Holzerntevorsatz) als auch teilmechanisierte
(Motorsäge und nachfolgendes Schreddern) Ernteverfahren betrachtet. Der Vorteil der
vollmechanisierten KUP-Ernte ist der geringe Arbeitskräfteeinsatz je Tonne Häckselgut.
Nachteilig ist die sich daran anschließende obligatorische technische Trocknung, welche
sich negativ aus das Betriebsergebnis auswirkt. Bei der zweiphasigen, teilmechanisierten
Ernte besteht die Möglichkeit, nach Schnitt der Hölzer über eine Feldrandlagerung auf
Holzpoltern, die natürliche Trocknung durch solare Wärme zu nutzen. Beide Verfahren
sind in als vereinfachte Fliessschemata in den Abb. 27 bzw. 28 dargestellt. Die
untersuchte Variante 1 wurde weiterhin unterteilt in die Vergasung von Pellets bzw. reinen
Holzhackschnitzeln. Dadurch ergeben sich Unterschiede in den Transportaufwendungen
49
sowie in den Lagerungskosten, da sich beide Brennstoffformen im Schüttgewicht
unterscheiden.
Abb. 27 Variante 1 - Teilmechanisiertes Ernteverfahren
Abb. 28 Variante 2 – Vollmechanisiertes Ernteverfahren
50
Die weiteren Kosten für die Plantagenbewirtschaftung und Beerntung sind in Tabelle 17
dargestellt.
Tab. 17 Annuelle Kosten für eine Phytoremediationsanlage in einem Bewirtschaftungsjahr mit Ernte
Kostenposition Einzelkosten
Betriebsführung und Festkosten 50 €/ha
Pacht 60 €/ha
Ertrag 9 t TM/(a*ha)
Erntekosten pro t Variante 1 70 €/t TM
Erntekosten pro t Variante 2 55 €/t TM
Transport HHS (bis 10 km) 15 €/t TM
Während die Erntekosten je Hektar nur alle 3 Jahre anfallen, gehen die Kosten für
Betriebsführung und Pacht in jedes Jahr ein. Unter den Maßgaben der
Plantagenmischung 50:50, einem durchschnittlichen Biomasseertrag von 9 t TM/ha und
einer Beerntung alle 3 Jahre ergeben sich für die manuelle Ernte in Variante 1
Brennstoffkosten frei Vergasungsanlage in Höhe von 206 €/t TM und bei der
vollmechanisierten Ernte (Variante 2) Kosten für den Brennstoff in Höhe von 191 €/t TM.
Die Brennstoffkosten beider Varianten liegen im derzeit üblichen Rahmen. Die
unterschiedlichen Brennstofffeuchten werden nicht monetär bewertet. Sie haben einen
Einfluss auf die Kosten der ggf. erforderlichen technischen Trocknung am
Reaktorstandort.
Neben den Kosten für die Aufwendungen der Kurzumtriebsplantagen werden derzeit
Flächenbeihilfen gewährt, da die Gehölzflächen als landwirtschaftlich genutzte Flächen
geführt werden. Die Förderhöhe wurde mit 341 €/ha angenommen. Für den
kontinuierlichen Betrieb der Vergasungsanlage (80% Verfügbarkeit) bei Nennleistung sind
31 ha Erntefläche notwendig. Bei dreijährigem Umtrieb wird eine Gesamtplantagenfläche
von 93 ha benötigt. Die zusätzlichen Einnahmen aus der Flächenbeihilfe belaufen sich auf
31713 €. Dadurch entsteht bei den Kurzumtriebsflächen ein Gewinn von 135 €/ha
(Variante 1) bzw. 150 €/ha (Variante 2).
