Ermittlung Geogener Hintergrundbelastungen Durch Schwermetalle in Oberflächengewässern Des Landes Sachsen - Anhalt

Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

überreicht an: Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft, Sachgebiet Chemie Herr Nilius Willi-Brundert-Straße 14 06132 Halle

erstellt von C&E Consulting und Engineering GmbH Jagdschänkenstraße 52 09117 Chemnitz

und:

IfUA Umweltberatung und Gutachten GmbH Röhrenstr. 27 06749 Bitterfeld

Bitterfeld/Chemnitz, den 25.01.2010

Dr. P. Schneider Dipl.-Chem. B. Stüwer Dipl.-Ing. A. Süß Dr. S. Ackermann Dipl.-Ing. R. Löser Dipl.-Geol. K. Tröger Dipl.-Geol. M. Schaffrath

Bearbeiter C&E GmbH Bearbeiter IfUA GmbH

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Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis ...... 5

Tabellenverzeichnis ...... 15

Abkürzungsverzeichnis ...... 21

Anlagenverzeichnis...... 23

1 Veranlassung und Zielstellung ...... 27

2 Hintergrund des Projektes...... 28 2.1 Europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL)...... 28 2.2 Tochterrichtlinie Umweltqualitätsnormen (Richtlinie 2008/105/EG) ...... 29 2.3 Stand der Umsetzung der WRRL in Sachsen-Anhalt...... 30 2.4 Fliessgewässertypologie in Sachsen-Anhalt ...... 33 2.5 Vorgehensweise bei der Bearbeitung des Projektes...... 39 2.6 Diskussion der Definition „geogener Hintergrundwert“...... 39 2.7 Methoden zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte...... 43 2.7.1 Überblick ...... 43 2.7.2 Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN ...... 45 2.7.3 Verfahren nach Schleyer & Kerndorff ...... 48 2.7.4 Komponentenseparation nach KUNKEL et al...... 53 2.7.5 Tongesteinsstandard nach TUREKIAN & WEDEPOHL ...... 59 2.7.6 Methode nach Greif...... 61 2.7.7 Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC ...... 64 3 Statistische Grundlagen und Methodentestung...... 68 3.1 Statistische Grundlagen ...... 68 3.1.1 Univariate statistische Maßzahlen ...... 68 3.1.2 Verteilungsfunktionen...... 69 3.2 Testung und Eignung der in der Literatur dokumentierten Methoden ...... 71 3.2.1 Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN ...... 71 3.2.2 Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF...... 85 3.2.3 Komponentenseparation nach KUNKEL et al...... 106 3.2.4 Verfahren nach GREIF ...... 111 3.2.5 Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC ...... 119 3.3 Bewertung der Methodeneignung ...... 128

4 Datenrecherche und -analyse ...... 135 4.1 Übersicht der kontaktierten Institutionen und Rechercheergebnis...... 135 4.2 Darstellung der Datenlage...... 137

2 Abschlussbericht

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4.2.1 Datenbank des Gewässerüberwachungsprogrammes Sachsen-Anhalt (GÜSA)...... 137 4.2.2 SCHNEIDER, P., NEITZEL, P. L., SCHAFFRATH, M., SCHLUMPRECHT, H. (2003): Leitbildorientierte physikalisch-chemische Gewässerbewertung – Referenzbedingungen und Qualitätsziele ...... 138 4.2.3 PRANGE, A., et al. (1997): Erfassung und Beurteilung der Belastung der Elbe mit Schadstoffen: Geogene Hintergrundwerte und zeitliche Belastungsentwicklung...... 140 4.2.4 RENTZSCH, J. et al. (1984): Abschlussbericht Regionale Geochemische Prospektion Harz...... 141 4.2.5 KUNKEL, R.; VOIGT, H.-J.; WENDLAND, F.; HANNAPPEL, S. (2004): Die natürliche ubiquitär überprägte Grundwasserbeschaffenheit Deutschlands ...... 142 4.2.6 FEUERSTEIN, B., KUNZ, CH. (2008): Bewertung der chemischen Wasserqualität im Rahmen des Projektes „Revitalisierung der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg“ ...... 143 4.2.7 Untersuchung der organischen Sedimente im Rahmen des Projektes „Revitalisierung der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg“ ...... 144 4.2.8 DOBLER, L. (1999): Der Einfluss der Bergbaugeschichte im Ostharz auf die Schwermetalltiefengradienten in historischen Sedimenten und die fluviale Schwermetalldispersion in den Einzugsgebieten von Bode und Selke im Harz...... 145 4.2.9 ARGE Elbe (Hrsg.) (1979/80): Bericht über Ergebnisse der Schwermetalluntersuchungen im Elbabschnitt von Schnackenburg bis zur Nordsee...... 146 4.2.10 GREIF, A. (2005): „Ableitung von Referenzwerten geogener Hintergrundbelastungen für Schwermetalle in der Wasserphase sowie im schwebstoffbürtigen Sediment sächsischer Fließgewässer“...... 147 4.2.11 KLEMM & GREIF (2009): „Oberflächengewässergenaue Ableitung von Referenzwerten geogener Hintergrundbelastungen für Schwermetalle und Arsen in der Wasserphase sowie im schwebstoffbürtigen Sediment sächsischer Fließgewässer im Einzugsgebiet des Erzgebirges/Vogtlandes“...... 148 4.3 Genetische Klassifizierung der Daten ...... 150 4.4 Datenaufbereitung und -analyse ...... 153 4.4.1 Plausibilitätsanalyse und Datenbereinigung ...... 153 4.4.2 Entwicklung eines Suchrasters für Fließgewässer...... 154 4.4.3 Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen anhand der Beschaffenheitsdaten...... 155 4.4.4 GIS-basierte Beurteilung der Messstellen...... 156 4.4.5 Ergebnisse der orientierenden statistischen Auswertung der Daten (Stand 11/2008) ...... 156 4.4.6 Realisiertes Messprogramm ...... 167 4.4.7 Ergebnisse der orientierenden statistischen Auswertung (Stand: 11/2009)...... 168 4.5 Fehler- und Unsicherheitsbetrachtungen ...... 175 4.5.1 Fehlerpotenziale der Datengrundlage...... 175

Datum: 25.01.2010 3 Abschlussbericht

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4.5.2 Fehlerpotenziale und Unsicherheiten der verschiedenen Berechnungsmethoden ...... 177 5 Auswertung und Interpretation...... 178 5.1 Ergebnisse der statistischen Auswertung ...... 178 5.1.1 Aluminium ...... 178 5.1.2 Antimon ...... 180 5.1.3 Arsen...... 182 5.1.4 Barium...... 185 5.1.5 Beryllium ...... 187 5.1.6 Blei ...... 189 5.1.7 Cadmium...... 192 5.1.8 Chrom ...... 195 5.1.9 Eisen ...... 197 5.1.10 Kobalt...... 200 5.1.11 Kupfer...... 202 5.1.12 Mangan ...... 205 5.1.13 Molybdän...... 208 5.1.14 Nickel ...... 209 5.1.15 Quecksilber ...... 212 5.1.16 Selen...... 215 5.1.17 Silber...... 217 5.1.18 Titan ...... 219 5.1.19 Thallium...... 220 5.1.20 Uran ...... 222 5.1.21 Vanadium...... 224 5.1.22 Zink ...... 226 5.1.23 Zinn ...... 229 5.2 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ...... 231 5.2.1 Anwendung der differenzierten Fließgewässerlandschaften ...... 231 5.2.2 Anwendung der aggregierten Fließgewässerlandschaften ...... 235 5.3 Vergleich der ermittelten Ergebnisse ...... 263 5.4 Ergebnisse der Auswertung der Sedimentdaten (Geoakkumulationsindex) .268 5.5 Vergleich der Ergebnisse mit den Umweltqualitätsnormen...... 275 5.6 Schlussfolgerungen...... 277 5.7 Evaluierung sensibler Gebiete in Sachsen-Anhalt ...... 279 5.8 Zuordnung der geogenen Hintergrundwerte zu den Oberflächenwasserkörpern (OWK) ...... 280

6 Zusammenfassung...... 281

7 Empfehlungen...... 286

Quellen ...... 289

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ABBILDUNGSVERZEICHNIS

Abbildung 2.1: Ergebnisse der Zustandsbestimmung der Oberflächengewässer Sachsen-Anhalts, Stand: September 2008 (modifiziert nach LVWA, 2009) ...... 31

Abbildung 2.2: Ergebnisse der Zustandsbestimmung der Grundwasserkörper Sachsen-Anhalts, Stand: September 2008 (modifiziert nach LVWA, 2009) ...... 32

Abbildung 2.3: Fließgewässertypenkarte von Sachsen-Anhalt (MLU SACHSEN- ANHALT, 2005) ...... 37

Abbildung 2.4: Geochemische Differenzierung ausgewählter Fließgewässertypen Sachsen-Anhalts (rot: silikatisch; blau: karbonatisch; hellrot: karbonatisch unter Vorbehalt) nach HAARNAGELL & POTTGIESSER (2008) ...... 38

Abbildung 2.5: Beispiel zur Konzentrations-/Abflussbeziehung für gelöstes Chrom 1974 im Rhein bei Koblenz (HELLMANN 1999, Abb. 2.52) ...... 46

Abbildung 2.6: Schema zur Ermittlung des zahlenmäßigen Background-Wertes über die graphische Darstellung der Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN (1999, Abb. 2.72) ...... 47

Abbildung 2.7: Beispiel für die Darstellung der Konzentrationsverteilung eines Parameters (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992, S.25) ...... 49

Abbildung 2.9: Hauptverbreitungsgebiete der hydrogeologischen Bezugseinheiten (KUNKEL ET AL., 2004) ...... 54

Abbildung 2.10: Klassenbildung und abgeleitete Verteilungskomponenten am Beispiel der Natriumkonzentration in den Sanden und Kiesen des Norddeutschen Flachlandes (KUNKEL et al. 2004)...... 55

Abbildung 2.11: Schematische Darstellung der Einflüsse auf die Zusammensetzung des beobachteten Konzentrationsprofils (modifiziert nach KUNKEL et al., 2004)...... 57

Abbildung 2.12: Klassifikation der sedimentgebundenen Zinkgehalte in Sachsen: Messstellen des LfUG (Punkte) verschnitten mit den Daten des Geochemischen Atlas des Freistaat Sachsens (Fläche) (GREIF, 2005) ...... 63

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Abbildung 2.13: Klassifikation der sedimentgebundenen Zinkgehalte in Sachsen: Messstellen des LfUG (Punkte) verschnitten mit den Daten der prospektionsorientierten Bachsedimentanalyse (Fläche) (GREIF, 2005) ...... 63

Abbildung 3.1: Wahrscheinlichkeitsdichtefunktion (Normalverteilung) für verschiedene Werte der Standardabweichung (SCHÖNWIESE, 1992)...... 70

Abbildung 3.2: Wahrscheinlichkeitsdichtefunktion (logarithmische Normalverteilung) für verschiedene Werte der Standardabweichung (SCHÖNWIESE, 1992) ...... 70

Abbildung 3.3: Aufbau eines Box-Whisker-Plots (IQR – Interquartilabstand) ...... 71

Abbildung 3.4: Darstellung des Einflusses verschiedener zugrunde liegender Daten auf die Eigenschaften der Regressionsgerade am Beispiel der Unstrut (Messstelle 310140)...... 78

Abbildung 3.5: Widersprüchliche Konzentrations-/Abflussbeziehungen von Zink (Gesamtgehalt) am Bespiel vier verschiedener Gewässermessstellen .....79

Abbildung 3.6: Darstellung der Abhängigkeiten der Zn-Gesamtkonzentration zum Abfluss und zur Konzentration abfiltrierbarer Stoffe...... 80

Abbildung 3.7: Widersprüchliche Konzentrations-/Abflussbeziehungen von Zink (Schwebstoffe) am Beispiel drei verschiedener Gewässermessstellen .....84

Abbildung 3.8: Beispiel für die Darstellung eines Spannweitendiagramms (Boxplot) ...... 86

Abbildung 3.9: Überblick über die Vorgehensweise bei der Methodenanwendung (Zn-Gesamtgehalt); Zahl in (): Anzahl der Messstellen der jeweilige Einheit (SÜß, 2009)...... 87

Abbildung 3.10: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte [µg/l] in den aggregierten Fließgewässerlandschaften sowie des undifferenzierten Datensatzes (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte) ...... 88

Abbildung 3.11: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte [µg/l] in den differenzierten Fließgewässerlandschaften sowie der silikatischen Gewässerlandschaft (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte)...... 94

Abbildung 3.12: Untersuchte Messstellen in der Fließgewässerlandschaft Schiefer (Kartengrundlage aus LVERMGEO, 2009)...... 96

Abbildung 3.13: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte (µg/l) in den hydrogeologischen Einheiten, in der Fließgewässerlandschaft des Buntsandsteins sowie in der silikatischen Gewässerlandschaft (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte) ...... 100

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Abbildung 3.14: Zwei verschiedene Interpretationsmöglichkeiten bezogen auf die Lage der beeinflussten Komponente am Fallbeispiel der Gesamt- Zinkkonzentration [µg/l] in der silikatischen Landschaft ...... 108

Abbildung 3.15: Kumulierte Häufigkeitsverteilung der natürlichen Komponente fnat zur Ermittlung des geogenen Hintergrundwertes am Beispiel des Zn- Gesamtgehaltes in der Wasserphase in der silikatischen Gewässerlandschaft...... 110

Abbildung 3.16: Ergebnisse der hydrogeochemischen Modellierung mit PHREEQC ...... 123

Abbildung 3.17: PIPER-Diagramm der zehn untersuchten Fließgewässermessstellen im Rahmen der hydrogeochemischen Modellierung ...... 125

Abbildung 3.18: SCHOELLER-Diagramm zu den zehn untersuchten Fließgewässermessstellen im Rahmen der hydrogeochemischen Modellierung...... 127

Abbildung 5.1: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 179

Abbildung 5.2: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 180

Abbildung 5.3: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 181

Abbildung 5.4: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 181

Abbildung 5.5: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 183

Abbildung 5.6: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 184

Abbildung 5.7: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 185

Abbildung 5.8: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 186

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Abbildung 5.9: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 187

Abbildung 5.10: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 188

Abbildung 5.11: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 189

Abbildung 5.12: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 190

Abbildung 5.13: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 191

Abbildung 5.14: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 191

Abbildung 5.15: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 193

Abbildung 5.16: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 194

Abbildung 5.17: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%-Perzentil)...... 194

Abbildung 5.18: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 196

Abbildung 5.19: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 196

Abbildung 5.20: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 197

Datum: 25.01.2010 8 Abschlussbericht

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Abbildung 5.21: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 198

Abbildung 5.22: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 199

Abbildung 5.23: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 199

Abbildung 5.24: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 201

Abbildung 5.25: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 201

Abbildung 5.26: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 203

Abbildung 5.27: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 204

Abbildung 5.28: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 204

Abbildung 5.29: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 206

Abbildung 5.30: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 207

Abbildung 5.31: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)...... 207

Abbildung 5.32: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 208

Datum: 25.01.2010 9 Abschlussbericht

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Abbildung 5.33: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 209

Abbildung 5.34: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 210

Abbildung 5.35: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 211

Abbildung 5.36: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%-Perzentil)...... 212

Abbildung 5.37: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)...... 213

Abbildung 5.38: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)...... 214

Abbildung 5.39: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%-Perzentil)...... 214

Abbildung 5.40: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 216

Abbildung 5.41: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 216

Abbildung 5.42: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 218

Abbildung 5.43: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 218

Abbildung 5.44: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 219

Datum: 25.01.2010 10 Abschlussbericht

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Abbildung 5.45: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 220

Abbildung 5.46: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 221

Abbildung 5.47: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 222

Abbildung 5.48: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 223

Abbildung 5.49: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 224

Abbildung 5.50: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 225

Abbildung 5.51: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 226

Abbildung 5.52: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 227

Abbildung 5.53: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 228

Abbildung 5.54: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%-Perzentil)...... 228

Abbildung 5.55: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%- Perzentil) ...... 230

Abbildung 5.56: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%- Perzentil) ...... 230

Datum: 25.01.2010 11 Abschlussbericht

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Abbildung 5.57: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)...... 236

Abbildung 5.58: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 237

Abbildung 5.59: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 238

Abbildung 5.60: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 238

Abbildung 5.61: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 239

Abbildung 5.62: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 240

Abbildung 5.63: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 241

Abbildung 5.64: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil) ...... 241

Abbildung 5.65: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)...... 242

Abbildung 5.66: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 243

Abbildung 5.67: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 244

Abbildung 5.68: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 244

Datum: 25.01.2010 12 Abschlussbericht

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Abbildung 5.69: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 245

Abbildung 5.70: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 246

Abbildung 5.71: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 247

Abbildung 5.72: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 248

Abbildung 5.73: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 248

Abbildung 5.74: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 249

Abbildung 5.75: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 250

Abbildung 5.76: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)...... 251

Abbildung 5.77: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 252

Abbildung 5.78: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)...... 252

Abbildung 5.79: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)...... 253

Abbildung 5.80: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil) ...... 254

Datum: 25.01.2010 13 Abschlussbericht

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Abbildung 5.81: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 255

Abbildung 5.82: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 256

Abbildung 5.83: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 257

Abbildung 5.84: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 258

Abbildung 5.85: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 259

Abbildung 5.86: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)...... 260

Abbildung 5.87: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 261

Abbildung 5.88: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil) ...... 261

Abbildung 5.89: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil) ...... 262

Abbildung 5.90: Geochemischen Landschaften des Harzes – Einteilung nach RENTZSCH et al. (1984)...... 269

Abbildung 5.91: Häufigkeitsverteilung der Igeo-Klassen in den Sedimenten/schwebstoffbürtigen Sedimenten der Fließgewässer Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand regionaler Hintergrundwerte) ...... 272

Abbildung 5.92: Häufigkeitsverteilung der Igeo-Klassen in den Sedimenten/schwebstoffbürtigen Sedimenten der Fließgewässer Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand Tongesteinsstandard) ...... 274

Datum: 25.01.2010 14 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

TABELLENVERZEICHNIS

Tabelle 2.1: Ziele der Wasserrahmenrichtlinie (RICHTLINIE 2000/60/EG, Artikel 4)...... 28

Tabelle 2.2: Zeitplan der Wasserrahmenrichtlinie (RICHTLINIE 2000/60/EG, Artikel 4) ...... 28

Tabelle 2.3: Ausgewählte Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und bestimmte andere Schadstoffe (RICHTLINIE 2008/105/EG, Anhang I, Teil A) ...... 29