51
Gesamtkosten für den Vergasungsbetrieb Die Gesamtkosten setzen sich aus den Investitionskosten der Vergasungsanlage, den
Betriebskosten und den Brennstoffkosten zusammen. Für die untersuchten Varianten 1
und 2 der Brennstoffbeschaffung gehen unterschiedliche Kosten ein, während Invest- und
Betriebskosten gleich bleiben. In der Summe ergeben sich ohne Beachtung der
Flächenbeihilfe:
Investitionskosten 17962 €/a
Betriebskosten 25515 €/a
Brennstoffkosten Variante 1 (40 kg/h Durchsatz) 57644 €/a
Brennstoffkosten Variante 2 (40 kg/h Durchsatz) 53439 €/a
Demzufolge betragen die Kosten bei Variante 1 ca. 101121 €/a und bei Variante 2 ca.
96916 €/a.
Erlöse aus dem Verkauf elektrischer Energie und Wärme Der Verkauf von Energie unterliegt dem Erneuerbare Energien Gesetz. Danach kann für
die Energiegewinnung aus nachwachsenden Rohstoffen ein höherer Vergütungspreis
erreicht werden (Tab. 18).
Tab. 18 Zusammenstellung der Vergütung von Energie, die aus nachwachsenden Rohstoffen gewonnen wird
Vergütung nach EEG 2010 Einheit
für Anlagen bis 150 kW_el
Grundvergütung 0.1167 €/kWh
KWK-Bonuns 0.03 €/kWh
Technologiebonus 0.02 €/kWh
NaWaRo-Bonus 0.06 €/kWh
Degression in 2010 1.00%
Gesamtvergütung el. Energie 0.2244 €/kWh
Zum Zeitpunkt des laufenden Forschungsprojektes können für die Einspeisung
elektrischer Energie 22,44 ct/kWh angesetzt werden. Für den Verkauf von Wärme wird
52
differenziert vorgegangen. Zum einen kann Wärme auf einem Temperaturniveau von
70/65 °C durch die Motorabwärme ausgekoppelt werden. Für diese Wärme wird ein Preis
von 2 ct/kWh angesetzt. Weiterhin kann aus der Gaskühlung Wärme auf niedrigem
Temperaturniveau (32/17 °C) entzogen werden. Während in Variante 1 die gesamte
Wärme in die Berechnung der Erlöse eingeht, wird in Variante 2 ein Teil der im Reaktor
freiwerdenden Wärme für die Brennstofftrocknung genutzt. Bei Nennleistung des
Reaktors, einer Brennstofffeuchte von 60% und einer Zielfeuchte von 25% werden 16,8
kW Trocknungsleistung benötigt. Da der Reaktor eine höhere Gasleistung hat als für den
Betrieb des vorhandenen BHKWs notwendig ist, wird in beiden Varianten die gleiche
Menge elektrischer Energie generiert. Eine Zusammenstellung der Erlöse enthält Tabelle
19.
Tab. 19 Kalkulation der Erlöse durch den Verkauf von aus nachwachsenden Rohstoffen erzeugter Elektroenergie und Wärme
Variante 1 Variante 2
Generatorleistung BENA200 kW 30 30
Anlagenverfügbarkeit 80.00% 80.00%
Einspeisung el. Energie kWh 210240 210240
Erlös Verkauf el. Energie €/a 47185 47185 Auskopplung Wärme Motor kWh/a 509297 509297
Auskopplung Wärme TNV kWh/a 474693 368732
Einspeisung hohes Temperaturniveau kWh/a 983989 983989
Vergütung Verkauf Wärme hohes Temperaturniveau €/a 19680 19680 Auskopplung Wärme Gaskühlung kWh 6.3 6.3
Einspeisung Wärme niedriges Temp. Niveau kWh/a 44003 44003
Vergütung Verkauf Wärme niedriges Temperaturniveau €/a 660 660
Summe Vergütung €/a 67525 65405
53
Aus der Bilanz wird ersichtlich, dass mit der aktuellen Anlagenkonfiguration kein
kostendeckender Betrieb möglich ist. Ohne Berücksichtigung der Flächenbeihilfe verbleibt
bei Variante 1 ein Kostenanteil von 33596 € und bei Variante 2 ein Anteil in Höhe von
31511 €. Unter Einbeziehung der Flächenbeihilfe reduziert sich bei Variante 1 der
Kostenüberschuss auf 1883 € und bei Variante 2 wird ein leichter Gewinn in Höhe von
202 € erzielt. Letzteres kann als Gleichgewichtszustand zwischen Kosten und Erlös
angesehen werden.