Tabelle 2.4: Umweltqualitätsnormen zur Einstufung des ökologischen und chemischen Zustands von Oberflächengewässern (WRRL-VO SA 2005, Anhang 4 / 5)...... 32

Tabelle 2.5: Überblick über die Fließgewässertypen Deutschlands auf der Grundlage der Gewässerlandschaften nach BRIEM (POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER, 2008) ...... 34

Tabelle 2.6: Aufschlüsselung und Bezeichnung der Fließgewässertypen Deutschlands (POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER, 2008)...... 35

Tabelle 2.7: Hintergrundbereiche und Zielvorgaben für das Schutzgut „Aquatische Lebensgemeinschaft“, Überwachung mit dem Median (LAWA, 1998)...... 40

Tabelle 2.8: Ausgewählte Orientierungswerte und Referenzbereiche für das Grundwasser nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) ...... 53

Tabelle 2.9: Ausgewählte geogene Hintergrundwerte (in µg/l) für das Grundwasser nach KUNKEL et al. (2004) ...... 58

Tabelle 2.10: Konzentrationen ausgewählter Elemente nach TUREKIAN & WEDEPOHL (1961)...... 60

Tabelle 3.1: Überblick zu den untersuchten Messstellen – zeitliche Auflösung und Größenordnung der Abflusswerte und Zn-Gesamtgehalte (Wasserphase) ...... 73

Tabelle 3.2: Berechnungen zu den Konzentrations-/Abflussbeziehungen an den ausgewählten Messstellen (Gesamtgehalt Zink)...... 74

Tabelle 3.3: Ermittlung des geogenen Hintergrundgehaltes für Zink (Gesamtgehalt Wasserphase) ...... 77

Tabelle 3.4: Überblick zu den untersuchten Messstellen – zeitliche Auflösung und Größenordnung der Abflusswerte und Zinkkonzentrationen (Schwebstoffkonzentration)...... 81

Datum: 25.01.2010 15 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 3.5: Berechnung des geogenen Hintergrundgehaltes für Zink (Schwebstoffe)...... 82

Tabelle 3.6: Berechnungen zu den Konzentrations-/Abflussbeziehungen an den ausgewählten Messstellen (spezifische Schwebstoffkonzentration Zink)...... 83

Tabelle 3.7: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zink - Gesamtgehaltes gruppiert nach den aggregierten Fließgewässerlandschaften (FGL) ...... 86

Tabelle 3.8: Ergebnisse der aggregierten Fließgewässerlandschaften sowie des undifferenzierten Datensatzes, Angaben logarithmisch (SÜß, 2009) ...... 90

Tabelle 3.9: Anteil der Werte der Nachweisgrenze an der Gesamtanzahl getesteter Datensätze (Gesamtgehalt Zink)...... 91

Tabelle 3.10: Veranschaulichung des Einflusses der Werte der Nachweisgrenze auf die Gesamtverteilung und deren statistische Parameter...... 91

Tabelle 3.11: Verwertbare Datensätze für die Erstellung der PIPER-Diagramme der aggregierten Fließgewässerlandschaften...... 92

Tabelle 3.12: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zink - Gesamtgehaltes gruppiert nach den differenzierten Fließgewässerlandschaften (n. BRIEM)...... 93

Tabelle 3.13: Anomale Gesamtmetallgehalte in der Wasserphase der Messstellen 313265 und 313497...... 97

Tabelle 3.14: Vergleich der Ergebnisse der differenzierten Fließgewässerlandschaften (Einzelwerte), Angaben logarithmisch ...... 98

Tabelle 3.15: Vergleich der Ergebnisse der differenzierten Fließgewässerlandschaften (Mittelwerte), Angaben logarithmisch ...... 98

Tabelle 3.16: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zn –Gesamtgehaltes gruppiert nach den hydrogeologischen Einheiten ...... 99

Tabelle 3.17: Vergleich der Ergebnisse der hydrogeologischen Einheit (HGE) des Buntsandsteins (Einzelwerte), Angaben logarithmisch ...... 102

Tabelle 3.18: Vergleich der Ergebnisse der hydrogeologischen Einheit (HGE) des Buntsandsteins (Mittelwerte), Angaben logarithmisch...... 102

Tabelle 3.19: Übersicht über ausgewählte Messstellen in der hydrogeologischen Einheit „Ton- und Schluffsteine (a)“...... 102

Tabelle 3.20: Erhöhte Metallgehalte (Median) an den Messstelle 312706, 313330, 313335...... 103

Datum: 25.01.2010 16 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 3.21: Abgeleitete Orientierungswerte und Referenzbereiche für die Gesamtgehalte von Zink in der Wasserphase [µg/l]...... 104

Tabelle 3.22: Untersuchte Datengrundlage bezüglich der Zn-Gesamtgehalte in der Wasserphase...... 109

Tabelle 3.23: Untersuchte Datengrundlage bezüglich der Zn- Feststoffkonzentrationen im Sediment und Schwebstoff...... 109

Tabelle 3.24: Abgeleitete geogene Hintergrundwerte mittels der Komponentenseparation ...... 110

Tabelle 3.25: Ermittelter Igeo-Klassifikationsindex für Zink unter Verwendung des Tongesteinstandards: 95 mg/kg (nach TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961) ....112

Tabelle 3.26: Ausgewählte globale und regionale Clarkewerte ...... 113

Tabelle 3.27: Ermittelter Igeo-Klassifikationsindex für Zink unter Verwendung des regionalen Clarkewertes (140 mg/kg) sowie des globalen Clarkewertes (52 mg/kg) ...... 113

Tabelle 3.28: Auswahl regionaler geogener Hintergrundwerte aus anthropogen unbeeinflussten Auensedimenten ...... 114

Tabelle 3.29: Heterogenität der Zinkgehalte in den Bachsedimenten des Harzes dargestellt anhand der geologischen Einheiten bzw. geochemischen Landschaften des Harzes (nach RENTZSCH ET AL., 1984) ...... 115

Tabelle 3.30: Fallbeispiel 1 – Überblick verfügbarer geogener Hintergrundwerte für Zink an der Messstelle 360045...... 116

Tabelle 3.31: Igeo-Klassifikation mit unterschiedlichen Hintergrundwerten für Zink an der Messstelle 360045 ...... 117

Tabelle 3.32: Fallbeispiel 2 – Überblick verfügbarer geogener Hintergrundwerte für Zink an der Messstelle 461000...... 118

Tabelle 3.33: Igeo-Klassifikation mit unterschiedlichen Hintergrundwerten für Zink an der Messstelle 461000 ...... 118

Tabelle 3.34: Klassifizierung des Sättigungsindex...... 121

Tabelle 3.35: Zusammenfassende Bewertung der untersuchten Methoden (SÜß, 2009) ...... 134

Tabelle 4.1: Übersicht der kontaktieren Institutionen und Rechercheergebnisse ...... 135

Tabelle 4.2: Fließgewässerlandschaften - Typisierung nach naturräumlichen und geomorphologischen Gesichtspunkten (BRIEM, 1998, 1999)...... 151

Datum: 25.01.2010 17 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 4.3: Berücksichtigte Parameter zur orientierenden statistischen Auswertung (Stand: 11/2008)...... 157

Tabelle 4.4: Anzahlen an Analysenergebnissen ...... 158

Tabelle 4.5: Häufigkeitsverteilungen der Nitratkonzentrationen...... 159

Tabelle 4.6: Häufigkeitsverteilungen der Ammoniumkonzentrationen ...... 159

Tabelle 4.7: Mittlere Nitratkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des ökologischen Zustandes (Stand: 11/2008) ...... 160

Tabelle 4.8: Mittlere Nitratkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des chemischen Zustandes (Stand: 11/2008) ...... 160

Tabelle 4.9: Ergebnis der Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen ...... 161

Tabelle 4.10: Anzahlen der als geogen identifizierten Messstellen nach Wasserkörpern ...... 161

Tabelle 4.11: Anzahl an vorhandenen Analyseergebnissen für die Fließgewässerlandschaften nach BRIEM (nur als geogen identifizierte Messstellen) ...... 162

Tabelle 4.12: Anzahl an vorhandenen Analyseergebnissen für die Hauptgruppen der zusammengefassten Gewässerlandschaften (nur als geogen identifizierte Messstellen) ...... 163

Tabelle 4.13: Anzahl der als geogen eingeordneten Messstellen der Fließgewässer in Sachsen-Anhalt mit Bezug zum Gewässerlandschaftstyp sowie Anzahl der vorliegenden Messwerte ...... 165

Tabelle 4.14: Anzahl der als geogen eingeordneten Messstellen der Standgewässer in Sachsen-Anhalt mit Bezug zum Gewässerlandschaftstyp sowie Anzahl der vorliegenden Messwerte...... 165

Tabelle 4.15 Vorschlag zur Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen aus den vorausgewählten Messstellen für Fließgewässer...... 166

Tabelle 4.16 Vorschlag zur Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen aus den vorausgewählten Messstellen für Standgewässer...... 166

Tabelle 4.17: Untersuchte Parameter der Wasserphase im Rahmen des Sondermessprogramms ...... 167

Tabelle 4.18: Angaben zum realisierten Messprogramm mit Bezug zu den aggregierten Gewässerlandschaften...... 168

Datum: 25.01.2010 18 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 4.19: Untersuchte Parameter der Feststoffphase im Rahmen des Sondermessprogramms ...... 168

Tabelle 4.20: Haufigkeitsverteilung der Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen ...... 169

Tabelle 4.21: Mittlere Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des ökologischen Zustands (Stand: 11/2009)...... 170

Tabelle 4.22: Mittlere Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des chemischen Zustands (Stand: 11/2009)...... 170

Tabelle 4.23: Anthropogen beeinflusste Messstellen mit „nicht gutem“ chemischen Zustand...... 170

Tabelle 4.24: Ergebnis der Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen (Stand: 11/2009)...... 171

Tabelle 4.25: Anzahlen der als geogen identifizierten Messstellen differenziert nach der Probenart und den aggregierten Gewässerlandschaften (Stand: 11/2009) ...... 172

Tabelle 4.26: Anzahlen an vorhandenen Analysenergebnissen für die aggregierten Gewässerlandschaften (geogen identifizierte Messstellen - Wasserphase), Stand: 11/2009...... 172

Tabelle 4.27: Anzahlen an vorhandenen Analysenergebnissen für die aggregierten Gewässerlandschaften (geogen identifizierte Messstellen - Schwebstoffphase), Stand: 11/2009...... 174

Tabelle 5.1: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Wasserphase (Gesamtgehalte) – Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l]...... 232

Tabelle 5.2: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Wasserphase (gelöste Gehalte) – Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l], Sr [mg/l] ...... 233

Tabelle 5.3: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Schwebstoffphase – Angabe des 84,1%-Perzentils [mg/kg] ...... 234

Tabelle 5.4: Methodenspezifische Kriterien bei der Ableitung der geogenen Hintergrundwerte...... 263

Tabelle 5.5: Klassifizierung und Farbgebung der Faktoren...... 264

Tabelle 5.6: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Wasserphase – gesamt)...... 264

Tabelle 5.7: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Wasserphase – gelöst)...... 266

Datum: 25.01.2010 19 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 5.8: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Schwebstoffphase) ...... 267

Tabelle 5.9: Anzahl der auswertbaren Messstellen (Sediment/schwebstoffbürtiges Sediment) unter Angabe der zugeordneten regionalen geogenen Hintergrundwerte...... 268

Tabelle 5.10: Überblick zum Datenumfang (Anzahl) hinsichtlich der Schwermetalle im Sediment/schwebstoffbürtige Sediment ...... 270

Tabelle 5.11: Hauptbelastungsfaktoren einzelner Fließgewässer...... 273

Tabelle 5.12: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltqualitätsnormen – Wasserphase (Gesamtgehalte) ...... 275

Tabelle 5.13: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltqualitätsnormen – Wasserphase (gelöste Gehalte) ...... 276

Tabelle 5.14: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltqualitätsnormen – Wasserphase (Cadmium gelöst)...... 276

Tabelle 5.15: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltqualitätsnormen – Schwebstoffphase...... 277

Tabelle 5.16: Auffällige Elemente in den Gewässerlandschaften ...... 279

Tabelle 6.1: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Wasserphase (Gesamtgehalte) – Gegenüberstellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung...... 282

Tabelle 6.2: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Wasserphase (gelöste Gehalte) – Gegenüberstellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung...... 283

Tabelle 6.3: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Schwebstoffphase – Gegenüberstellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung...285

Tabelle 7.1: Datendefizite in der Wasserphase (Gesamtgehalte)...... 286

Tabelle 7.2: Datendefizite in der Wasserphase (gelöste Gehalte)...... 287

Tabelle 7.3: Datendefizite in der Schwebstoffphase ...... 287

Datum: 25.01.2010 20 Abschlussbericht

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ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS

AfS Abfiltrierbare Stoffe AOX Absorbierbare organisch gebundene Halogene ATV-DVWK Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V. a. v. A. alle verwertbaren Analysen BfN Bundesamt für Naturschutz BGR Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe BMBF Bundesministerium für Bildung und Forschung BRD Bundesrepublik Deutschland BSB Biologischer Sauerstoffbedarf CAS Chemical Abstracts Service CSB Chemischer Sauerstoffbedarf DIN Deutsches Institut für Normung DOC Dissolved Organic Carbon (gelöster organischer Kohlenstoff) DOM Dominante Gewässerlandschaft EDTA Ethylendiamintetraacetat EW Einzelwert FGL Fließgewässerlandschaft FGL (agg.) Aggregierte Fließgewässerlandschaft FGL (diff.) Differenzierte Fließgewässerlandschaft ges. gesamt gel. Gelöst GKL Gewässergüteklasse GLD Gewässerkundlicher Landesdienst GO Größenordnung GÜSA Gewässerüberwachungsprogramm Sachsen-Anhalt GWK Grundwasserkörper HAV Koordinierungsraum Havel HGE Hydrogeologische Einheit HLFU Hessische Landesanstalt für Umwelt, Umweltplanung, Arbeits- und Umweltschutz JD-UQN Jahresdurchschnitt – Umweltqualitätsnorm KB Basenkapazität KS Säurekapazität KGF Korngrößenfraktion LABO Länderarbeitsgemeinschaft Bodenschutz LAGB Landesamt für Geologie und Bergbau Sachsen-Anhalt LAWA Länderarbeitsgemeinschaft Wasser LF Leitfähigkeit LfU BAYERN Bayerisches Landesamt für Umwelt LfU BW Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg LfUG Sächsische Landesamt für Umwelt und Geologie LGB Landesamt für Geologie und Bergbau Rheinland-Pfalz LHW Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt LUA BB Landesumweltamt Brandenburg LVERMGEO Landesamt für Vermessung und Geoinformation Sachsen-Anhalt

Datum: 25.01.2010 21 Abschlussbericht

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LVwA Landesverwaltungsamt Sachsen-Anhalt MAX Maximum MEL Koordinierungsraum Mittlere Elbe/Elde MES Koordinierungsraum Mulde - Elbe - Schwarze Elster MIN Minimum MLU Staatsministerium für Landwirtschaft und Umwelt Sachsen- Anhalt MST Messstelle MW Mittelwert n Anzahl NTA Nitrilotriacetat NWG Nachweisgrenze o. A. ohne Ausreißerwert(e) oh. oberhalb o. N. ohne (Werte der) Nachweisgrenze o. (N.+A.) ohne Werte der Nachweisgrenze und Ausreißerwerte OWK Oberflächenwasserkörper P(5) 5%-Perzentilwert P(10) 10%-Perzentilwert P(15,9) 15,9%-Perzentilwert P(25) 25%-Perzentilwert P(50) 50%-Perzentilwert (Median) P(75) 75%-Perzentilwert P(84,1) 84,1%-Perzentilwert P(90) 90%-Perzentilwert P(95) 95%-Perzentilwert PAK Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe PCB Polychlorierte Biphenyle PSE Periodensystem der Elemente Q Abfluss SA Sachsen-Anhalt SAL Koordinierungsraum Saale TEL Koordinierungsraum Tideelbe TOC Total Organic Carbon (gesamter organischer Kohlenstoff) UBA Umweltbundesamt UQN Umweltqualitätsnorm uh. unterhalb v Fließgeschwindigkeit WES Koordinierungsraum Weser WG LSA Wassergesetz Sachsen-Anhalt (Aktuelle Fassung, 12.04.2006) WRRL Wasserrahmenrichtlinie (Richtlinie 2000/60/EG) WRRL-VO LSA Verordnung des Landes Sachsen-Anhalt über die Wasserrah- menrichtlinie ZHK-UQN Zulässige Höchstkonzentration – Umweltqualitätsnorm

Datum: 25.01.2010 22 Abschlussbericht

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ANLAGENVERZEICHNIS

1 Übersichtskarten verschiedener Landschaftseinteilungen 1.1 Übersichtskarte der Naturräume mit Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 1.2 Übersichtskarte der aggregierten Fließgewässerlandschaften mit Grenzen der Ein- zugsgebiete nach WRRL (OWK) 1.3 Übersichtskarte der differenzierten Fließgewässerlandschaften mit Grenzen der Ein- zugsgebiete nach WRRL (OWK) 1.4 Übersichtskarte der hydrogeologischen Einheiten (basierend auf der HÜK 400) mit Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 1.5 Übersichtskarte der Landnutzung mit Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 2 Allgemeine Grundlagen zu den Schwer- und Halbmetallen 2.1 Stoffcharakteristik der Schwer- und Halbmetalle 2.2 Parameterprüfmethoden 2.2.1 Parameterprüfmethoden (Wasserphase) 2.2.2 Parameterprüfmethoden (Feststoffphase – Sedimente, Schwebstoffe) 2.2.3 Allgemeine Beschreibung der Analyseverfahren 3 Ergebnisse der Methodentestung

3.1 Ergebnisse der Methodentestung – Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN 3.1.1 Abhängigkeit des Zn-Gesamtgehaltes vom Abfluss dargestellt an ausgewählten Mess- stellen sächsisch-anhaltinischer Fließgewässer 3.1.2 Abhängigkeit der schwebstoffgebundenen Zn-Konzentration vom Abfluss dargestellt an ausgewählten Messstellen sächsisch-anhaltinischer Fließgewässer 3.1.3 Abhängigkeit der Konzentration abfiltrierbarer Stoffe (AfS) zum Abfluss sowie zum Zn- Gesamtgehalt dargestellt an ausgewählten Messstellen sächsisch-anhaltinischer Fließgewässer

3.2 Ergebnisse der Methodentestung – Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF 3.2.1 Darstellung der Häufigkeitsverteilungen am Beispiel der Zink-Gesamtgehalte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003) sowie des undifferenzierten Datensatzes 3.2.2 Darstellung der Häufigkeitsverteilungen am Beispiel der Zn-Gesamtgehalte in den differenzierten Fließgewässerlandschaften nach BRIEM (1998) 3.2.3 Darstellung der Häufigkeitsverteilungen am Beispiel der Zn-Gesamtgehalte in den hydrogeologischen Einheiten

3.2.4 Darstellung der Hauptkat- und -anionen im PIPER-Diagramm (messstellenbezogene Mittelwerte) auf der Basis der Einteilung in die aggregierten Fließgewässerland- schaften nach SCHNEIDER et al. (2003) sowie des undifferenzierten Datensatzes

Datum: 25.01.2010 23 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

3.2.5 Darstellung der Hauptkat- und -anionen im PIPER-Diagramm (messstellenbezogene Mittelwerte) auf der Basis der Einteilung in die differenzierten Fließgewässerland- schaften nach BRIEM (1998)

3.2.6 Darstellung der Hauptkat- und -anionen im PIPER-Diagramm (messstellenbezogene Mittelwerte) auf der Basis der Einteilung in die hydrogeologischen Einheiten

3.3 Ergebnisse der Methodentestung – Verfahren nach KUNKEL et al. (2004) Darstellung der Lognormalverteilungen sowie der kumulierten Summenhäufigkeiten am Beispiel der Zn-Gesamtgehalte auf der Basis der Einteilung in die aggregierten Fließgewässerlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003) 3.4 Ergebnisse der Methodentestung – Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC 3.4.1 Darstellung der untersuchten Messstellen mit deren Beschaffenheitsdaten für die Be- rechnungen im Rahmen der hydrogeochemischen Modellierung (Dateninput)

3.4.2 Einteilung der modellierten Mineralphasen in die Mineralklassen nach RÖSLER (1988) 3.4.3 Darstellung der modellierten Mineralphasen klassifiziert nach dem Sättigungsindex (SI) 3.4.4 Ergebnisse der hydrogeochemischen Modellierung (PHREEQC): Zusammenfassung der Mineralklassen und deren prozentuale Anteile 4 Datenrecherche und Defizitanalyse 4.1 Übersicht der durchgeführten Datenrecherche (Stand: 11/2009) 4.2 Vorschläge für ein weiterführendes Messprogramm zur Behebung von Datendefiziten (Stand: 11/2008) 4.3 Realisiertes Messprogramm 5 Übersichtskarten mit Lage der Fließgewässermessstellen 5.1 Übersichtskarte mit Lage aller Fließgewässermessstellen – Wasser Blatt 1: Verschnitten mit den aggregierten Fließgewässerlandschaften und den Gren- zen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 2: Verschnitten mit den differenzierten Fließgewässerlandschaften und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 3: Verschnitten mit der Landnutzung und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 4: Verschnitten mit den Einleitern und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 5.2 Übersichtskarte mit Lage aller Fließgewässermessstellen – Sedimen- te/schwebstoffbürtige Sedimente Blatt 1: Verschnitten mit den aggregierten Fließgewässerlandschaften und den Gren- zen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 2: Verschnitten mit den differenzierten Fließgewässerlandschaften und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK)

Datum: 25.01.2010 24 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Blatt 3: Verschnitten mit der Landnutzung und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 4: Verschnitten mit den Einleitern und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 5.3 Übersichtskarte mit Lage aller Fließgewässermessstellen – Schwebstoffe Blatt 1: Verschnitten mit den aggregierten Fließgewässerlandschaften und den Gren- zen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 2: Verschnitten mit den differenzierten Fließgewässerlandschaften und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 3: Verschnitten mit der Landnutzung und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 4: Verschnitten mit den Einleitern und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 5.4 Übersichtskarte mit Lage der selektierten (geogenen) Messstellen – Wasser (gesamt, gelöst) Blatt 1: Verschnitten mit den aggregierten Fließgewässerlandschaften und den Gren- zen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 2: Verschnitten mit der Landnutzung und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 3: Verschnitten mit den Einleitern und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 5.5 Übersichtskarte mit Lage der selektierten (geogenen) Messstellen – Schwebstoffe Blatt 1: Verschnitten mit den aggregierten Fließgewässerlandschaften und den Gren- zen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 2: Verschnitten mit der Landnutzung und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) Blatt 3: Verschnitten mit den Einleitern und den Grenzen der Einzugsgebiete nach WRRL (OWK) 6 Ergebnisdarstellung „Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwer- metalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen-Anhalt“ 6.1 Ergebnisse der statistischen Auswertung 6.1.1 Ergebnisse der statistischen Auswertung (Gesamtgehalte) 6.1.2 Ergebnisse der statistischen Auswertung (gelöste Gehalte) 6.1.3 Ergebnisse der statistischen Auswertung (Schwebstoffphase) 6.2 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff 6.2.1 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (Gesamtgehalte) entsprechend der Einteilung in die aggregierten Gewässerlandschaften 6.2.2 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (gelöste Gehalte) entspre-

Datum: 25.01.2010 25 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

chend der Einteilung in die aggregierten Gewässerlandschaften 6.2.3 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (Schwebstoffe) entsprechend der Einteilung in die aggregierten Gewässerlandschaften 6.2.4 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (Gesamtgehalte) entsprechend der Einteilung in die differenzierten Gewässerlandschaften. 6.2.5 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (gelöste Gehalte) entsprechend der Einteilung in die differenzierten Gewässerlandschaften. 6.2.6 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff (Schwebstoffe) entsprechend der Einteilung in die differenzierten Gewässerlandschaften. 6.3 Ergebnisse der Sedimentbewertung (Geoakkumulationsindex) 6.3.1 Statistische Maßzahlen zum auswertbaren Datenkollektiv (Sedimente und schweb- stoffbürtige Sedimente) 6.3.2 Übersicht über recherchierte regionale Hintergrundwerte mit Bezug zum auswertbaren Datenkollektiv sowie die geochemischen Hintergrundwerte nach TUREKIAN & WEDEPOHL (Tongesteinsstandard) 6.3.3 Ergebnisse der Sedimentbewertung mithilfe regionaler Hintergrundwerte 6.3.4 Ergebnisse der Sedimentbewertung mithilfe des Tongesteinsstandards 6.3.5 Prüfung der Umweltqualitätsnormen in den Sedimenten und schwebstoffbürtigen Se- dimenten Blatt 1: Prüfung der Umweltqualitätsnorm für Arsen (UQN = 40 mg/kg) Blatt 2: Prüfung der Umweltqualitätsnorm für Chrom (UQN = 640 mg/kg) Blatt 3: Prüfung der Umweltqualitätsnorm für Kupfer (UQN = 160 mg/kg) Blatt 4: Prüfung der Umweltqualitätsnorm für Zink (UQN = 800 mg/kg) 6.4 Zuordnung der ermittelten geogenen Hintergrundwerte (P90) zu den Einzugsgebieten der WRRL (OWK) 6.4.1 Geogene Hintergrundwerte (P90) in der Wasserphase (Gesamtgehalte) 6.4.2 Geogene Hintergrundwerte (P90) in der Wasserphase (gelöste Gehalte) 6.4.3 Geogene Hintergrundwerte (P90) in der Schwebstoffphase 6.5 Geeignete (potentiell geogene) Messstellen für weiterführende Untersuchungen

Datum: 25.01.2010 26 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

1 Veranlassung und Zielstellung

Das Land Sachsen-Anhalt, vertreten durch den Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft, hat die Studie „Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen-Anhalt“ zur Be- arbeitung beauftragt. Ziel der Studie ist eine gewässerspezifische Ermittlung der geogenen Hintergrundbelastungen, um die ggf. notwendigen Begründungen für Über- schreitungen von Umweltqualitätsnormen bestimmter Schwermetalle in den entsprechenden Regionen auf Ebene der Oberflächenwasserkörper (OWK) Sachsen-Anhalts herleiten zu können.

Somit werden belastbare Grundlagen für die Inanspruchnahme von Ausnahmerege- lungen nach Artikel 4 WRRL im Falle von geogen erhöhten Schwermetallgehalten in den Gewässern geschaffen. Die Leistung stellt damit eine wesentliche Grundlage für den abzuleitenden Handlungsbedarf einschließlich erforderlicher Maßnahmen zur Er- reichung eines guten Zustandes der Oberflächengewässer dar. Weiterhin bilden die Ergebnisse eine wichtige fachliche Grundlage des Gewässerkundlichen Landesdiens- tes bei der Beurteilung der Auswirkungen von Gewässerbenutzungen auf die Beschaf- fenheit der Gewässer. Bei der Erteilung bzw. Anpassung von wasserrechtlichen Er- laubnissen stellen die geogenen Hintergrundwerte einen wesentlichen Aspekt der Be- wertung dar.

Die Ableitung geogener Hintergrundbelastungen von Schwermetallen in den Oberflä- chengewässern des Landes Sachsen-Anhalt erfolgt unter Verwendung vorhandener Messdaten des LHW und der Einbeziehung einschlägiger Forschungsergebnisse und Literaturdaten. Diese Daten für Oberflächenwasser, Sedimente und Grundwasser sind parameter- und lokalspezifisch aufzubereiten und zu bewerten.

Sie sollen als einheitliche Vergleichs- und Bewertungsbasis dazu dienen, Hintergrund- werte für die Schwebstoffphase, für die Wasserphase (gelöst) sowie für die Wasser- phase (gesamt) als Bewertungskriterium der Gewässerbeschaffenheit der Fließgewäs- ser methodisch abzuleiten.

Insbesondere für das Grundgebirge und den übrigen Festgesteinsbereich ist eine Dar- stellung der Schwermetallgehalte der Fließgewässer vor dem Hintergrund der sie prä- genden Gesteinsmatrix (geochemisch - metallogenetische Rayonierung) sinnvoll. Als Orientierung wird auf die gleichgelagerte Bearbeitung des Landes Sachsen verwiesen, wo Altanalysen von Bachsedimenten Verwendung fanden, um daraus elementbezoge- ne Hintergrundbilder zu erhalten.

Folgende Halbmetalle, Metalle bzw. Schwermetalle in der Schwebstoffphase, in der Wasserphase (gelöst) sowie in der Wasserphase (gesamt) sind zu betrachten:

Aluminium, Antimon, Arsen, Barium, Beryllium, Blei, Cadmium, Chrom, Eisen, Kobalt, Kupfer, Mangan, Molybdän, Nickel, Quecksilber, Selen, Silber, Tellur, Thallium, Titan, Uran, Vanadium, Zink, Zinn.

Datum: 25.01.2010 27 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Zur Schließung von Kenntnislücken und Behebung von Datendefiziten sind in die Pro- jektbearbeitung geochemische Modellanwendungen einzubeziehen und dem AG zu- sätzliche Untersuchungen / Analysen vorzuschlagen. Eine zusätzliche Beprobung soll sich auf folgende Schwermetalle begrenzen: Arsen, Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber, Zink.

Neben der tabellarischen Darstellung der Resultate für die ca. 340 Oberflächenwas- serkörper des Landes Sachsen-Anhalt werden die nachvollziehbare Vorstellung der Methodik sowie die grafische Abbildung der Ergebnisse erwartet.

2 Hintergrund des Projektes

2.1 Europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL)

Mit der Verabschiedung der Wasserrahmenrichtlinie im Oktober 2000 wurde die Grundlage für eine integrierte Gewässerschutzpolitik in Europa geschaffen. Ein zentrales Ziel stellt damit die ganzheitliche Gewässerbewirtschaftung auf der Ebene von Flusseinzugsgebieten (Flussgebietsmanagement) dar, die eine grenzüberschreitende Kooperation und Koordination voraussetzt (RICHTLINIE 2000/60/EG, Artikel 3). Ein weiteres Kernziel der Richtlinie ist das Erreichen eines „guten Zustandes“ für alle Gewässer bis zum Jahr 2015, was qualitative sowie quantitative Belange zum Schutz von Gewässern beinhaltet. Die konkreten Anforderungen für die Oberflächengewässer sowie für die Grundwässer werden in der Tabelle 2.1 zusammengefasst. Des Weiteren stellt die Tabelle 2.2 den zeitlichen Rahmen, der durch die Richtlinie 2000/60/EG ver- bindlich vorgeschrieben wird, dar.

Tabelle 2.1: Ziele der Wasserrahmenrichtlinie (RICHTLINIE 2000/60/EG, Artikel 4)

Oberflächengewässer Grundwasser

Erreichen bzw. Erhalt eines guten ökolog- Erreichen bzw. Erhalt eines guten chemischen ischen und chemischen Zustandes für Flüsse, und mengenmäßigen Zustandes Seen, Übergangs- und Küstengewässer

Verhinderung einer Zustandsverschlechterung Verhinderung einer Zustandsverschlechterung („Verschlechterungsverbot“) („Verschlechterungsverbot“)

Reduzierung der Verschmutzung durch priori- Umkehr signifikanter & anhaltender Trends täre Stoffe und Einstellen der Einleitung und ansteigender (anthropogen verursachter) Emission prioritärer gefährlicher Stoffe Schadstoffkonzentrationen („Trendumkehr“)

Tabelle 2.2: Zeitplan der Wasserrahmenrichtlinie (RICHTLINIE 2000/60/EG, Artikel 4)

Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie in nationales Recht 2003

Erfassung und Darstellung des Ist-Zustandes, einschließlich wirtschaftliche 2004 Analyse (Bestandsaufnahme)

Datum: 25.01.2010 28 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Aufstellung der Überwachungsprogramme 2006

Aufstellung der Maßnahmenprogramme und Veröffentlichung der Bewirt- 2009 schaftungspläne

Umsetzung der Maßnahmen 2012

Erreichung der Ziele der Richtlinie und Fortschreibung der Bewirtschaftungs- 2015 pläne und Maßnahmenprogramme

2.2 Tochterrichtlinie Umweltqualitätsnormen (Richtlinie 2008/105/EG)

Gemäß der EU-Wasserrahmenrichtlinie sind für das Erreichen eines guten Zustandes der Oberflächenwasserkörper Umweltqualitätsnormen für eine Vielzahl von Schadstof- fen (darunter Schwermetalle und Pestizide) einzuhalten. Im Einklang mit Artikel 4 der RICHTLINIE 2000/60/EG wurde im Dezember 2008 die RICHTLINIE 2008/105/EG veröf- fentlicht. Darin werden die Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und bestimmte andere Schadstoffe gesetzlich festgelegt. Damit wird die Liste prioritärer Stoffe des Anhangs X der RICHTLINIE 2000/60/EG mit der des Anhangs II der RICHTLINIE 2008/105/EG aktualisiert. Wesentliche im Zusammenhang mit der vorliegenden Studie stehende Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe (Schwermetalle) werden in der folgenden Übersicht (Tabelle 2.3) dargestellt.

Tabelle 2.3: Ausgewählte Umweltqualitätsnormen für prioritäre Stoffe und bestimmte andere Schadstoffe (RICHTLINIE 2008/105/EG, Anhang I, Teil A)

Stoffname CAS-Nr. JD-UQN(1) JD-UQN(1) ZHK-UQN(3) ZHK-UQN(3)

Binnenoberflächen- Sonstige Ober- Binnenoberflächen- Sonstige Oberflä- gewässer(2) flächen- gewässer (2) chengewässer gewässer

Cadmium und 7440-43-9 ≤ 0,08 (Klasse 1) 0,2 ≤ 0,45 (Klasse 1) ≤0,45 (Klasse 1) Cadmiumver- bindungen (je 0,08 (Klasse 2) 0,45 (Klasse 2) 0,45 (Klasse 2) nach Was- 0,09 (Klasse 3) 0,6 (Klasse 3) 0,6 (Klasse 3) serhärteklas- se) (4) (5) 0,15 (Klasse 4) 0,9 (Klasse 4) 0,9 (Klasse 4) 0,25 (Klasse 5) 1,5 (Klasse 5) 1,5 (Klasse 5) Blei und Blei- 7439-92-1 7,2 7,2 nicht anwendbar nicht anwendbar verbindungen Quecksilber und Queck- silberverbin- 7439-97-6 0,05 0,05 0,07 0,07 dungen (5)

Nickel und Nickelverbin- 7440-02-0 20 20 nicht anwendbar nicht anwendbar dungen

Datum: 25.01.2010 29 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Einheit: [µg/l]

(1) Dieser Parameter ist die Umweltqualitätsnorm (UQN), ausgedrückt als Jahresdurchschnitt. Er gilt für die Gesamtkonzentration aller Isomere.

(2) Binnenoberflächengewässer umfassen Flüsse und Seen sowie mit diesen verbundene künstliche oder erheblich veränderte Wasserkörper.

(3) Dieser Parameter ist die Umweltqualitätsnorm (UQN), ausgedrückt als zulässige Höchstkonzentrati-on. Ist für die ZHK-UQN "nicht anwendbar" angegeben, so gelten die JD-UQN-Werte auch bei kurzfristigen Verschmutzungsspitzenwerten.

(4) Bei Cadmium und Cadmiumverbindungen hängt die UQN von der Wasserhärte ab (Klasse 1: < 40 mg CaCO3/l; Klasse 2: 40 bis < 50 mg CaCO3/l; Klasse 3: 50 bis < 100 mg CaCO3/l; Klasse 4: 100 bis < 200 mg CaCO3/l; Klasse 5: ≥ 200 mg CaCO3/l)

(5) Als prioritärer gefährlicher Stoff eingestuft.

Die festgelegten Umweltqualitätsnormen der oben aufgeführten Metalle beziehen sich auf die gelöste Konzentration, d.h. die gelöste Phase einer Wasserprobe, die durch Filtration (0,45 µm-Filter) gewonnen wird (Richtlinie 2008/105/EG).

In Vorbereitung auf diese Richtlinie wurde schon mit der Entscheidung 2455/2001/EG die erste Liste von 33 Stoffen und Stoffgruppen festgelegt, die als prioritär für Maß- nahmen auf Gemeinschaftsebene identifiziert wurden. Durch die Richtlinie 2008/105/EG wurde der rechtliche Rahmen für die Berücksichti- gung natürlicher Hintergrundkonzentrationen von Metallen und ihren Verbindungen geschaffen. Dies ermöglicht es höhere Bezugswerte für bestimmte Wasserinhaltsstoffe (z.B. Schwermetalle) zu definieren, wenn regional bedingte geogene Anomalien vorliegen.