Fazit der ökonomischen Betrachtungen Die Aufwendungen für Investition und Brennstoffversorgung sind erheblich. Nur unter
Einbeziehung der von der EU gezahlten Flächenbeihilfen kann beim Gesamtverfahren
nahezu kostendeckend gearbeitet werden. Vorraussetzung dafür ist, dass
Biomasseerzeugung und –verwertung in einer Hand liegen.
Optimierungspotentiale sind bei folgenden Punkten möglich:
1. Verbesserung der Anlagenkonfiguration
2. Senkung der Investitionskosten
3. Senkung der Brennstoffkosten
4. Steigerung der Vergütung für den Wärmeverkauf
Unter Punkt 1 wird vorgeschlagen, das vom Reaktor erzeugte Gas bis zum maximal
möglichen Anteil in elektrische Energie umzuwandeln. Hierzu muss das BHKW an die
Gasleistung angepasst werden. Weiterhin kann die Gaswäsche im Bezug auf die
Aufnahme an Hilfsenergie optimiert werden. Die Flüssigkeitsringmaschine ist der größte
Verbraucher im Rahmen der Hilfsaggregate. Vorstellbar ist eine Verbesserung der
Strömungswege im Pumpengehäuse sowie eine Anpassung der Pumpengeometrie an
das Waschmedium RME. Weiterhin kann die Flüssigkeitsringmaschine direkt vom Motor
des BHKWs über ein stufenlos verstellbares Getriebe betrieben werden. Dieser Ansatz
würde die Menge an elektrischer Hilfsenergie drastisch reduzieren.
Zu Punkt 2 ist derzeit keine exakte Aussage möglich, da das Verfahren sich immer noch
im Stadium des Prototyps befindet.
Zu Punkt 3 - die Brennstoffkosten können dahingehend optimiert werden, dass die Ernte
mit Feldrandablagerung und solarer Trocknung weiter mechanisiert wird. Hierzu sind am
Markt bereits selbstfahrende Ernte/Bündlerkombinationen verfügbar. Die Erntekosten
liegen auf ähnlichem Niveau wie bei dem selbstfahrenden Häcksler.
54
Zu Punkt 4- eine Steigerung der Vergütung für die erzeugte Wärme ist abhängig von den
Standortsbedingungen sowie der Verwendung der ausgekoppelten Wärme. Hierzu sind
Aussagen nur im Einzelfall möglich.
Bezüglich der Optimierungen wurden die Anpassung des BHKWs an die Vergaserleistung
sowie die verbesserte Brennstofferfassung (vollmechanisiert mit Feldrandtrocknung)
exemplarisch in die Berechnung der Kosten und Erlöse integriert. Damit ergeben sich
folgende Rahmenbedingungen:
Die elektrische Leistung des BHKWs wurde auf 44kW angehoben. Die Investitionskosten
für das größere Aggregat werden mit 44000 € angenommen. Die Hilfsaggregate wurden
hinsichtlich des Verbrauchs optimiert, indem auf nicht notwendige Lüfteraggregate
(Abgasventilator und Verbrennungsluftventilator der TNV) verzichtet wurde. Die
Aufnahmeleistung konnte von 10 kW auf 7,8 kW gesenkt werden. Die Anlagenkosten
(Investition+Betrieb) wurden dadurch - trotz höherer Generatorleistung - von 6,13 €/h auf
6,03 €/h gesenkt. Die Vergütungen für Strom und Wärme bleiben gleich.
Die Kosten setzen sich wie folgend zusammen:
Investitionskosten 20355 €/a
Betriebskosten 22401 €/a
Brennstoffkosten 53439 €/a
In der Summe fallen Kosten in Höhe von 96195 € an (ohne Flächenbeihilfe).