2.3 Stand der Umsetzung der WRRL in Sachsen-Anhalt

Mit dem Inkrafttreten der „Verordnung des Landes Sachsen-Anhalt über die Wasser- rahmenrichtlinie (WRRL-VO LSA)“ im August 2005 wurde der rechtliche Rahmen für die Umsetzung der RICHTLINIE 2000/60/EG in Sachsen-Anhalt geschaffen. Sachsen-Anhalt umfasst die Flussgebiete von Elbe und Weser, wobei das Flussein- zugsgebiet der Elbe 97% und das der Weser 3% der Landesfläche einnimmt. Die aktu- ellste Bestandsaufnahme (Stand: 01.09.2008) ergab insgesamt 348 Oberflächenwas- serkörper, wovon 97 als natürlich, 201 als erheblich verändert und 50 als künstlich eingestuft wurden. Die Ermittlung signifikanter anthropogener Belastungen sowie deren Auswirkungen auf das Erreichen der Umweltziele der Oberflächenwasserkörper ergab, dass für 1% der Wasserkörper die Zielerreichung als wahrscheinlich, für 28% als unklar und für 71% als unwahrscheinlich beurteilt wurde (Abbildung 2.1). Die Be- standsaufnahme der Grundwasserkörper ergab 77 Wasserkörper (Stand: 01.09.2008). Davon weisen 74 Wasserkörper einen guten mengenmäßigen Zustand und 39 Was- serkörper einen guten chemischen Zustand auf (Abbildung 2.2). (LVWA, 2009) Im Zuge der im Dezember 2008 erschienenen Richtlinie über Umweltqualitätsnormen im Bereich der Wasserpolitik (RICHTLINIE 2008/105/EG) ist eine erneute Bewertung des chemischen Zustandes der Oberflächen- und Grundwasserkörper vorgesehen. Ferner sieht das Land Sachsen-Anhalt für die Mehrzahl seiner oberirdischen Gewässer eine

Datum: 25.01.2010 30 Abschlussbericht

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Fristverlängerung im Rahmen der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie vor, da nicht davon ausgegangen wird, dass zum einen der gute Gewässerzustand (bei 310 OWK) oder zum anderen der gute chemische Zustand (bei 37 OWK) erreicht werden kann. Bei den Grundwasserkörpern wird das Erreichen der Umweltziele bis 2015 bezogen auf den mengenmäßigen Zustand bei zwei GWK und bezogen auf den chemischen Zustand bei 20 GWK als unrealistisch eingeschätzt. (LVWA, 2009)

Im Rahmen der Umsetzung der EG-Wasserrahmenrichtlinie fand im Zeitraum 12/2008 bis 06/2009 die Anhörung der Öffentlichkeit zu den für die Flussgebietsgemeinschaften Elbe und Weser aufgestellten Entwürfen der Bewirtschaftungspläne und für die strate- gische Umweltprüfung der Maßnahmenprogrammentwürfe und Umweltberichte statt. Diese Entwürfe befinden sich zum gegenwärtigen Zeitpunkt in der Auswertung. Insge- samt gingen 236 Stellungnahmen mit internationalen, überregionalen und landesinter- nen Bezügen ein. Sie enthielten 1146 Einzelforderungen. Die Veröffentlichung der Be- wirtschaftungspläne, Maßnahmenprogramme und Umweltberichte der Flussgebiets- gemeinschaften Elbe und Weser erfolgt bis zum 22. Dezember 2009. Daraufhin werden sie in einem Turnus von 6 Jahren fortgeschrieben und aktualisiert. Dies ermöglicht die kontinuierliche Zustandsüberwachung im Hinblick auf das Erreichen des guten Zu- stands der Gewässer. (MLU SACHSEN-ANHALT, 2009)

Abbildung 2.1: Ergebnisse der Zustandsbestimmung der Oberflächengewässer Sachsen- Anhalts, Stand: September 2008 (modifiziert nach LVWA, 2009)

Datum: 25.01.2010 31 Abschlussbericht

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Zustand der Grundwasserkörper Sachsen-Anhalts (Stand: September 2008)

100%

90%

80% 39 70%

60% gut 50% 74 schlecht 40%

30% 38 20%

10% 0% 3 Mengenmäßiger Zustand Chemischer Zustand [Anzahl GWK] [Anzahl GWK]

Abbildung 2.2: Ergebnisse der Zustandsbestimmung der Grundwasserkörper Sachsen- Anhalts, Stand: September 2008 (modifiziert nach LVWA, 2009)

In Bezug auf die Schwermetalle sind weitere Umweltqualitätsnormen im Anhang 4 und 5 der WRRL-VO LSA verankert (vgl. Tabelle 2.4). An dieser Stelle wird ebenfalls auf die Tabelle 2.3 hingewiesen, in der die Umweltqualitätsnormen gemäß der Tochter- richtlinie „Prioritäre Stoffe“ aufgeführt werden.

Tabelle 2.4: Umweltqualitätsnormen zur Einstufung des ökologischen und chemischen Zustands von Oberflächengewässern (WRRL-VO SA 2005, Anhang 4 / 5) Umweltqualitätsnormen zur Einstu- Umweltqualitätsnormen zur Einstu- Stoff fung des ökologischen Zustands fung des chemischen Zustands (chemische Qualitätskomponenten) Arsen 40 mg/kg - Chrom 640 mg/kg - Kupfer 160 mg/kg - Zink 800 mg/kg - Cadmium - 1 µg/l Quecksilber - 1 µg/l Nitrat - 50 mg/l

Die geogen bedingten Schwermetallbelastungen in den Oberflächengewässern in Sachsen-Anhalt sind lokalspezifisch heterogen. Insbesondere im Bereich des Harzes und des Harzvorlandes sowie der Mansfelder und Sangerhäuser Mulde treten geogen bedingt erhöhte Schwermetallkonzentrationen auf bzw. liegen geogen-ubiquitär über- prägte Verhältnisse vor. Dies kann dazu führen, dass hier Qualitätsnormüberschreitun-

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gen infolge erhöhter geogener Belastungen auftreten. In diesen Fällen bietet die Toch- terrichtlinie „Prioritäre Stoffe" die Möglichkeit, dass der geogene Hintergrundwert bei der Bewertung der Umweltqualitätsnorm berücksichtigt wird.

Eine besondere Aktualität erhielt der Gedanke zur Definition einheitlicher Begriffe und Bezugswerte durch die Bestrebungen der Europäischen Gemeinschaft (EU) zur Ver- einheitlichung ihrer Wasserpolitik. In der Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) wurde der administrative Begriff vom zu erhaltenden bzw. wieder zu erreichenden „guten chemischen Zustand des Grundwassers (good chemical status)“ geschaffen und in Anhang V unter 2.3.2 definiert. Angesichts der geplanten ergänzenden Richtlinie für Grund- wasser bestand Handlungsbedarf, die Position der deutschen Wasserwirtschaft zu präzisieren. Daher hat der DVGW aus dem gemeinsamen ATV-DVWK/DVGW- Pro- jektkreis „Grundwasserbeschaffenheit“ einen Kreis „Natürliche Grundwasserbeschaf- fenheit“ gegründet und mit der Formulierung einer entsprechenden Definition beauftragt. Diese wurde im März 2001 an den DVGW übergeben. Im Interesse der Wasser- wirtschaft und speziell der Trinkwasserversorgung liegt es, dass für Grundwasser nicht nur dieser „gute chemischen Zustand“ sondern die natürliche Beschaffenheit im Sinne eines „sehr guten chemische Zustands“ erhalten bzw. wieder erreicht wird, da die Vor- stellung von einer natürlichen Beschaffenheit das Verbot des Auffüllens bis zu den Grenzen des guten Zustands bedingt. Das entspricht dem Gebot der Nachhaltigkeit. Außerdem liefern natürliche Grundwässer in der Regel – bis auf die wenigen Ausnah- men begrenzter Regionen mit besonderen geogenen Belastungen – ein einwandfreies Trinkwasser.

Als Nahziel ist der gute chemische Zustand zu erreichen. Abgesehen von den grund- sätzlich anderen Zielen entspricht auch die administrative Definition des „guten chemischen Zustands des Grundwassers“ nach WRRL nicht in allen Punkten den Vorstel- lungen der Wasserwirtschaft. Der „gute chemische Zustand“ kann nicht überwiegend durch eine Gruppe von Schadstoffen bestimmt werden. Da die natürliche Vielfalt in der WRRL nicht beachtet wird, ist sie auch nicht geeignet, regionale Bezugswerte aufzu- stellen. Hinzu kommt die Eigenart der WRRL, dass bei ihrer Übersetzung aus dem Englischen die unterschiedlichen Definitionen von englischen und deutschen Fachbeg- riffen nicht beachtet wurden. So umfasst der grundsätzlich mit Schadstoff übersetzte Begriff „pollutant“ sowohl den Begriff „Schadstoff“ als auch den Begriff „Belastungs- stoff“ nach DIN 4049-2. Ein „Belastungsstoff“ (DIN 4049-2; 1.10) ist ein Stoff, der aufgrund seiner Konzentration die Gewässergüte nachteilig verändert. Dies gilt für natürli- che Inhaltsstoffe wie Nitrat und geogenes Chlorid, welches z.B. über Salzwasserintru- sionen einen Grundwasserkörper verändert. Daneben ist ein „Schadstoff“ (DIN 4049-2; 1.11) ein Stoff, der sich bereits in geringer Konzentration entweder selbst oder im Zu- sammenwirken mit anderen Stoffen oder durch seine Abbauprodukte auf die Biozöno- se des Gewässers oder auf die Gewässernutzung schädlich auswirken kann. Hierzu gehören die meisten Stoffe der in der WRRL enthaltenen Liste prioritärer Stoffe, ein- schließlich der auch aus geogenen Quellen stammenden Metalle.

2.4 Fliessgewässertypologie in Sachsen-Anhalt

Die EU-Wasserrahmenrichtlinie fordert als Grundlage für die Ausweisung von Wasser- körpern, die Bewertung und das Aufstellen von Maßnahmenprogrammen eine eindeu- tige Zuordnung der Fließgewässer zu biozönotisch relevanten Fließgewässertypen.

Datum: 25.01.2010 33 Abschlussbericht

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Diese fassen charakteristische Eigenschaften von Fließgewässern hinsichtlich bioti- scher und abiotischer Kriterien zusammen. Dabei findet auch eine Zuordnung in potentiell natürliche silikatische und karbonatische Gewässer(abschnitte) bzw. Wasserkörper statt.

In Deutschland wurden insgesamt 25 Fließgewässertypen ausgewiesen: vier für die Ökoregion der Alpen und des Alpenvorlandes, acht für das Mittelgebirge, neun für das Norddeutsche Tiefland sowie vier von der Ökoregion unabhängige Typen, die in verschiedenen Ökoregionen verbreitet sind. Bislang sind insgesamt 10 bewertungsrelevante Subtypen ausgewiesen worden. Die Fließgewässertypen werden außerdem auch den entsprechenden Fließgewässerlandschaften nach BRIEM (2003) zugeordnet. (POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER, 2008)

Die Differenzierung der einzelnen Fließgewässertypen geht aus der Tabelle 2.5 hervor. Die hieraus resultierenden Bezeichnungen der Fließgewässertypen werden in der Tabelle 2.6 aufgeführt.

Tabelle 2.5: Überblick über die Fließgewässertypen Deutschlands auf der Grundlage der Gewässerlandschaften nach BRIEM (POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER, 2008)

Ausgewählte Gewässerlandschaften und Regionen Biozönotischer Typ 1) nach BRIEM (2003) Längszonierung Bach Kl. Gr. Strom Fluss Fluss Ökoregion 4: Alpen, Höhe > 800 m Kalkalpen, Flyschzone 1 2) Ökoregion 9 (und 8): Mittelgebirge und Alpenvorland, Höhe ca. 200 - 800 m und hö- her Alpenvorland

Tertiäres Hügelland, Niederterrassen, Ältere Terrassen, 2) 2 Altmoränenland 4 Jungmoränenland 3 2) Auen (über 300 m Breite) Mittelgebirge Gneis, Granit, Schiefer, übrige Vulkangebiete 5 9 Buntsandstein, Sandbedeckung 5.1 9.2 Lössregionen, Keuper, Kreide 6 2) 9.1 2) Muschelkalk, Jura, Malm, Lias, Dogger, Kalke 7 Auen (über 300 m) 10 Ökoregion 14: Norddeutsches Tiefland, Höhe < 200 Sander, Sandbedeckung, Grund- und Endmoräne 14 15 15_g

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Lössregionen 18 Grund- und Endmoräne, Ältere Terrassen 16 17 Auen (über 300 m) 20 Marschen 22 3) Jungmoränenland: Grundmoränen, Auen (über 300 m) 23 z. T. vermoort Ökoregion unabhängige Typen Sander, Lössregionen, Auen (vermoort) 11 12 Auen (über 300 m) 19 Sander, Grund- und Endmoräne 21 2) 1) Hinter den Kurzbezeichnungen „Bach“, „Kleiner Fluss“, „Großer Fluss“ und „Strom“ sind Grö- ßenangaben der Einzugsgebiete hinterlegt, sie beziehen sich auf die Kategorien der EG-WRRL. Kleines EZG („Bach“): 10 – 100 km2 Mittelgroßes EZG („Kl. Fluss“): > 100 – 1.000 km2 Großes EZG („Gr. Fluss“): > 1.000 – 10.000 km2 Sehr großes EZG („Strom“): > 10.000 km2 Differenzierung in z. T. bewertungsrelevante Subtypen. 3) Die Typen-Differenzierung ist noch nicht abgeschlossen.

Tabelle 2.6: Aufschlüsselung und Bezeichnung der Fließgewässertypen Deutschlands (POTTGIESSER & SOMMERHÄUSER, 2008)

Typen der Alpen und des Alpenvorlandes Typ 1 Fließgewässer der Alpen Subtyp 1.1: Bäche der Kalkalpen Subtyp 1.2: Kleine Flüsse der Kalkalpen Typ 2 Fließgewässer des Alpenvorlandes Subtyp 2.1: Bäche des Alpenvorlandes Subtyp 2.2: Kleine Flüsse des Alpenvorlandes Typ 3 Fließgewässer der Jungmoräne des Alpenvorlandes Subtyp 3.1: Bäche der Jungmoräne des Alpenvorlandes Subtyp 3.2: Kleine Flüsse der Jungmoräne des Alpenvorlandes Typ 4 Große Flüsse des Alpenvorlandes Typen des Mittelgebirges Typ 5 Grobmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 5.1 Feinmaterialreiche, silikatische Mittelgebirgsbäche Typ 6 Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Subtyp 6_K: Feinmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche des Keupers Typ 7 Grobmaterialreiche, karbonatische Mittelgebirgsbäche Typ 9 Silikatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse Typ 9.1 Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse

Datum: 25.01.2010 35 Abschlussbericht

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Subtyp 9.1_K: Karbonatische, fein- bis grobmaterialreiche Mittelgebirgsflüsse d. Keu- pers Typ 9.2 Große Flüsse des Mittelgebirges Typ 10 Kiesgeprägte Ströme Typen des Norddeutschen Tieflandes Typ 14 Sandgeprägte Tieflandbäche Typ 15 Sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 15_g Große sand- und lehmgeprägte Tieflandflüsse Typ 16 Kiesgeprägte Tieflandbäche Typ 17 Kiesgeprägte Tieflandflüsse Typ 18 Löss-lehmgeprägte Tieflandbäche Typ 20 Sandgeprägte Ströme Typ 22 Marschengewässer Potentieller Subtyp 22.1: Gewässer der Marschen Potentieller Subtyp 22.2: Flüsse der Marschen Potentieller Subtyp 22.3: Ströme der Marschen Typ 23 Rückstau- bzw. brackwasserbeeinflusste Ostseezuflüsse Ökoregion unabhängige Typen Typ 11 Organisch geprägte Bäche Typ 12 Organisch geprägte Flüsse Typ 19 Kleine Niederungsfließgewässer in Fluss- und Stromtälern Typ 21 Seeausflussgeprägte Fließgewässer Subtyp 21_N: Seeausflussgeprägte Fließgewässer des Norddt. Tieflandes (Nord) Subtyp 21_S: Seeausflussgeprägte Fließgewässer des Alpenvorlandes (Süd)

In Sachsen-Anhalt wurden bisher 16 Fließgewässertypen ausgewiesen (Stand: Febru- ar 2008). Die Elbe als Hauptgewässer in Sachsen-Anhalt gehört in ihrem gesamten Verlauf zum Typ 20 (Sandgeprägter Strom). Die Saale ist in ihrem Verlauf den Mittel- gebirgstypen 9 und 9.2 zugeordnet. Die Hauptnebengewässer weisen gleichfalls mehrere Typen auf: Die Unstrut vereint die Mittelgebirgstypen 6, 7 und 9.1. Die Bode lässt sich den silikatischen Mittelgebirgstypen 5 und zuordnen (vgl. Abbildung 2.3).

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Abbildung 2.3: Fließgewässertypenkarte von Sachsen-Anhalt (MLU SACHSEN-ANHALT, 2005) Des Weiteren erfuhren ausgewählte Fließgewässertypen in Sachsen-Anhalt eine geochemische Differenzierung (HAARNAGELL & POTTGIESSER, 2008). Demnach befinden sich karbonatische Gewässer vor allem in den Landschaftseinheiten des Mittelgebirgs- vorlandes und den Ackerebenen mit den verbreiteten Lössauflagen und kalkhaltigen Gesteinen im Untergrund, aber auch im Tiefland Sachsen-Anhalts. Hier liegt der Verbreitungsschwerpunkt im Bereich der Grundmoränen in den Landschaftseinheiten der Altmarkplatten und Zerbster Ackerlandes.