Demgegenüber stehen folgende Erlöse:
Generatorleistung 44 kW
Anlagenverfügbarkeit 80 %
Einspeisung el. Energie 308352 kW
Erlös Verkauf el. Energie 69204 €/a Auskopplung Wärme Motor 733387 kWh/a
Auskopplung Wärme TNV 177590 kWh/a
Einspeisung hohes Temperaturniveau 910978 kWh/a
Vergütung Verkauf Wärme hohes Temperaturniveau 18220 €/a
Auskopplung Wärme Gaskühlung 6,3 kWh
Einspeisung Wärme niedriges Temperaturniveau 44003 kWh/a
Vergütung Verkauf Wärme niedriges Temperaturniveau 660 €/a Summe Vergütung 88084 €/a
55
Es ist ersichtlich, dass bereits durch einfache Optimierungen bzw. Leistungsanpassungen
eine deutliche Verbesserung auf der Kosten- und Erlösseite möglich sind. Der
Kostenüberschuss konnte von über 30000 €/a auf 8111 €/a gesenkt werden. Wird die
Flächenbeihilfe mit einbezogen, so ergibt sich ein Überschuss in Höhe von 23602 €/a.
Damit kann das Verfahren als wirtschaftlich angesehen werden.
Untersuchungen zur Abscheidung von PAK sowie deren Emission nach dem BHKW / Thermischen Nachverwertung (TNV) Durch die kostenneutrale Verlängerung des Projektzeitraumes konnten zusätzlich zu den
im Projektantrag gestellten Aufgaben erste Untersuchungen zum Verhalten von PAK
(Polyzyklisch-aromatische Kohlenwasserstoffe) durchgeführt werden. Neben der Kontrolle
der Schwermetallemissionen, müssen Schadstoffe, wie PAK bei der Bewertung
thermochemischer Systeme mit in Betracht gezogen werden. Es ist bekannt, dass bei
thermochemischen Prozessen diese organischen Schadstoffe generiert werden und als
Emission eine Gesundheitsgefahr darstellen können.
Ziel dieser Untersuchungen war es, die PAK-Zusammensetzung nach der Gaswäsche,
nach dem BHKW und nach der thermischen Nachverbrennung zu ermitteln.
In der Gaswäsche kommt Rapsmethylester (RME) als organisches Lösungsmittel zum
Einsatz. Dieses Waschmittel hat sehr gute Lösungseigenschaften bezüglich anderer
organischer Verbindungen. Bisher war nicht bekannt, wie hoch die PAK-Konzentration
nach einer RME-Wäsche ist, welche mit einer Flüssigkeitsringmaschine betrieben wird.
Für diese Versuche wurde eine Apparatur zur trockenen PAK-Abscheidung aufgebaut.
Bei der Konzipierung und Realisierung stand das Johann-Heinrich-von-Thünen-Institut
Braunschweig, Institut für Agrartechnologie und Biosystemtechnik, unterstützend zur
Seite. Dieses Institut besitzt fundiertes Wissen bezüglich der PAK-Abtrennung und
Analyse. Die aus den Versuchen erhaltenen Proben wurden im Institut für
Agrartechnologie und Biosystemtechnik analysiert. Die Analyse umfasste die typischen
EPA-PAK’s.
Die Apparatur besteht aus einem Glasrohrintensivkühler und einem Dimrothkühler (Abb.
29). Diese sind hintereinander geschaltet. Beide Kühler sind im Kühlkreislauf in Reihe
geschaltet. Als Kühlmedium kam eine Wasser-Glykol-Lösung zur Verwendung. Die
Kühlmitteltemperatur betrug -18°C. Die Kühler wurden nach der Probennahme mit 100 ml
Methanol gespült, um eventuelle Rückstände an PAK von den Kühlflächen in die
Probevorlage zu überführen.