Die silikatischen Fließgewässer, neben den per Definition silikatischen Gewässern des Mittelgebirges mit ihrer Hauptverbreitung im Harz, liegen vor allem in den Landschaften am Südrand des Tieflandes (nordöstliches Sachsen-Anhalt), das durch Ablagerungen

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der Eiszeit geprägt ist. Der Verbreitungsschwerpunkt liegt in den glazifluviatilen Bildun- gen (Sanderflächen), die sich vor allem in den Landschaftseinheiten Dübener Heide, Fläming, Altmarkheiden und Tangergebiet befinden. Die Abbildung 2.4 gibt einen Überblick über die Ergebnisse der geochemischen Differenzierung. (HAARNAGELL & POTTGIESSER, 2008)

Abbildung 2.4: Geochemische Differenzierung ausgewählter Fließgewässertypen Sachsen- Anhalts (rot: silikatisch; blau: karbonatisch; hellrot: karbonatisch unter Vor- behalt) nach HAARNAGELL & POTTGIESSER (2008)

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2.5 Vorgehensweise bei der Bearbeitung des Projektes

Im Rahmen des Projektes „Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässer des Landes Sachsen-Anhalt“ wurden überwie- gend die Daten des Gewässerüberwachungsprogramms (GÜSA) ausgewertet. Dieses enthält rund 95.000 Datensätze aus dem Zeitraum von Januar 1993 bis Oktober 2009. Des Weiteren erfolgten zusätzliche Datenanfragen bei Behörden und Institutionen. Hierbei konnten rund 5.000 weitere Datensätze gewonnen werden. Die Daten wurden in eine Datenbank eingepflegt und einer Plausibilitätsanalyse unterzogen. Anhand dieser Datenbank konnten statistische Auswertungen erfolgen. Für die Ermittlung geogener Hintergrundwerte erfolgte eine umfangreiche Methodenre- cherche und anschließende Methodentestung (vgl Abschnitt 3.2). Anhand der gewonnenen Erkenntnisse wurde in Abstimmung mit dem LHW folgende Vorgehensweise vereinbart: Die Ermittlung geogener Hintergrundwerte im Wasser (gesamt, gelöst) sowie im Schwebstoff erfolgt nach: o Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) o Statistische Auswertung Für die Bewertung der vorhandenen Sedimentdaten kommt der Geoakkumula- tionsindex nach MÜLLER (1979) zur Anwendung.

2.6 Diskussion der Definition „geogener Hintergrundwert“

Eine allgemeingültige Definition des Begriffes „Geogener Hintergrund“ existiert bisher nicht. Im Allgemeinen besteht jedoch Einvernehmen darüber, dass es sich bei geogenen Hintergrundwerten um Stoffkonzentrationen handelt, welche die natürlich gegebe- ne Konzentration eines Stoffes in einem bestimmten Gebiet repräsentieren. Das bedeutet, dass es sich um eine Konzentration handelt, die frei von anthropogenem Ein- fluss ist.

Die anthropogene Überprägung, die über Jahrhunderte aus der natürlichen Landschaft eine Kulturlandschaft formte, hat auch die Gewässer wesentlich beeinflusst. Aus diesem Grund ist es heutzutage nicht mehr möglich, ein vollständig natürliches Gewässer anzutreffen. Diesbezüglich definiert die LAWA das Leitbild des „heutigen potentiell na- türlichen Gewässerzustands“ (hpnG), welcher sich nach Wegfall aller anthropogenen Einflüsse einstellen würde. Damit wird der irreversible heutige Kulturzustand mit einge- schlossen. (BRIEM, 2003)

Mit dem Inkrafttreten der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie, welche insbesondere die Verbesserung des chemischen Zustands und des ökologischen Potentials der Ge- wässer zum Ziel hat, wurde der Begriff „Referenzbedingung“ etabliert, welcher die na- türlichen Gegebenheiten sowohl für chemische als auch für biologische Parameter repräsentiert. Unter dem flächendeckend angestrebten „guten Zustand“ der Oberflä- chengewässer wird im Rahmen der Richtlinie 2000/60/EG die Gewährleistung der Funktionsfähigkeit des typenspezifischen Ökosystems und die Einhaltung der biologischen und chemischen Qualitätskomponenten verstanden. Der „gute chemische Zu- stand“ wird dabei über die Einhaltung der in den Umweltqualitätsnormen festgelegten Konzentrationen für spezifische (synthetische und nichtsynthetische) Schadstoffe weiter konkretisiert (vgl. Richtlinie 2008/105/EG). Des Weiteren wird bei Betrachtung der

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

spezifischen nichtsynthetischen Stoffe (z. B. Schwermetalle) der „sehr gute Zustand“ der Oberflächengewässer wie folgt definiert: „Die Konzentrationen bleiben in dem Be- reich, der normalerweise bei Abwesenheit störender Einflüsse festzustellen ist [Hinter- grundwerte = bgl (background level)]“ (Richtlinie 2000/60/EG). Auch wenn damit die Hintergrundwerte in der Wasserrahmenrichtlinie Erwähnung finden, wird im Rahmen von Artikel 2 (Begriffsbestimmungen) keine explizite Definition mitgeliefert.

Nach der LAWA wird der geogene Hintergrundwert wie folgt ausgelegt: „Für in der Na- tur vorkommende Stoffe wie Schwermetalle erhält die Güteklasse I den geogenen Hin- tergrundwert und die Güteklasse II den Wert der Zielvorgabe für das betrachtete Schutzgut als Obergrenze“ (LAWA, 1998). Demnach werden die Schwermetalle wie folgt charakterisiert (Tabelle 2.7):

Tabelle 2.7: Hintergrundbereiche und Zielvorgaben für das Schutzgut „Aquatische Le- bensgemeinschaft“, Überwachung mit dem Median (LAWA, 1998)

Wasser [µg/l] Schwebstoff [mg/kg] Element Hintergrundbereich Zielvorgabe Hintergrundbereich Zielvorgabe Cd 0,009-0,036 0,072 0,15 – 0,6 1,2 Cr (VI) 1,3 – 5,0 10 40 – 160 320 Cu 0,5 – 2,0 4 10 – 40 80 Ni 0,6 – 2,2 4,4 15 – 60 120 Hg 0,005 – 0,02 0,04 0,1 – 0,4 0,8 Zn 1,8 – 7,0 14 50 – 200 400 Pb 0,4 – 1,7 3,4 12,5 – 50 100

Der Umstand, dass es keine allgemein gültige Definition des geogenen Hintergrund- wertes gibt, erschwert naturgemäß dessen Erhebung. Aus diesem Grund ist es erforderlich, eine im Rahmen dieses Projektes anzuwendende Definition festzulegen. Zu- nächst soll jedoch die Komplexität dieser Thematik mit der Darlegung verschiedener Literaturbezüge hervorgehoben werden (vgl. auch Hintergrundpapier des LHW):

Im Jahr 1972 erschien der vermutlich erste Beitrag im deutschsprachigen Raum, in dem die Notwendigkeit betont wurde, natürlich vorkommende Stoffe gegenüber potentiellen Kontaminationen zu berücksichtigen (HELLMANN, 1972). HELLMANN (2001) veröffentlichte später folgenden Definitionsansatz: „Hintergrund- bzw. Backgroundkonzentrationen sind die natürlichen nicht-anthropogenen (d.h. präzi- vilisatorischen) Anteile der Gesamtkonzentrationen von Stoffen in Umweltkomparti- menten“. Er konkretisiert weiter: „Neben dem natürlichen geogenen (Schwermetalle) und biogenen (organische Spurenstoffe) Hintergrund muss auch die ubiquitär vorkommende, zumeist mit dem Luftstaub eingetragene Belastung berücksichtigt werden, die fallweise mit jener im Terminus zusammengefasst wird. Das Bedürfnis nach nutzungs- und schutzgutbezogenen Orientierungswerten (z.B. im Rahmen der WRRL) führt zur Definition von lokalen, lokalspezifischen, regionalen oder globalen Hintergrundwerten. Eine einheitliche, kompartimentübergreifende Definition des Hintergrundwertes ist nicht zweckmäßig.“ (HELLMANN, 2001)

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Einen ähnlichen Ansatz verfolgt auch PRANGE et al. (1997): Hintergrundwerte sind Konzentrationen von Stoffen in Umweltkompartimenten, die sich ohne anthropogene Einflüsse eingestellt haben und damit den natürlichen Zustand, z. B. in Oberflächen- gewässern, charakterisieren. Im Gegensatz zu Hintergrundwerten als eine eher wert- neutrale, rein geochemische Bewertungsgrundlage sind die meisten Qualitätsanforde- rungen, z. B. in Form von Qualitätszielen oder Zielvorgaben, jedoch von Wertvorstel- lungen geprägt. Hintergrundwerte sind daher im Allgemeinen eine geeignete Grundla- ge zur Feststellung des Referenzzustandes (Leitbild) und nur in Ausnahmefällen auch zur Festlegung von Zielvorgaben geeignet. Eine derartige Ausnahme betrifft Zielvorga- ben für Schwermetalle zum Schutz der aquatischen Lebensgemeinschaften.

Nach KUNKEL et al. (2004) liegt eine „natürliche“ Grundwasserbeschaffenheit vor, wenn der Stoffgehalt des Grundwassers „rein geogenen Ursprungs ist bzw. durch Einflüsse einer normalen, Jahrhunderte alten Kulturlandschaft ubiquitär überprägt wurde und das Grundwasser keine synthetischen Stoffe enthält“. Neben der strengen Definition des natürlichen Grundwassers, welche nur vorindustrielle Grundwässer als natürlich bezeichnet, sieht diese Definition auch explizit Grundwässer als natürlich an, die aufgrund einer Jahrhunderte alten Kulturlandschaft typische ubiquitäre Überprägungen aufweisen. „Bestimmte Stoffe oder Stoffgruppen, wie z. B. Pflanzenschutzmittel, PAK, AOX kommen natürlich nicht oder in geringen Konzentrationen nur unter spezifischen geologischen Randbedingungen (kohlehaltige Sedimente) im Grundwasser vor. Ihr Auftreten ist daher meist ein Indikator für ein anthropogen beeinflusstes Grundwasser“. (KUNKEL et al., 2004)

Auch nach HÖLTING (2005) und HOBIGER (2002) ist die chemische Beschaffenheit des Grundwassers abhängig von dem durchflossenen Aquifer (geogener Anteil) und anthropogenen Einflüssen. Der geogene Anteil kann dabei durch das Vorkommen von Mineralisationen und Vererzungen lokal begrenzte stark erhöhte Werte annehmen, so genannte „Hot Spots“ (HOBIGER, 2002). HÖLTING (2005) charakterisiert weiter: „Die natürliche (geogene) „Belastung“ ist abhän- gig […] von den Gesteinseigenschaften sowie den physikalisch-chemischen Eigen- schaften, die die Löslichkeit sowie den Transport bestimmen.“

Die „natürliche Grundwasserbeschaffenheit“ wird ferner wie folgt von verwandten Beg- riffen abgegrenzt: Für die qualitative und quantitative Beurteilung anthropogener Ver- änderungen muss zunächst die natürliche Grundwasserbeschaffenheit definiert und mit den stoffspezifischen natürlichen Basiswerten (DIN 4049-1; 2.13) zahlenmäßig beschrieben werden. „Synonym zum Basiswert wird in der Wasserwirtschaft auch der – nicht normativ definierte – Begriff Hintergrundwert verwendet und somit entspricht der natürliche Hintergrundwert dem natürlichen Basiswert, also dem Stoffgehalt bei natürli- cher Grundwasserbeschaffenheit. Die Problematik ihrer bisherigen Beschreibungen lag im Wunsch nach möglichst universell gültigen Zahlen für die natürlichen Basiswer- te/Hintergrundwerte, was aber angesichts der Vielfalt regionaler Besonderheiten sowie der anthropogen initiierten geogenen Prozesse kaum möglich ist.“ (GZFH, 2003)

SCHUDOMA (1994) widmet seine Ausführungen konkret den geogenen Schwermetall- gehalten in Fließgewässern: „Der Hintergrundwert von Metallen im Wasser und in Se- dimenten beschreibt den Zustand, der frei von jeder anthropogenen Beeinflussung sein sollte. Bei der Ermittlung von Hintergrundwerten sind mögliche anthropogene Belas-

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tungsquellen, wie z. B. Einträge durch Abwassereinleitungen, Einträge über Luft und Niederschlag, diffuse Einträge durch frühere oder bestehende Bergbautätigkeit sowie erhöhte Freisetzung von Metallen durch saure Niederschläge im Gewässereinzugsge- biet auszuschließen.“ (SCHUDOMA, 1994)

Mit den geogenen Hintergrundwerte in Fluss- und Auensedimenten beschäftigt sich DEHNER (2000): Demnach muss bei der Definition von geogenen Hintergrundwerten in Fluss- oder Auensedimenten auch die zeitliche Dimension berücksichtigt werden. „[Obwohl] mit steigendem Sedimentalter anthropogene Einflüsse zunehmend ausgeschlossen werden können, steigt gleichzeitig aufgrund der längeren Dauer der Boden- entwicklung der Einfluss postsedimentärer pedologischer Prozesse, die möglicherwei- se eine Veränderung ursprünglicher Elementkonzentrationen bewirken.“ (DEHNER, 2000)

Unter analytischem Blickwinkel wird in Bezug auf die Fluss- und Auensedimente weiter präzisiert: „Der geogene Hintergrundgehalt ist der königswasserlösliche Metallgehalt der Kornfraktion < 20 µm feinkörniger fluviatiler Sedimente unter Ausschaltung humus- reicher Oberböden, anthropogener Kontaminations- und grundwasserbedingter Ausfäl- lungshorizonte sowie limnisch-fluviatiler organogener und karbonatischer Bildungen.“ (HELLMANN, 2001)

In Bezug auf die geogenen Hintergrundgehalte in Sedimenten kann auch die Definition nach der LABO (2003) für Böden herangezogen werden (vgl. auch DEHNER, 2000): „Der geogene Grundgehalt umfasst den Stoffbestand eines Bodens, der sich aus dem Ausgangsgestein (lithogener Anteil), ggf. Vererzungen (chalkogener Anteil) und der durch pedogenetische Prozesse beeinflussten Umverteilungen (Anreicherung oder Verarmung) von Stoffen im Boden ergibt. Dabei können chalkogene Anteile punktuell oder flächenhaft zu einem deutlichen Anstieg der regionalen geogenen Grundgehalte führen. Sie liegen dann vor, wenn erzführende Gänge oder Gesteine, die nicht berg- männisch abgebaut werden oder wurden (= anthropogene Komponente), oberflächen- nah anstehen und durch Verwitterung oder Erosion und Umlagerung (z.B. in Talauen) unmittelbar zur Pedogenese beitragen.“ (LABO, 2003)

Fazit

Zusammenfassend kann festgehalten werden, dass der geogene Hintergrundwert vorrangig vom geologisch-lithologischen Untergrund geprägt ist. Die Einflüsse einer „normalen Jahrhunderte alten Kulturlandschaft“ führen jedoch zu einer ubiquitären anthropogenen Überprägung, die als Bestandteil der Landschaftsentwicklung angesehen werden sollte. Geogen erhöhte Konzentrationen, wie sie in stark erzhaltigen Gesteinen anzutreffen sind, werden als eine natürliche Beeinflussung betrachtet.

Da im Rahmen dieser Studie die geogenen Hintergrundbelastungen von Fließgewäs- sern untersucht werden, bieten damit insbesondere die Oberläufe und Quellbereiche von Fließgewässern die Möglichkeit einer geringen anthropogenen Beeinflussung. Al- lerdings muss auch hier mit einer ubiquitären – z. B. mit dem Luftstaub eingetragenen – Belastung gerechnet werden. Um diese vernachlässigen zu können, können bspw. Gebiete selektiert werden, für jene eine solche ubiquitäre Belastung vernachlässigbar gering erscheint bzw. die durch eine Jahrhunderte alte Kulturlandschaft geprägt sind (vgl. KUNKEL et al., 2004). Dieser Ansatz schließt damit auch Regionen des vorindus-

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triellen Bergbaus ein. Damit erfolgt eine Abgrenzung des Altbergbaus vom industriellen Bergbau. Der industrielle Bergbau begann insbesondere durch Nutzung von Maschi- nen, wie z. B. der Dampfmaschine. Dessen Einsatz fand bspw. in dem König-Friedrich- Kunstschacht bei Hettstedt im Jahr 1785 erstmals Erwähnung. Damit sollte sich der zeitliche Ansatz für die geogene Wertung nicht länger als bis zur Mitte des 18. Jahr- hunderts erstrecken. Hingegen sind Analysenwerte in die Ermittlung geogener Hinter- grundwerte einzubeziehen, die durch Einflüsse des Altbergbaus resultieren (z.B. Altstollen vor 1750).

Die geogen bedingten Schwermetallbelastungen in den Fließgewässern sind lokalspezifisch sehr heterogen. Eine Darstellung der Schwermetalle vorrangig vor dem Hinter- grund der sie prägenden Gesteinsmatrix (geochemisch - metallogenetische Rayonie- rung) sollte dementsprechend flächendeckend vorgenommen werden.

Bei der Ermittlung geogener Hintergrundwerte für Schwermetalle sollte auch deren hydrochemisches Verhalten Beachtung finden, d.h. deren Eigenschaften sich eher in der gelösten oder partikulären Phase zu befinden. In diesem Zusammenhang ist auch die Mobilisierung von Schwermetallen durch anthropogen eingetragene synthetische Stoffe im Gewässer bzw. deren Einzugsgebiet zu erwähnen. Die Unterscheidung von standorteigenen, nicht anthropogen hervorgerufenen Schwermetallkonzentrationen von denen anthropogener Herkunft ist daher noch schwieriger, da in den meisten Fällen die ubiquitären Belastungen, insbesondere durch die atmosphärisch eingetragenen Schwermetalle (Pb, Cd, Hg und Zn), zu berücksichtigen sind.

Auf der Basis der vorangestellten Definitionsdiskussion ergibt sich im Rahmen dieser Studie folgender Definitionsansatz für den Begriff geogener Hintergrundwert: Regionalspezifische Stoffkonzentration eines Wasserinhaltsstoffs, die die natürliche Gewässerbeschaffenheit in Abhängigkeit vom geologisch-lithologischen Untergrund ohne anthropogene Einflussnahme repräsentiert. Dabei werden geogen erhöhte Kon- zentrationen, wie sie in stark erzhaltigen Gesteinen anzutreffen sind, als eine natürli- che Beeinflussung betrachtet. Die ubiquitäre Überprägung im Sinne einer normalen Jahrhunderte alten Kulturlandschaft wird als Bestandteil der natürlichen Landschafts- entwicklung angesehen. In Bezug auf den industriellen Bergbau liegt die zeitliche Ab- grenzung für die geogene Wertung bereits in der zweiten Hälfte des 18. Jahrhunderts.

Für die Ermittlung der geogenen Hintergrundwerte ist es erfahrungsgemäß empfehlenswert, sich nicht nur auf eine Methodik zu konzentrieren, sondern verschiedene An- sätze zu berücksichtigen. Dies bietet einerseits die Vorteile der Validierbarkeit der Er- gebnisse mit unabhängigen Methoden, andererseits wird sich auch die Notwendigkeit verschiedener Ansätze ergeben, da nicht in allen Gebieten vergleichbare Datenarten und -mengen zu erwarten sind.