56
Abb. 29 Kühlapparatur zur Probennahme aus dem Gasstrom
57
Die Analyse der Proben ergab, dass im Brenngas nach der Wäsche erhebliche Anteile an
Phenanthren, Fluoranthen sowie Pyren vorhanden sind (Abb. 30). Es ist weiterhin
ersichtlich, dass längerkettige PAK’s über C18 (Benz[a]anthracen) nur in sehr geringen
Mengen auftreten. Diese Verteilung ist kennzeichnend für Vergasungsprozesse, bei
denen die in der Pyrolyse freigesetzten primären PAK’s weitestgehend abgebaut werden
und in der Folge die Verkettung kurzer Kohlenwasserstoffe zu kurz- und mittelkettigen
PAK (Sekundär-PAK) ablaufen.
Durch die Gasnutzung im BHKW bzw. der thermischen Nachverbrennung werden die
PAK’s deutlich reduziert. Diese Reduktion der Konzentration ist bemerkenswerter Weise
bei BHKW höher als bei der TNV. Das lässt sich auf die höheren
Verbrennungstemperaturen und die höheren Drücke im Zylinder des Motors gegenüber
dem Kesselraum erklären. Im BHKW laufen vermutlich das Cracken und Oxidieren der
Kohlenwasserstoffe besser ab als im Heizkessel.
Weiterhin wurde im Rahmen der PAK-Untersuchungen die Anreicherung an PAK’s im
Waschmittel der Gaswäsche nachgewiesen (Abb. 31). Im unbenutzten Waschmittel
wurden bereits geringe Konzentrationen an PAK festgestellt. Das kann auf eine
Hintergrundverunreinigung durch Rückstände in der Wäsche zurückgeführt werden.
Nach dem Versuch war ein deutlicher Anstieg bei allen PAK erkennbar. Insbesondere
Napthalen, Acenaphtylen, Phenanthren, Fluoranthren und Pyren wiesen hohe
Konzentrationssteigerungen im Waschmittel auf.
58
0
500
1000
1500
2000
2500
Naphth
alin
Acena
phthy
lenFluo
renPhe
nanth
renAnth
racen
Fluoran
then
Pyren
Benz[a
]anthr
acen
Chryse
n
Benzo
[b]flu
oranth
en
Benzo
[k]flu
oranth
enBen
zo[a]
pyren
Dibenz
[a.h]a
nthrac
en
Benzo
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erylen
Inden
o[1.2.
3-cd]p
yren
Kon
zent
ratio
n [µ
g/N
m³]
nach TNVvor TNV, Ausgang Gaswäschenach BHKW
Abb. 30 PAK-Verteilungsmuster am Ausgang der Gaswäsche, nach dem BHKW und nach der TNV
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0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
Naphta
lenAce
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phthe
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3cd)p
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ratio
n [m
g/kg
]
Waschmittelprobe vor VersuchWaschmittelprobe nach Versuch
Abb. 31 Konzentration der EPA-PAK im Waschmittel vor und nach einem Vergasungsversuch
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Bei der Vergasung der Phytoremediationshölzer werden PAK in das Produktgas
eingetragen. Die mit RME betriebene Gaswäsche ist technisch in der Lage, PAK zu Lösen
und zurück zu halten. Im gereinigten Brenngas sind jedoch noch Restmengen an PAK
enthalten, welche sich besonders bei mittelkettigen Vertretern nachweisen lassen. Durch die
Gasnutzung wird die Konzentration an PAK im Gas weiter reduziert. Besonders die
Verbrennung des Nutzgases im BHKW führt zu einer stärkeren Absenkung der
Schadstoffkonzentration. Es ist deshalb anzustreben, soviel wie möglich an Gas im BHKW
anstelle in der TNV zu verbrennen. Diese Überlegung geht mit den ökonomischen
Betrachtungen konform.