2.7 Methoden zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte

2.7.1 Überblick

Methodische Vorgehensweisen zur Ermittlung der geogenen Hintergrundbelastung von Schwermetallgehalten werden in der Literatur überwiegend für das Grundwasser beschrieben. Fließgewässer unterliegen zusätzlichen Randbedingungen: die natürlichen hydrochemischen Hintergrundkonzentrationen in einem Gewässer sind von der durch-

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strömten geologischen Formation, der Vegetation der Gewässerlandschaft sowie mit- telbar vom atmosphärischen Eintrag abhängig (SCHNEIDER et al., 2003). In Abhängig- keit von der Wasserführung, die neben dem Niederschlagsgeschehen auch durch Landnutzung, Wasserbau und -bewirtschaftung beeinflusst wird, kommt es zu einem Wechsel von Erosions- bzw. Resuspensions- und Sedimentationsvorgängen, was sich wiederum auf die Qualität und Quantität der Wasserinhaltsstoffe auswirkt. Des Weite- ren unterliegt es dem Einfluss der Zuflüsse aus anderen Teileinzugsgebieten (HELLMANN, 1999).

Mit der Ermittlung geogener Hintergrundwerte beschäftigte sich u. a. HELLMANN (1999 und dort zitierte Arbeiten), wonach sich die Gesamtbelastung in Abhängigkeit vom Ab- fluss in den sog. Background und den anthropogenen Anteil differenzieren und zah- lenmäßig ermitteln lassen. Insbesondere bei kurzfristigen Abfluss-/Konzentrations- messungen wird damit die Möglichkeit gegeben Hintergrundwerte zu ermitteln. Dies ist umso erforderlicher, da bspw. im Rhein erst seit 1972 kontinuierlich Schwermetalle und erst seit 1978/79 organische Verbindungen und PAK analysiert werden. Die Rekon- struktionsmöglichkeiten von Hintergrundwerten sind daher bei Fließgewässern oftmals zeitlich begrenzt aufgrund des verfügbaren Datenpools (HELLMANN, 1999). Die Vorge- hensweise hat sich bspw. am Rhein als geeignet erwiesen, während eine Anwendung der Methode in SCHNEIDER et al. (2003) nur bedingt verwertbare Ergebnisse erbrachte.

Des Weiteren steht das Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) zur Trennung von überwiegend geogen und anthropogen beeinflussten Konzentrationen im Grund- wasser zur Verfügung. Es beruht auf einer Analyse der Häufigkeitsverteilungen der Messwerte. Mithilfe von Perzentilwerten werden der geogene Normalbereich sowie der Beginn der anthropogenen Beeinflussung definiert. Dem Grundgedanken von SCHLEYER & KERNDORFF (1992) folgend, widmeten sich KUNKEL et al. (2002/2004) der Entwicklung einer neuen Methodik, der Komponenten- separation. Unter Verwendung von Lognormalverteilungen sowie deren statistischen Parameter konnte die gemessene Konzentrationsverteilung in eine natürliche und eine anthropogen verursachte Komponente separiert werden. Durch die Identifizierung der natürlichen Komponente lassen sich geogene Hintergrundwerte objektiv und nachvollziehbar ableiten.

Ferner behandelte LUA BB (1999) diese Thematik vor dem Hintergrund der Überprä- gung der Einzugsgebiete der Spree und der Schwarzen Elster durch den Braunkohle- bergbau. Hierbei konnte auch die hydrogeochemische Modellierung mit Erfolg angewendet werden. Ebenso wurden bei der C&E im Rahmen gewässerchemischer Aus- wertungen gute Erfahrungen mit der hydrogeochemischen Modellierung gemacht. Auf der Basis der Thermodynamik von chemischen Gleichgewichten werden hierbei Zu- stände und Prozesse im aquatischen System berechnet und interpretiert. In Bezug auf die vorliegende Studie lässt sich die Problematik auf die Fragestellung reduzieren, welche Wasserzusammensetzung beim Kontakt mit Festphasen definierter mineralischer Zusammensetzung zu erwarten ist. Hierfür müssen die petrografischen Beson- derheiten des Einzugsgebietes bekannt sein. Von elementarer Bedeutung ist dabei das Vorhandensein umfangreicher wasserchemischer Analysen. Insbesondere der pH- Wert sowie die Redoxspannung Eh sind entscheidend, da diese die Stabilitätsbedin- gungen der Schwermetalle grundlegend bestimmen. Im Rahmen dieser Studie gilt es zu prüfen, inwiefern mithilfe der hydrogeochemischen Modellierung die Ableitung geogener Hintergrundwerte möglich ist.

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Referenzwerte geogener Hintergrundbelastungen für sächsische Fließgewässer ein- schließlich deren schwebstoffbürtige Sedimente werden in GREIF (2005) beschrieben. Auch die Prüfung der Umweltqualitätsnormen gemäß der Wasserrahmenrichtlinie (Richtlinie 2000/60/EG) wird vollzogen. In der umfangreichen Arbeit der GKSS (PRANGE et al, 1997) wurden im Wesentlichen Sedimentdaten der Elbe in die Ermitt- lung der geogenen Hintergrundwerte einbezogen. Der Geochemische Atlas der BRD (FAUTH et al., 1985) weist in Bezug auf die Ermittlung von geogenen Hintergrundwerten zwei Nachteile auf: a) er erfasst im derzeitigen Zustand nicht das Gebiet der neuen Bundesländer und b) selbst auf Nachfrage während des Projektes in SCHNEIDER et al. (2003) verblieben Unklarheiten bzgl. der Randbedingungen bei der Erhebung der Da- ten (Probennahme, Probenvorbehandlung), so dass die Nachvollziehbarkeit der Daten im Detail zu hinterfragen ist. Ferner steht die angekündigte Veröffentlichung einer überarbeiteten Auflage zum jetzigen Zeitpunkt noch aus.

Für einige Schwermetalle liegen seit Jahren zum Teil regional differenzierte Hinter- grundwerte vor: Dazu zählen die Arbeiten von RÖSLER & LANGE (1965/1975), der Ton- gesteinsstandard nach TUREKIAN & WEDEPOHL (1961) sowie die regionale geochemische Prospektion im Harz (RENTZSCH et al., 1984). Jüngere Arbeiten beschäftigen sich u. a. mit dem Einzugsgebiet der Saale (DEHNER, 2000; MÜLLER et al., 2003; HANISCH; 2005), weiterhin mit dem Einzugsgebiet der Schwarzen Elster (NAUMANN, 1997) und Weißen Elster (MÜLLER, 1998). Des Weiteren werden die in SCHNEIDER et al. (2003) ermittelten Ergebnisse zu Refe- renzbedingungen deutscher Fließgewässer unter Berücksichtigung der Fließgewässer- landschaftstypen nach BRIEM (2000) einbezogen. Hierfür wurden auch Daten säch- sisch-anhaltinischer Fließgewässermesspunkte ausgewertet. Die Untersuchungen ergaben, dass der geologische Untergrund entscheidenden Einfluss auf die Schwerme- tallgehalte im Fließgewässer hat. Aus diesem Grund wurde den schwermetallführen- den kristallinen Gebieten ein eigenständiger hydrochemischer Fließgewässerland- schaftstyp zugeordnet, die „metallogenen Landschaften“. Diese umfassen insbesondere erzführende Gebirge wie das Erzgebirge, den Harz und das Rheinische Schieferge- birge (vgl. Kapitel 4.3).

Unabhängig von der verwendeten Methodik ist für die Erhebung repräsentativer geogener Hintergrundwerte eine möglichst umfangreiche statistisch und analytisch belastbare Datenbasis an Messwerten sowohl von der Schwebstoffphase als auch von der Wasserphase die wichtigste Grundlage.

Im Folgenden werden ausgewählte methodische Ansätze näher betrachtet.

2.7.2 Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN

Die durch HELLMANN (1999) beschriebene Methode zur Ermittlung des geogenen Hin- tergrundwertes stützt sich auf Konzentrations-/Abflussbeziehungen. Demnach unterliegen Stoffkonzentrationen ständigen Schwankungen in Abhängigkeit von der Verdün- nung aufgrund der Abflussintensität. Unter der Annahme einer frachtkonstanten punkt- förmigen Abwassereinleitung kann man bezüglich der gelösten Substanzen einen hyperbolischen Abfall ihrer Konzentrationen mit zunehmendem Abfluss erwarten (positiver Ast einer Hyperbel). Die Konzentration der natürlichen Stoffe hingegen sollte in etwa gleich bleiben, so dass diese beiden Eigenarten eine hydrologisch fundierte Auf-

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gliederung der Gesamtkonzentration in einen anthropogenen und einen natürlichen Anteil ermöglichen können. Analog erwartet man, dass sich der geogene Bestandteil der Schwebstoffe ebenfalls unabhängig von der Höhe der Wasserführung verhält. Folglich sollten adsorbierte, eingetragene Spurenstoffe am hyperbolischen Abfall der Konzentrations-/Abflusskurve erkennbar sein. Schwierigkeiten ergeben sich allerdings, wenn es zu Wechselwirkungen zwischen Schwebstoffen und Wasserphase mit Stoff- austausch kommt. Dies wurde beispielsweise bei anlaufenden Hochwassern und der damit verbundenen Remobilisierung von Stoffen, die zuvor im Sediment fixiert waren, beobachtet. Auch diffuse Stoffeinträge (Landwirtschaft, urbane befestigte Gebiete, Luft) und Abbauvorgänge von organischen und anorganischen Substanzen können den Typ einer idealen Konzentrations-/Abflussbeziehung stören.

Eine ideale Konzentrations-/Abflussbeziehung wird in der Abbildung 2.5 veranschaulicht. Nach HELLMANN (1999) lassen sich anhand der Form der Beziehung folgende qualitative Aussagen machen: Ein steiler Abfall der Hyperbel deutet auf hohe anthropogene Einträge hin. Ein entsprechend abgeflachter hyperbolischer Verlauf zeigt eine Annäherung an das Background-Niveau. Wenn die Konzentrations-/Abflussbeziehung grafisch erhebliche Streuungen aufweist, ist von unregelmäßigen industriellen Einträ- gen auszugehen. Durch Erosion und Remobilisierung von aquatischen Sedimenten bei hohen Abflüssen kann folglich auch der Background-Wert ansteigen. Signifikante Kor- relationen zwischen der Leitfähigkeit und dem Abfluss lassen auf eine starke anorganische Verunreinigung schließen. (HELLMANN, 1999)

Konzentrations- / Abflussbeziehung des gelösten Chroms im Rhein bei Koblenz 1974 5 y = 4E-07x2 - 0,0031x + 6,8847 R2 = 0,873 4

Stoffkonzentration [µg/l] 1

0 0 1000 2000 3000 4000 5000 Abfluss in [m3/s]

Abbildung 2.5: Beispiel zur Konzentrations-/Abflussbeziehung für gelöstes Chrom 1974 im Rhein bei Koblenz (HELLMANN 1999, Abb. 2.52)

HELLMANN (1999) weist ebenfalls darauf hin, dass Stickstoffverbindungen schwierig interpretierbar sein können. Aufgrund bakterieller Stoffwechselprozesse können die Werte stark streuen oder gar keine erkennbare Beziehung zum Abfluss gewähren. Phosphate können ein ähnliches Verhalten aufzeigen. Letztlich sind die Ergebnisse von Konzentrations-/Abflussbeziehungen immer auch als „Stand der Abwasserbehand- lung“ im Einzugsgebiet zu interpretieren.

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Die Konzentrations-/Abflussbeziehung an einer ausgewählten Messstelle des Fließge- wässers lässt sich theoretisch für den Fall der natürlichen Wasserinhaltsstoffe, die nicht in chemisch-biologische Umsetzungen einbezogen sind, durch eine Gerade wiedergeben, die parallel zur Abszisse (= Abfluss) verläuft. Die Stoffkonzentration natürli- cher Substanzen ist von der Höhe des Abflusses unabhängig und konstant. Die Kon- zentration künstlich zugefügter Stoffe muss dann stets abfallen (in hyperbolischer Form), wenn der Abfluss steigt und die eingetragenen Stoffmassen annähernd konstant sind. Die Kombination von konstanter natürlicher Stoffkonzentration einerseits und gleich bleibender anthropogener Fracht andererseits führt zu Analysenergebnis- sen, die in der grafischen Darstellung den hyperbolischen Charakter umso stärker prä- gen, je mehr der anthropogene den natürlichen Anteil übersteigt. Die Ableitung zahlenmäßiger Background-Stoffkonzentrationen hat HELLMANN (1999) wie nachfolgend in Abbildung 2.6 veranschaulicht.

Schema zur grafischen Ermittlung des Backgrounds

Q - Abfluss K - anthropogene Stoffkonzentration B - Background

Stoffkonzentration K

Q2Q 4Q Abfluss

Abbildung 2.6: Schema zur Ermittlung des zahlenmäßigen Background-Wertes über die graphische Darstellung der Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN (1999, Abb. 2.72) Hierzu trägt man in der Konzentrations-/Abflusskurve die Hilfsgeraden bei den Abflüs- sen Q, 2Q und 4Q ein. Durch den entstandenen Schnittpunkt der Hilfsgerade bei 4Q mit dem Graph kann eine Parallele zur Abszisse eingezeichnet werden. Diese wiederum ermöglicht die Definition von 3K und entspricht der zugehörigen anthropogenen Stoffkonzentration. Durch Berechnen von K kann der Background im unteren Teil der Grafik abgelesen werden. Das erläuterte Verfahren der Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN bietet insbesondere beim Fehlen von Altdatensätzen eine alternative Möglichkeit, Referenz- bedingungen abzuleiten.

Eine Vereinfachung dieses Verfahrens kann durch Umformung der von HELLMANN verwendeten Modellgleichung (y = b/x + a) in eine linearisierte Modellgleichung (y = 1/x), die sich mit einer linearen Regression berechnen lässt, erfolgen. Als vorteilhaft stellt sich hier die bessere Handhabbarkeit mit gängigen Programmen (MS Office) heraus.

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Mit der ermittelten Regressionsgleichung kann der geogene Hintergrundwert selbst bei maximal beobachtetem Abfluss für den jeweiligen Datensatz einfach berechnet werden. (SCHNEIDER et al., 2003)

2.7.3 Verfahren nach Schleyer & Kerndorff

SCHLEYER & KERNDORFF (1992) widmeten sich einer umfassenden Bestandsaufnahme der Grundwasserbeschaffenheit in der ehemaligen Bundesrepublik Deutschland. Die Arbeit beabsichtigte die Erfassung und Charakterisierung der geogenen Schwan- kungsbreiten von Konzentrationen wesentlicher Grundwasserinhaltsstoffe in den wesentlichen Grundwasserleitern der BRD (West), sowie deren Abgrenzung gegenüber anthropogen beeinflussten Konzentrationen und die darauf basierende Ableitung entsprechender Referenzbereiche und Orientierungswerte für den Grundwasserschutz. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992) Grundlage dieser Untersuchungen bildeten überwiegend Grundwasseranalysen von Wasserversorgungsunternehmen. Deren gleichmäßige Verteilung über die Fläche der BRD (West) sowie die regelmäßige Überwachung der Grundwässer wirkte sich hierbei vorteilhaft aus. Damit wurde weitestgehend sichergestellt, dass die Grundwässer keinen anthropogenen Einflüssen unterliegen, da den Wasserwerken ein Eigeninteresse an reinem Rohwasser unterstellt werden kann. Ergänzend wurden ebenfalls chemische Analysen eigener Untersuchungen hinzugezogen. Die Daten umfassten neben allgemeinen Daten zum Standort auch chemisch- physikalische Milieuparameter, anorganische sowie organische Parameter. Insgesamt gingen 113 Parameter in die Auswertung ein, wobei dies die Anzahl der maximal gemessenen Parameter darstellt und daher bei keiner Analyse eine vollständige Bele- gung mit Daten erfährt. Nach der Datenaufbereitung beinhaltete der Datensatz 2793 Grundwasseranalysen von 186 Standorten (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992).