Die Abhängigkeit der PAK-Konzentration im Produktgas von den Prozessparametern der
zweistufigen Vergasungsanlage sollte in weiteren, tiefergehenden Analysen untersucht
werden. Es müssen Aussagen zur weiteren Reduzierung des PAK-Ausstoßes getroffen
werden können. Inwieweit eine Minderung des Ausstoßes durch eine Optimierung des
Vergasungsprozesses an sich (thermische und/oder katalytische Produktgasbehandlung)
oder eine Verbesserung der Reinigungsleistung der Gaswäsche erreicht werden kann,
konnte in der kurzen Zeitspanne der Projektverlängerung nicht eindeutig geklärt werden. Für
eine Absicherung und Validierung der Messprinzipien sollte die eingesetzte Trockenmethode
zur Probennahme mit anderen Verfahren, z. B. nasschemischen Entnahmeverfahren
entsprechend der Tar-Guideline, verglichen werden.
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2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises
Eine detaillierte Abrechnung des Vorhabens wird durch die Zentrale Universitätsverwaltung
der Martin-Luther-Universität vorgenommen und an den Zuwendungsgeber fristgemäß
übergeben. Der Kostenrahmen wurde eingehalten. Die Mittel wurden entsprechend der
Mittelbewilligung umgesetzt.
3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit
Wie im Projektantrag beschrieben, stellen Flussauen ein erhebliches Potential an
schwermetallbelasteten Böden dar. Bisher waren keine praxistauglichen Gesamtverfahren
für eine kostengünstige und naturnahe Sanierung dieser Flächen verfügbar. Kleinversuche
im Labormaßstab waren vielversprechend, es fehlte jedoch die Validierung der Ergebnisse in
größer angelegten Versuchen sowie eine belastbare, ökonomische Gesamtbetrachtung der
Sanierungsverfahren. Die Phytoremediation weist ein hohes Potential auf, diese Flächen in
einem urbaren Zustand zu halten bzw. in diesen zurück zu versetzen. In Verbindung mit
hoch effizienten und in der Auenflora natürlich vorkommenden Schwermetallakkumulatoren
wie Weiden und Pappeln wurde die Dekontamination von Auenböden untersucht. Während
viele Freilandexperimente mit der Ernte der mit Schwermetall angereicherten Hölzer enden,
wurde im vorliegenden Verbundprojekt auch eine Weiternutzung der schwermetallbelasteten
Hölzer verfolgt. Dabei wurde die energetische Verwertung in einem thermochemischen
Vergasungsprozess analysiert. Die thermochemische Vergasung stellt ein hochkomplexes
Verfahren dar, bei dem hohe energetische Wirkungsgrade sowie hohe Umsatzraten des
eingetragenen Rohstoffes in nutzbare Energie erreicht werden können. Im Gegensatz zur
reinen Verbrennung sind die Anteile an Exergie bei der thermochemischen Vergasung
wesentlich höher. Die monetäre und wirtschaftliche Vorzüglichkeit dieses Verfahrens ist
damit gegeben. Die Versuche wurden an einem gestuften Vergasungsreaktor in
praxisübliche Reaktorgröße (Leistung thermisch 200 kW) durchgeführt. Die Prozesse
Pyrolyse und Vergasung laufen örtlich getrennt ab. Dadurch ist es möglich, gezielt auf die
Prozesse einzuwirken. Bei den meisten anderen Vergaserbauarten sind beide Teilprozesse
in einem Reaktorgefäß zusammengefasst. Durch die Untersuchungen zur
Brennstoffvorbereitung in Verbindung mit der nachfolgenden Vergasung konnten neue
Rahmenbedingungen für die Brennstoffeigenschaften geschaffen werden, die für die
kontinuierliche und wirtschaftlich günstige Verwertung der kontaminierten Biomasse in der
Vergaseranlage notwendig sind.
Ein weiterer Neuigkeitswert wurde durch die Kombination einer Flüssigkeitsringmaschine mit
einem organischen Lösungsmittel generiert. In der nassen Gasreinigung ist der Stand der
Technik durch passive Gaswäscher (z.B. Quenche) oder aktive Gaswäscher (z.B.