Der überwiegende Teil der Datenauswertung befasst sich mit der parameterweisen Erfassung der Konzentrationsspektren und ihrer statistischen Parameter. Die anorganischen Parameter wurden sowohl differenziert nach der Geologie des Aquifers als auch diesbezüglich undifferenziert ausgewertet. Da die Anzahl der Messwerte bei den organischen Parametern geringer war als bei den anorganischen und die organischen Parameter mit Ausnahme des DOC ausschließlich anthropogen bedingt sind, wurde auf eine nach der Geologie differenzierte Auswertung verzichtet. (SCHLEYER & KERN- DORFF, 1992)

Die statistische Auswertung erfolgte zum einen auf der Basis der Einzelwerte (d.h. sämtlicher Messwerte eines Parameters) und zum anderen auf der Basis der Mittelwer- te. Die Mittelwertberechnung erfolgte parameter- und standortbezogen. Anlass hierfür war die angetroffene Heterogenität bezüglich der Anzahl der Messwerte pro Standort (Wasserwerk). Mithilfe der Mittelwerte wurde demzufolge eine Gleichgewichtung der Wasserwerke erreicht. Nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) erfolgte eine statistische Auswertung sowohl der Einzelmesswerte als auch der Mittelwerte nur bei einer Anzahl von mindestens 10 vorliegenden Werten. Folgende statistische Parameter wurden für jede Datengruppe ermittelt: Anzahl der Messwerte, Anzahl der Messwerte oberhalb und unterhalb der Nachweisgrenze, Nachweishäufigkeit, arithmetisches Mittel, Standardabweichung, Minimum, Maximum und eine Reihe von Perzentilwerten. Für die Interpretation der Ergebnisse und die Ableitung von Orientierungswerten wurde den Perzentilwerten eine

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entscheidende Rolle zugeteilt, da sie im Gegensatz zum arithmetischen Mittelwert oder der Standardabweichung unabhängig vom statistischen Verteilungstyp der Messwerte, stets korrekt bestimmbar sowie sinnvoll interpretierbar sind. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Die Abbildung 2.7 gibt die Art der grafischen Ergebnisdarstellung wieder. Die Grafik ist gekennzeichnet durch die logarithmische Unterteilung der Abszisse (Konzentration), durch die Darstellung der Häufigkeitsverteilung (linke Ordinate) und der Summenhäu- figkeit (rechte Ordinate). Die Logarithmen der Messwerte sind in Klassen mit einer Klassenbreite von 0,2 klassiert, d.h. eine Zehnerpotenz wird durch fünf Klassen abgedeckt. Besonders deutlich wird das Konzentrationsspektrum durch das Spannweiten- diagramm (Boxplot) am unteren Rand der Grafik. Die Grenzen ihrer unterschiedlich breiten Zonen markieren markante Perzentilwerte. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Abbildung 2.7: Beispiel für die Darstellung der Konzentrationsverteilung eines Parameters (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992, S.25)

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Abbildung 2.8: Schematische Darstellung der Überlappung zweier Häufigkeitsverteilungen aus überwiegend geogenen und anthropogen beeinflussten Konzentrationen eines Parameters (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992, S.29) Zur Ableitung von Orientierungswerten zogen die Autoren – wie bereits erwähnt – bevorzugt bestimmte Perzentilwerte, die den jeweiligen prozentualen Anteil der Messwer- te ausgrenzen, heran. Dabei wurde davon ausgegangen, dass die Konzentrations- und Messspektren bei den anorganischen und den chemisch-physikalischen Parametern aus zwei Häufigkeitsverteilungen zusammengesetzt sind: einer Verteilung aus geogenen Werten und einer Verteilung aus anthropogen beeinflussten Werten (Abbildung 2.8). Man erkennt, dass der Anteil der rein geogenen Werte die anthropogen beeinflussten – abhängig vom Parameter mehr oder weniger stark – übertrifft. Die Überlage- rung beider Verteilungen führt zu einer Mischverteilung, aus der die ursprünglichen Teilverteilungen nicht mehr rekonstruierbar sind. Dennoch wird nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) jedes Konzentrations- oder Messwertspektrum in folgende drei Teilbereiche untergliedert: 1. überwiegend geogener Bereich („Normalbereich“), 2. Überlappungsbereich aus geogenen und anthropogen beeinflussten Mess- werten, 3. überwiegend anthropogen beeinflusster Bereich. Da sich diese drei Bereiche mehr oder weniger stark überlappen, ist eine klare Grenz- ziehung zwischen ihnen nicht möglich. Jede Grenzziehung schneidet randliche Anteile der benachbarten Bereiche ab und ordnet sie diesen zu. Damit bleibt jede Grenzzie- hung ein Kompromiss. Die Autoren zielten deshalb darauf ab, die Lage der Grenzen so zu wählen, dass die randlich abgeschnittenen Anteile der Bereiche minimiert und die Wahrscheinlichkeit von einem in den anderen Bereich zu wechseln optimiert wird. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Als Obergrenze des „Normalbereiches“ wurde der 84,1%-Perzentilwert definiert. „Nor- mal“ bedeutet in diesem Fall „natürliche“ bzw. „ganz überwiegend geogen bedingte“ Messwerte. Dass in diesem Bereich auch einzelne anthropogen beeinflusste Konzent-

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rationen liegen können, kann aus genannten Gründen nicht ausgeschlossen werden. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992) Die Wahl des 84,1%-Perzentilwertes als Obergrenze des „Normalbereichs“ erfolgte aus zwei Gründen: Zum einen entspricht er im Falle einer Normalverteilung der Sum- me aus Mittelwert und der einfachen Standardabweichung. Graphisch würde diese Grenze durch den rechten Wendepunkt einer glockenförmigen Häufigkeitsverteilung markiert. Der zweite Grund ist die Nachweishäufigkeit der rein anthropogenen organischen Parameter. Im Gegensatz zu den anorganischen und chemisch-physikalischen Parametern ist bei den organischen Parametern ein positiver Nachweis gleich bedeutend mit dem Nachweis einer anthropogenen Beeinflussung. Aus diesem Grund ist deren Konzentrationsverteilung einer rein anthropogenen Verteilung gleichzusetzen. In den Untersuchungen der Autoren hatte der Summenparameter AOX mit 22,7%, gefolgt von Trichlorethen und Tetrachlorethen mit 18,3 bzw. 18,2% die höchste Nachweishäu- figkeit. Dies bedeutet, dass der Anteil der durch diese Parameter unbeeinflussten Grundwässer 78% (AOX) bzw. 82% (Tri- und Tetrachlorethen) beträgt. Die gute Über- einstimmung dieser Werte mit dem 84,1%- Perzentilwert sowie das erstgenannte Ar- gument machen denn 84,1%-Perzentilwert zu einer gut begründbaren oberen Abgren- zung des anthropogen unbeeinflussten „Normalbereichs“. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Über dem „Normalbereich“ liegende Messwerte bedeuten jedoch nicht notwendigerweise eine anthropogene Beeinflussung. Der 84,1%-Perzentilwert ist vielmehr als definierte Untergrenze des Überlappungsbereichs zwischen unbeeinflussten und anthropogen beeinflussten Konzentrationen zu verstehen. Liegen die Konzentrationen eines Stoffs über dem „Normalbereich“, sollte deshalb die Möglichkeit einer anthropogenen Beeinflussung nicht ausgeschlossen werden.

Als Obergrenze dieses Überlappungsbereichs, d.h. als Beginn des Bereichs, ab dem die Konzentrationen mit hoher Wahrscheinlichkeit anthropogen beeinflusst sind, wird als zweiter Orientierungswert der 95%-Perzentilwert definiert. Sinn dieses Orientie- rungswertes ist es, dass bei seinem Erreichen oder Überschreiten eine Ursachensuche stattfinden sollte, da eine hohe Wahrscheinlichkeit anthropogenen Einflusses gegeben ist. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Für bestimmte Parameter (z.B. pH-Wert) sind auch Untergrenzen sinnvoll. Als Unter- grenze wurde die am Median gespiegelte Obergrenze definiert, der 15,9%- Perzentilwert. Dieser entspricht bei einer Normalverteilung dem Mittelwert abzüglich der Standardabweichung. Innerhalb des Normalbereichs liegen somit 68,3% der Messwerte, die auch als zentrale 68,3%-Masse bezeichnet werden. Analog zur Herlei- tung des 15,9%-Perzentilwerts wurde der zweite Orientierungswert ebenfalls am Medi- an gespiegelt. Damit grenzt der 5%-Perzentilwert den darunter liegenden, überwiegend anthropogen beeinflussten Bereich ab. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Bei einer genügend großen Anzahl vorhandener Messwerte werden stets die Perzen- tilwerte aus der Mittelwert-Auswertung (Mittelwerte der einzelnen Wasserwerke) zur Ableitung der Orientierungswerte genutzt, die Orientierungswerte selbst sind gerundete Perzentilwerte. Die nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) ermittelten Hintergrundwerte werden auszugsweise in Tabelle 2.8 dargestellt.

Datum: 25.01.2010 51 Abschlussbericht

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Abschließend bemerkten die Autoren die sehr gute Übereinstimmung der mit diesem Schema hergeleiteten Orientierungswerte und Referenzbereiche mit Erfahrungswerten. Nur in Einzelfällen, beispielsweise beim Nitrat, widersprechen sich Erfahrungswerte und abgeleitete Orientierungswerte. Die Ursache liegt – den Angaben der Autoren zufolge – in einem offensichtlich hohen Anteil bereits anthropogen beeinflusster Konzent- rationen, sodass der 84,1%- und der 95%- Perzentilwert bereits deutlich im Bereich anthropogen beeinflusster Konzentrationen liegen. Beim Nitrat werden deshalb nur eingeschränkt Orientierungswerte abgeleitet, in wenigen anderen begründeten und markierten Einzelfällen wird auf den 90%- Perzentilwert zurückgegriffen. Ein untergeordneter Anteil befasste sich mit den Auswertungen mehrerer Parameter. Die Analyse der Hauptkationen und -anionen können als Maß für die Gesamtminerali- sation eines Grundwassers herangezogen werden. Durch die Auswertung der Ionen- summen konnte auf eine gute Qualität der Analysen geschlossen werden. Allerdings ließen nur knapp 35% der Daten diese Art der Auswertung zu, da nur jene Analysen herangezogen werden können, die einen vollständigen Datensatz hinsichtlich der Hauptionen aufweisen. Ähnliches gilt auch für die Darstellung im Piper-Diagramm, welches auf der Grundlage der Kationen Na+ + K+, Ca2+ und Mg2+ sowie der Anionen - - 2- - HCO3 , Cl und SO4 + NO3 eine Klassifizierung der untersuchten Grundwässer zu- lässt. (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992)

Datum: 25.01.2010 52 Abschlussbericht

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Tabelle 2.8: Ausgewählte Orientierungswerte und Referenzbereiche für das Grundwas- ser nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) geogener Normalbereich Beginn anthropogen Parame- Aquifergruppe (zentrale 68,3%-Masse) beeinflusster Bereich ter 15,9%-P. 84,1%-P. 95%-P. undifferenziert < 0,5 1 2,5 Lockersedimente < 0,5 1,0 3,5

g/l] Kalk/Dolomit < 0,5 1,5 2,0 μ [

Cr ges. Buntsandstein < 0,5 1,5 2,5 sonst. Festgestein < 0,5 1,0 1,5 undifferenziert < 1 5,0 12

Lockersedimente < 1 5,5 14 2+ g/l] Kalk/Dolomit < 1 2,0 3 μ Ni [ Buntsandstein < 1 4,5 6 sonst. Festgestein < 1 5,5 11 undifferenziert < 10 170 290

Lockersedimente < 10 150 310 2+

g/l] Kalk/Dolomit < 10 50 140 μ Zn [ Buntsandstein < 10 85 160 sonst. Festgestein < 10 230 350 undifferenziert < 0,5 2 7

Lockersedimente < 0,5 2 6 2+

g/l] Kalk/Dolomit < 0,5 2 6 μ Pb [ Buntsandstein < 0,5 2,5 5 sonst. Festgestein < 0,5 0,9 5 undifferenziert < 0,1 0,1 1,1

Lockersedimente < 0,1 0,1 0,4 2+

g/l] Kalk/Dolomit < 0,1 0,2 1 μ Cd [ Buntsandstein < 0,1 0,2 0,9 sonst. Festgestein < 0,1 < 0,1 1,1 undifferenziert < 0,1 < 0,1 0,1 Lockersedimente < 0,1 < 0,1 < 0,1

g/l] Kalk/Dolomit < 0,1 < 0,1 < 0,1 μ [

Hg ges. Buntsandstein < 0,1 < 0,1 < 0,1 sonst. Festgestein < 0,1 < 0,1 0,1 undifferenziert < 0,5 1,5 8 Lockersedimente < 0,5 1,5 8

g/l] Kalk/Dolomit < 0,5 < 0,5 0,7 μ [

As ges. Buntsandstein < 0,5 4,5 9 sonst. Festgestein < 0,5 2 4

2.7.4 Komponentenseparation nach KUNKEL et al.

KUNKEL et al. (2004) entwickelten im Rahmen des Vorhabens „Die Ausweisung der natürlichen, ubiquitär überprägten Grundwasserbeschaffenheit in Deutschland“ eine

Datum: 25.01.2010 53 Abschlussbericht

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Methode, mit der die stoffspezifischen natürlichen von den anthropogen bedingten Stoffgehalten des Grundwassers abgetrennt werden können. Um hierbei die unterschiedlichen in Deutschland großräumig auftretenden petrografischen, hydrodynamischen und stratigrafischen Verhältnisse in ihrem Einfluss auf die Grundwasserbeschaf- fenheit zu berücksichtigen, wurde eine Differenzierung der Grundwasserleiter in 17 hydrogeologische Bezugseinheiten (vgl. Abbildung 2.9) vorgenommen (KUNKEL et al., 2004).

Abbildung 2.9: Hauptverbreitungsgebiete der hydrogeologischen Bezugseinheiten (KUNKEL ET AL., 2004) Die Datengrundlage dieses Projektes beruhte auf Grundwasserbeschaffenheitsdaten der Bundesländer. Die etwa 154.000 Proben aus ca. 40.000 Grundwassermessstellen wurden (soweit möglich) den entsprechenden hydrogeologischen Einheiten zugeordnet, hinsichtlich ihres Formates homogenisiert und in einer Datenbank zusammenge- führt. Anschließend wurden Plausibilitätstest von Einzelanalysen durchgeführt und

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Zeitreihen durch Medianbildung eliminiert. In die Auswertung gingen schließlich noch ca. 26.000 Messstellen aus 17 hydrogeologischen Bezugseinheiten ein. (KUNKEL et al., 2004)

Das zur Ableitung der natürlichen Grundwasserbeschaffenheit entwickelte Verfahren beruht auf der Analyse der Konzentrationsverteilung des beobachteten Konzentrati- onsprofils. Unter der Voraussetzung, dass sich die Konzentrationsverteilung eines Grundwasserparameters aus unbeeinflussten Messstellen von der aus den beeinflussten Messstellen unterscheiden, können diese beiden Komponenten separiert und die natürliche Komponente identifiziert werden. Dies erfolgte durch die Kenngrößen von Verteilungsfunktionen (u. a. Median, Streubreite), die auf Basis der beobachteten Wer- te ermittelt wurden. Die Verteilung ergab sich aus einer Gruppierung der Konzentratio- nen in Klassen, deren Breite bzw. Anzahl von der Zahl der eingehenden Messwerte und der Konzentrationsspanne abhing. Die Klassenhäufigkeiten wurden durch eine Wahrscheinlichkeitsfunktion beschrieben und als kontinuierliche Verteilungsfunktion dargestellt (Abbildung 2.10). (KUNKEL et al., 2004)

Abbildung 2.10: Klassenbildung und abgeleitete Verteilungskomponenten am Beispiel der Natriumkonzentration in den Sanden und Kiesen des Norddeutschen Flach- landes (KUNKEL et al. 2004) Ein anthropogen unbeeinflusstes Grundwasser wird bestimmt durch die reaktiven Wechselwirkungen des Grundwassers mit dem durchströmten Gestein. Die Konzentra- tionsverteilung eines Grundwasserinhaltsstoffes ist daher das Resultat eines komplexen Gleichgewichtes der Konzentrationen und Löslichkeiten einer Vielzahl von Stoffen. Bei derartigen Abhängigkeiten treten oftmals Lognormalverteilungen auf.

Nach KUNKEL et al. (2004) ergab die Analyse der auftretenden Konzentrationsspektren, dass der untere Konzentrationsbereich mit hohen Häufigkeiten sowie der höhere Kon- zentrationsbereich mit geringeren Häufigkeiten mit hoher Signifikanz von einem asym- metrischen Verlauf bestimmt werden, welche sich durch Lognormalverteilungen beschreiben lassen. Diese überlagernden Häufigkeitsverteilungen entsprechen der natür- lichen und der beeinflussten Komponente:

beob ()nat ()+= beein ()cfcfcf

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mit: beobachtete Konzentrationsverteilung beob ()cf : natürliche Komponente in der beobachteten Konzentrati- nat ()cf : onsverteilung beeinflusste Komponente in der beobachteten Konzentrati- beein ()cf : onsverteilung c : Konzentration einer Grundwasserinhaltsstoffes

KUNKEL et al. (2004) stellten fest, dass die natürliche Komponente fnat mit hoher Signifi- kanz lognormalverteilt ist: 2 1 ⎛ ()c /ln μ ⎞ ⋅− ⎜ ⎟ 1 2 ⎝ σ ⎠ nat cf )( = ⋅ e 2 σπ ⋅⋅ c

mit: natürliche Komponente in der beobachteten Konzentrati- nat ()cf : onsverteilung c : Konzentration einer Grundwasserinhaltsstoffes σ : Streubreite der Verteilung μ : Median der Verteilung

Nach KUNKEL et al. (2004) setzt sich die beeinflusste Komponente aus der natürlichen Komponente und anthropogenen Stoffeinträgen zusammen. Im Allgemeinen kann nicht festgestellt werden, ob und in welchem Umfang die an einer Grundwassermessstelle gemessenen Konzentrationen auf anthropogene Stoffeinträge zurückzuführen sind. Bei der Betrachtung mehrerer Messstellen einer hydrogeologischen Einheit können jedoch auch die anthropogenen Einträge durch eine Konzentrationsverteilung fanth beschrieben werden. Die anthropogene Verteilungsfunktion fanth kann als unabhängig von der natür- lichen Verteilung fnat eines Grundwasserparameters angesehen werden, da die Stoff- einträge in den Boden und damit auch die Stoffausträge aus dem Sickerwasser unab- hängig vom Lösungsgehalt des Grundwasser sind. (KUNKEL et al., 2004) Die Verteilung fbeein (c) der beobachteten Konzentrationen ergibt sich damit aus einer Überlagerung der beiden Einzelverteilungen in Form eines Faltungsintegrals: ∞ ξ )( ⋅−= dcfcfcf ξ beein () ∫ nat anth () 0 mit: cf : Konzentrationsverteilung der beeinflussten Komponente beein () natürliche Komponente in der beobachteten Konzentrati- nat ()cf : onsverteilung cf : Konzentrationsverteilung der anthropogenen Stoffeinträge anth () c : Konzentration einer Grundwasserinhaltsstoffes Integrationsparameter ξ :

Dieser Beziehung liegt die Vorstellung zugrunde, dass sich die Verteilung der beeinflussten Komponente für eine bestimmte Konzentration c aus der Häufigkeit der natür- lichen Komponente fnat an der Stelle c − ξ und den durch die Verteilung fanth gewichte- ten anthropogenen Einträgen zusammensetzt. Der Einfluss dieser Überlagerung wird in Abbildung 2.11 veranschaulicht.