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Venturiwäscher) gekennzeichnet. Flüssigkeitsringmaschinen sind ursprünglich als
Vakuumpumpen für gasförmige Medien konzipiert worden. An der Uni Halle, Lehrstuhl für
Energietechnik, bestehen seit Jahren Erfahrungen mit Flüssigkeitsringmaschinen. Hier
wurde maßgebliche Entwicklungsarbeit geleistet (vgl. Patent Nr. DE 195 16 814 A1).
Aufgrund der engen Zusammenarbeit der Lehrstühle Agrartechnik und Energietechnik der
Uni Halle war es möglich, eine Flüssigkeitsringmaschine auf Rapsmethylester umzurüsten
und als aktive Gaswascheinrichtung in die Vergaseranlage zu integrieren. Damit konnten
erstmals das Abscheidevermögen für Partikel und Schwermetalle, die Standzeit im
Dauerbetrieb sowie der Einfluss auf betriebswirtschaftliche Belange untersucht werden.
Durch die Bündelung der verschiedenen Einzelbereiche der Phytoremediation vom Anbau
inokulierter Stecklinge über die Plantagenbewirtschaftung bis hin zur energetischen
Verwertung in einem Verbundprojekt konnte die gesamte Kette in einer ökonomischen
Untersuchung ganzheitlich betrachtet werden. Die Ergebnisse dieser Berechnung können als
Grundgerüst genutzt werden, das vorgestellte Verfahren mit anderen
Bodensanierungstechniken zu vergleichen und zu diskutieren.
Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die durchgeführten Arbeiten notwendig und
angemessen waren. Sie führten sowohl zu einem erheblichen Wissenszuwachs bei den
deutschen Partnern. Den russischen Partnern wurde das gesammelte Wissen in Form von
Publikationen und einer Schulung übermittelt, welche auch zur Vertiefung von praktischen
Erfahrungen beim Umgang mit dem Verfahren der Phytoremediation dienen soll. Es konnte
gezeigt werden, dass die vorgestellte Verfahrenskombination der Phytoremediation durch
Weiden und Pappeln in Verbindung mit der thermochemischen Vergasung sowohl für die
Sanierung von kontaminierten Auenstandorten geeignet ist als auch zur effizienten
dezentralen Energieversorgung beitragen kann.
4. Voraussichtlicher Nutzen und Verwertbarkeit der Ergebnisse im Sinne des fortgeschriebenen Verwertungsplanes
Im Forschungsantrag wurden 4 Komponenten bezüglich der Erfolgsausichten als essentiell
angesehen:
1) Konfektionierung und Konditionierung der eingesetzten Biomasse – es wurde
gezeigt, dass die kontaminierten Hölzer durch einfache solare Trocknung in einen für
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die Vergasungsanlage geeigneten Zustand gebracht werden können. Kosten- und
Energieaufwändige technische Trocknung entfällt. Die freiwerdende Wärme kann
zusätzlich vermarktet werden. Eine Pelletierung des Brennmaterials ist nur dann
sinnvoll, wenn größere Transportentfernungen überwunden werden müssen. Es ist
anzustreben, den technischen und energetischen Aufwand für die Zerkleinerung der
Holzstämme so klein wie möglich zu halten.
2) Energetische Effizienz der thermochemischen Vergasung der eingesetzten Biomasse
– es konnte nachgewiesen werden, dass das Brennmaterial mit hohen
Wirkungsgrades (Kaltgaswirkungsgrad) und sehr hohen Umsetzungsraten
(Kohlenstoffumsetzungsrate) in ein nutzbares Gas umgewandelt werden kann. Durch
die hohen Umsatzraten werden die mengenmäßigen Anteile an Reststoffen
minimiert.
3) Rückhaltung und Abscheidung der eingetragenen Schwermetalle – es konnte gezeigt
werden, dass die eingesetzte Gasreinigung in Verbindung mit einer geeigneten
Prozessführung in der Lage ist, die eingetragenen Schwermetalle aus dem erzeugten
Brenngas abzuscheiden und in mengenmäßig kleinen Reststofffraktionen zu
konzentrieren. Dabei wurde auch die Leistungsfähigkeit der Flüssigkeitsringmaschine
als Waschaggregat in Verbindung mit Rapsmethylester als Waschmittel
nachgewiesen.
4) Ökonomische Betrachtung des Gesamtverfahrens – es konnte gezeigt werden, ein
wirtschaftlicher Ablauf des vorgestellten Verfahrens möglich ist. Es wurden
praxisübliche Grundannahmen getroffen (z.B. 80% Verfügbarkeit des Vergasers), um
eine reale und kommerzielle Anwendung so wirklichkeitsgetreu wie möglich
abzubilden. Weiterhin wurden Optimierungsvorschläge gemacht und deren
Auswirkungen auf die ökonomische und energetische Bilanz untersucht.
5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen
Recherche der relevanten, neuen Publikationen zur thermochemischen Vergasung/ Pyrolyse
kontaminierter Biomasse aus Phytoremediationsprozessen:
Syc, M; Pohorely, M; Jeremias, M, et al. „Behavior of Heavy Metals in Steam Fluidized Bed Gasification of Contaminated Biomass“, Energy & Fuels, Vol. 25, 2011, P. 2284-2291
Carrier, M; Loppinet-Serani, A; Absalon, C, et al. „Conversion of fern (Pteris vittata L.) biomass from a phytoremediation trial in sub- and supercritical water conditions“, Biomass & Bioenergy, Vol. 35, 2011, P. 872-883
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Van Ginneken, L; Meers, E; Guisson, R, et al. „Phytoremediation for heavy metal-contaminated soils combined with bioenergy production“, Journal of Environomental Engineering and Landscape Management, Vol. 15, 2007, P. 227-236
Stals, M; Carleer, R; Reggers, G, et al. „Flash pyrolysis of heavy metal contaminated hardwoods from phytoremediation: Characterisation of biomass, pyrolysis oil and char/ash fraction“, Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, Vol. 89, 2010, P. 22-29
Lievens, C; Carleer, R; Cornelissen, T, et al. „Fast pyrolysis of heavy metal contaminated willow: Influence of the plant part“, Fuel, Vol 88, 2009, P. 1417-1425
Thewys, T; Kuppens, T „Economics of willow pyrolysis after phytoextraction“, International Journal of Phytoremediation, Vol. 10, 2008, P. 561-583
6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses
Grau, M., Tetzlaff, F., Klee, U.: „The potential of bioenergy systems considering as example of spacious agricultural structures”. Proceeding of the congress “Agricultural and Biosystems Engineering for a Sustainable World”. AgEng (2008), p 24 ff
Grau, M., Meissner, R., Leinweber, P., Pickel, P. „Thermo Chemical Gasification of Contaminated Biomass”. Proceeding to the International XXXIII CIOSTA and CIGR V Conference “Technology and management to ensure sustainable agriculture, agro-systems, forestry and safety”. Reggio Calabria Italy, 17. – 19. June 2009, Vol. 3, S. 1871 – 1875, DISTAFA, ISBN 978-88-7583-031-2
Grau, M. „Thermo Chemical Processes for Biomass Conversion”. Proceeding to the BECOTEPS Workshop “Opportunities for new biomass concepts with the combined non-food biomass chains under the KBBE umbrella”. Brussels, 7. – 8. October 2009
veröffentlicht unter:
http://www.efi.int/files/attachments/events/2009/becoteps/mgrau_becoteps_presentation.ppt
Grau, M. , Pickel, P. „Thermo Chemical Gasification of Contaminated Biomass - Separation of Heavy Metals from a Synthesis Gas”. Proceeding to the 67th International Conference on Agricultural Engineering – LANDTECHNIK AgEng 2009, Hannover, S. 199 – 204, VDI-Verlag GmbH, ISBN 978-3-18-092060-3
Grau, M. , Tetzlaff, F. „Thermo Chemical Gasification of Biomass.“ Landtechnik 65 (2010), no. 1, pp. 58-61, ISSN 0023-8082
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