Datum: 25.01.2010 56 Abschlussbericht

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Anthropogene Einträge

Beeinflusste Komponente fanth f (c)

fbeein

0 50 100 150 200 250 300 Faltung f (c) Konzentration c

Natürliche Komponente

0 50 100 150 200 250 300 Konzentration c fnat f (c) ⎛ ⎛ ⎞ ⎞2 1 ⎜ ⎜ c /ln μ ⎟ ⎟ ⎜ ⎝ ⎠ ⎟ ⋅− ⎜ ⎟ 1 2 ⎜ σ ⎟ f = ⋅e ⎝ ⎠ beein 2 σπ ⋅⋅ c 0 50 100 150 200 250 300 Konzentration c

Beobachtetes Konzentrationsprofil

f (c) = f (c) + f (c) ⎛ ⎛ ⎞ ⎞2 fbeob beob nat beein 1 ⎜ ⎜ c /ln μ ⎟ ⎟ ⎜ ⎝ ⎠ ⎟ ⋅− ⎜ ⎟ 1 2 ⎜ σ ⎟ f = ⋅e ⎝ ⎠ nat 2 σπ ⋅⋅ c f (c)

0 50 100 150 200 250 300 Konzentration c

Abbildung 2.11: Schematische Darstellung der Einflüsse auf die Zusammensetzung des beobachteten Konzentrationsprofils (modifiziert nach KUNKEL et al., 2004) Die anthropogene Verteilung (links oben) und die natürliche Verteilung (links unten) weisen im Allgemeinen, da sie unabhängig voneinander zu betrachten sind, eine unterschiedliche Form, Breite und Median auf. Die Faltung beider Beiträge (rechts oben) führt zu einer deutlich verbreiterten und zu höheren Konzentrationen hin verschobenen resultierenden Verteilung. Die Form dieser Verteilung ergibt sich auf meist nicht analytische Weise aus den Primärverteilungen. Die beeinflusste Komponente kann jedoch in sehr guter Näherung durch eine Lognormalverteilung beschrieben werden. (KUNKEL et al., 2004)

Zur Ableitung der natürlichen Grundwasserbeschaffenheit wurde das gemessene (beobachtete) Konzentrationsprofil eines Grundwasserparameters zunächst in zwei Ein- zelverteilungen separiert. Die beobachtete Konzentrationsverteilung fbeob wurde durch fünf unabhängige Parameter beschrieben. Dabei handelte es sich um die Mediane μnat und μbeein, die Streubreiten σnat und σbeein der beiden Einzelverteilungen sowie der An- teil der natürlichen Komponente an der Gesamtverteilung:

()()c −lnln (μ )2 ()()c −lnln (μ )2 ⎛ − nat − beein ⎞ B ⎜ A 2⋅σ 2 ()1− A 2⋅σ 2 ⎟ cf = ⋅⋅ e nat + ⋅ e beein beob () ⎜ ⎟ 2π ⋅ c ⎜σ nat σ beein ⎟ ⎝ ⎠ mit: cf : beobachtete Konzentrationsverteilung beob ()

Datum: 25.01.2010 57 Abschlussbericht

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A: Anteil der natürlichen Komponente an der beobachteten Verteilung S : Breite der Konzentrationsklassen c : Konzentration einer Grundwasserinhaltsstoffes σ : Streubreite der Verteilung μ : Median der Verteilung

Mittels eines Iterationsverfahrens wurden dann die Parameterwerte ermittelt, für die sich eine optimale Übereinstimmung zwischen der beobachteten Häufigkeitsverteilung und der Summe der berechneten Komponentenhäufigkeit ergab.

Die bei niedrigen Konzentrationen dominante lognormalverteilte Komponente wurde generell der natürlichen Grundwasserbeschaffenheit zugeschrieben. Die natürliche Komponente repräsentiert die Auswirkungen aller Einflussfaktoren, welche die Grund- wasserbeschaffenheit großräumig bestimmen. Dies sind überwiegend die geogenen Einflüsse und die Einflüsse der ubiquitären Überprägung. In diesem Sinne entspricht die natürliche Komponente der natürlichen, ubiquitär überprägten Grundwasserbe- schaffenheit. Ist eine zweite Komponente bei höheren Konzentrationen auszugliedern, kann diese im Allgemeinen als Konsequenz den Wirkungen aller anderen Einflussfak- toren auf die Grundwasserbeschaffenheit zugeordnet werden. Damit repräsentiert diese Komponente die Überlagerung von (anthropogen) beeinflussten und unbeeinflussten Einflüssen auf die Grundwasserbeschaffenheit sowie die auf lokaler Skala wirkenden, als untypisch bzw. anormal einzustufenden lithogenen Einflüssen. In diesem Sin- ne wurde dieser Anteil der beobachteten Verteilung eines Grundwasserparameters als beeinflusste Komponente bezeichnet. (KUNKEL et al., 2004)

Die natürliche, ubiquitär überprägte Grundwasserbeschaffenheit wurde aus der natürli- chen Konzentrationsverteilungsfunktion mithilfe von Perzentilwerten abgeleitet. Aus Gründen der Übertragbarkeit wählten KUNKEL et al. das 10%- und 90%-Perzentil, da diese schon in vorangegangenen Untersuchungen Anwendung fanden. Die Autoren verwiesen diesbezüglich auf die Arbeiten von LfU BW (1994), HLfU (1998) und LUA BB (1996).

Tabelle 2.9: Ausgewählte geogene Hintergrundwerte (in µg/l) für das Grundwasser nach KUNKEL et al. (2004) Parameter (Einheit: µg/l) As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Sn Sr Zn 19 0 - 10 m 4,4 0,3 2,3 10 0,3 13 4,3 - 681 Sande und Kiese 6 Norddeutschland 10 - 25 m 2,7 0,54 4,2 8 0,29 16 8,5 - 805 91 (Entnahmetiefe) 25 - 50 m 2,2 0,38 1,9 9,9 0,56 4,3 5,9 0,003 516 49 Schotter, Moränen, Alpenvorland 1,4 0,15 3,6 7,4 0,01 2,2 0,47 0,2 343 33 Tertiäre Sedimente 2,9 0,09 3,1 4,1 0,1 3,4 2 0,09 595 56 Kalksteine Oberen Jura 1,3 0,23 1,7 1 0,06 0,95 0,7 0,13 131 14 191 Kalksteinfolgen Muschelkalk 1,8 0,18 1,3 0,89 0,08 6,1 2 1,8 14 2 256 paläozoische Kalksteine 4,5 0,23 6,6 7,3 0,33 13 6,8 3,3 65 5 326 karbonatische Wechselfolgen 1,8 0,2 3,2 19 0,11 5,7 1,9 0,22 11 6

Datum: 25.01.2010 58 Abschlussbericht

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Sandsteine und silikatische Wech- 4,9 0,22 3,5 20 0,03 7,6 1,5 0,16 896 30 selfolgen Sandsteinfolgen Buntsandstein 3,1 0,41 2 2,6 0,08 4,4 0,75 1,1 544 17 Paläozoische Sedimentgesteine 1,6 0,14 0,03 11,1 0,09 5 1,5 3,3 900 47 Vulkanite 1 0,04 0,02 1,3 0,03 0,13 0,07 0,05 261 20 Magmatite und Metamorphite 2,5 0,36 1,3 28 0,08 8,5 0,33 0,07 168 12 Blaue Zahl: mit Unsicherheiten behaftete Referenzwerte (Werte beruhen entweder auf der Grundlage statistisch unzureichender Daten, fehlenden Angaben aus einigen Regionen oder der Dominanz von Wer- ten unter der Bestimmungsgrenze)

2.7.5 Tongesteinsstandard nach TUREKIAN & WEDEPOHL

In vielen Veröffentlichungen findet im Kontext der geogenen Hintergrundwerte der so genannte „Tongesteinsstandard“ Anwendung. Dieser begründet sich in einem umfangreichen Literaturstudium der Autoren TUREKIAN & WEDEPOHL (1961). Die Autoren ver- fassten hierbei eine umfangreiche tabellarische Zusammenstellung über die geochemische Verteilung der Elemente weltweit. Eine solche Zusammenstellung sollte nicht als eine Konzeption allgemeiner Gültigkeit oder als alleinige Bezugsquelle einer Auswertung dienen, da eine Literaturrecherche in diesem Maßstab immer große Unsicherheiten mit sich bringt. Zu nennen sind in diesem Zusammenhang die Probenahme, die Zuverlässigkeit der Analytik oder auch die Interpretationen des Autors des jeweiligen Literaturbezugs. (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961)

TUREKIAN & WEDEPOHL (1961) wählten drei große Gesteinsgruppen aus:

Vulkanische Gesteine à Ultrabasische Gesteine (auch Peridotite) à Magmatische Tiefengesteine (Granit, Granodiorit, Syenit) à Basalt Sedimentgesteine à Schiefer à Sandstein à Karbonatgesteine Tiefseesedimente à Karbonatgesteine à Ton

In Anbetracht der enormen Vielfalt an Gesteinsarten unterliegt die Zusammenstellung der Daten zu einem gewissen Teil der Willkürlichkeit. So weisen gerade die Sediment- gesteine eine weitaus größere Komplexität auf, als betrachtet werden konnte. (TUREKI- AN & WEDEPOHL, 1961)

Bei den metamorphen Gesteinen wurde postuliert, dass diese im Allgemeinen die chemische Zusammensetzung ihrer nicht umgewandelten Äquivalente beibehalten. Aus diesem Grund wurden diese nicht separat behandelt. Allerdings weisen die Auto- ren darauf hin, dass bspw. Schieferproben höhere Elementkonzentrationen aufweisen können als der restliche Teil des Gesteins. Dabei repräsentiert eben dieser „restliche

Datum: 25.01.2010 59 Abschlussbericht

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Teil“ die eigentliche Zusammensetzung des originalen Äquivalents. (TUREKIAN & WE- DEPOHL, 1961)

In der Veröffentlichung der Autoren findet man eine ausführliche elementspezifische Beschreibung der Literaturbezüge hinsichtlich der Datenauswahl.

Die Tabelle 2.10 stellt die Ergebnisse von TUREKIAN & WEDEPOHL (1961) an einigen ausgewählten Elementen dar.

Tabelle 2.10: Konzentrationen ausgewählter Elemente nach TUREKIAN & WEDEPOHL (1961)

Element (in mg/kg) Zn Cd Ni Pb Hg Cu As Cr Ultrabasisch 50 0,X 2000 1 0,0X 10 1 1600 Basalt 105 0,22 130 6 0,09 87 2 170 Grundge- Ca-reich 60 0,13 15 15 0,08 30 1,9 22 birge Granit Ca-arm 39 0,13 4,5 19 0,08 10 1,5 4,1 Syenite 130 0,13 4 12 0,0X 5 1,4 2 Tongestein 95 0,3 68 20 0,4 45 13 90 Sediment- Sandgestein 16 0,0X 2 7 0,03 X 1 35 gesteine Karbonatgestein 20 0,035 20 9 0,04 4 1 11

Tiefsee- Karbonat 35 0,0X 30 9 0,0X 30 1 11 Sedimente Ton 165 0,42 225 80 0,X 250 13 90

Der Tongesteinsstandard kann zur Beurteilung der anthropogenen Belastung durch Schwermetalle in Sedimenten und Böden herangezogen werden und leitet sich aus dem Tongestein (Tabelle 2.10) ab. Dass dem Tongesteinsstandard in der Literatur eine große Rolle zugeschrieben wird, steht im Zusammenhang mit den Eigenschaften des Tongesteins. Diese weisen aufgrund ihrer feineren Korngrößenbereiche eine große spezifische Oberfläche auf, die sehr starke Adsorptionsmöglichkeiten bietet. Außerdem weisen Tongesteine einen viel komplexeren Aufbau auf, bei dem die eigentlichen Tonminerale (Phyllosilikate aus der Reihe der Kaolinit-, Illit-, Smectit- und Chlorit- Gruppe) und darüber hinaus der höhere Gehalt an organischer Substanz eine wichtige Rolle spielen und insbesondere bei Austauschprozessen mit dem Porenwasser bei Böden von Bedeutung sind. Hieraus ergibt sich zwangsläufig, dass bei einer verglei- chenden Bewertung von Konzentrationsveränderungen ein definiertes, dem Tonge- stein entsprechendes Korngrößenspektrum ausgewählt werden sollte. Zahlreiche systematische Untersuchungen haben ergeben, dass der Korngrößenbereich von < 20 µm hierfür am besten geeignet ist. (GUDERIAN & GUNKEL, 2000)

In Abschnitt 2.7.6 wird u. a. auf die klassische geochemische Bewertung von Schwer- metallgehalten in Sedimenten, die auf dem Tongesteinstandard basiert, eingegangen.

Datum: 25.01.2010 60 Abschlussbericht

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2.7.6 Methode nach Greif

Für die geochemische Bewertung von Sedimentdaten wurde die Arbeit von GREIF (2005) herangezogen. Das Projekt „Ableitung von Referenzwerten geogener Hinter- grundbelastungen für Schwermetalle in der Wasserphase sowie im schwebstoffbürti- gen Sediment sächsischer Fließgewässer“ ist thematisch sehr eng an die vorliegende Arbeit geknüpft. Ziel des Projektes war die gewässerspezifische Beurteilung der natür- licherweise vorhandenen geogenen Schwermetallgehalte in sächsischen Fließgewäs- sern vor dem Hintergrund der bestehenden bzw. abzuleitenden Umweltqualitätsnor- men in den Listen der „Flussgebietsspezifischen Schadstoffe“ sowie der „Prioritären Stoffe“ gemäß der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie.

Als Datengrundlage standen umfangreiche Untersuchungen aus dem Landes- Messnetz-Programm zur Oberflächenwasserbeschaffenheit des Sächsischen Lan- desamtes für Umwelt und Geologie (LfUG) zur Verfügung (KGF < 20 μm). Weiterhin wurde auf die prospektionsorientierten Bachsedimentanalysen (KGF < 200 μm) der Grundgebirgseinheiten des damaligen Zentralen Geologischen Institutes Berlin (PÄL- CHEN et al., 1982) und auf ergänzende Untersuchungen nach gleichem Schema in Nordsachsen (PÄLCHEN et al., 1998) zurückgegriffen.

Es stellte sich heraus, dass die Daten des LfUG nicht den Anforderungen an die Ermitt- lung geogener Hintergrundwerte genügen, da die Probenahmestellen bevorzugt an den Mündungen in die höherrangigen Gewässer liegen und so gewählt sind, dass die Summe der Belastungen ermittelt wird. Der Zustand an den Oberläufen der Fließge- wässer (ohne anthropogene Belastung) wird nicht erfasst. Demgegenüber lieferten die Daten aus der geochemischen Bachsedimentprospektion der 70er und 80er Jahre des 20. Jahrhunderts durch die bevorzugte Beprobung der Oberläufe einen breiten Quer- schnitt über das Einzugsgebiet der grundgebirgsgeprägten Einzugsgebiete.

GREIF (2005) setzte sich auch mit der Problematik der Kompatibilität der in den unterschiedlichen Vorhaben verwendeten Korngrößenfraktionen und Aufschlussverfahren auseinander. Erste Untersuchungen hinsichtlich der Korngrößenproblematik wurden bereits durch PÄLCHEN et al. (1982) und PÄLCHEN et al. (1998) durchgeführt. Die Ten- denz der Gehaltszunahme der Spurenelemente mit abnehmender Korngröße ist erwiesen und kann auch ohne bedeutende Elementmobilisationen oder -fixierungen bereits zu einem großen Teil aus der Abnahme des Quarzgehaltes und der teilweisen Zunah- me des Schichtsilikatanteils erklärt werden. Da die Anreicherungen der Elementgehalte von Flusslauf zu Flusslauf sehr unterschiedlich sind, ist die Festlegung eines Umrech- nungsfaktors zwischen den Korngrößen nicht möglich – selbst beim Vorliegen des gleichen Aufschlussverfahrens. (GREIF, 2005)

Des Weiteren wurde die Vergleichbarkeit verschiedener Aufschlussverfahren in der Umweltanalytik thematisiert mit dem Ziel, einen Umrechnungsfaktor zur besseren Ver- gleichbarkeit der Elementgehalte von Bachsedimentuntersuchungen verschiedener Projekte und Generationen zu finden. Die ermittelten Methodenfaktoren wiesen allerdings eine große Streubreite auf und werden nicht zur Anwendung empfohlen. Ledig- lich bei der Betrachtung des Methodenfaktors Totalaufschluss / Königswasserauszug zeigte sich bei den Fallbeispielen im Vergleich zu Literaturwerten für die gängigen Elemente wesentliche Übereinstimmung. (GREIF, 2005)

Datum: 25.01.2010 61 Abschlussbericht

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Ein weiteres Unterscheidungskriterium für die Beschaffenheit der Sedimente ist der Glühverlust, welcher mit abnehmender Korngröße zunimmt und ein Maß für die organische Belastung eines Flusssediments darstellt (GREIF, 2005).

Für die Bewertung des Elementhaushaltes großer Fließgewässersysteme mit einem geologisch vielschichtigen Einzugsgebiet (lithogene und chalkogene Anteile) zuzüglich bergbaulicher, industrieller, landwirtschaftlicher und kommunaler Nutzung gibt es nach GREIF (2005) zwei prinzipielle Herangehensweisen: Geochemisch auf der Grundlage der geogenen Hintergrundwerte oder Ökotoxikologisch auf der Grundlage der Lebensansprüche von Mensch, Tier, Pflanze.

Die klassische geochemische Bewertung von Schwermetallgehalten in feinkörnigen Fließgewässersedimenten erfolgt nach dem Klassifikationsschema „Igeo-Index“ (MÜLLER, 1979) auf Basis des Tongesteinstandards. Dieses basiert auf folgender For- mel: c I = log n geo 2 5,1 ⋅ B n mit: cn gemessene Konzentration des Elements n in der Korn- fraktion <0,02 m Bn geochemischer Background des Elements n 1,5: Faktor wird verwendet, wenn keine gemessenen Hinter- grundwerte vorliegen, um die im Literaturbackground vorhandene Streuung des Mittelwerts einzubeziehen

Als geochemischer Background können neben dem globalen Tongesteinstandard auch globale und regionale Clarkewerte für Gesteine Anwendung finden (GREIF, 2005). Es können aber auch ermittelte Hintergrundwerte aus präzivilisatorisch feinkörnigen Se- dimenten desselben Ablageraumes genutzt werden (GUDERIAN & GUNKEL, 2000). Re- gionale Hintergrundwerte haben immer den Vorteil, räumliche Gegebenheiten und Anomalien besser zu charakterisieren als die Anwendung globaler Durchschnittswerte.

Bei der Ableitung der geogenen Hintergrundwerte für Sachsen fand der 50%- Perzentilwert (Median) Verwendung. Die Ergebnisdarstellung erfolgt in Karten, wobei die ermittelten Mediane in Anlehnung an den Geoakkumulationsindex klassifiziert dargestellt werden. Die Abbildung 2.12 stellt am Beispiel von Zink die ermittelten Mediane der Zink-Feststoffgehalte des LfUG-Datensatzes (Punkte) dar. Die flächig dargestellten Zinkgehalte beziehen sich auf die digital vorliegenden Bachsedimentdaten aus dem „Geochemischen Atlas des Freistaates Sachsen“ (GREIF et al., 2004).

Weiterhin stellte GREIF (2005) die Stoffkonzentrationen (Mediane) des LfUG- Messnetzes den Untersuchungen der Bachsedimentdaten gegenüber (PÄLCHEN et al., 1982 sowie PÄLCHEN et al., 1998). Die Abbildung 2.13 veranschaulicht die Ergebnisse beispielhaft für die Zinkgehalte. Dabei stellen die Punkte die Gehalte an den LfUG- Messstellen dar. Die flächig abgebildeten Konzentrationsklassen beziehen sich auf die oben genannten Bachsedimentanalysen. Durch die geringe Datenlage des LfUG in Bezug auf die Schwebstoffe/Sedimente wirken sich die ermittelten Mediane mit einer deutlich geringeren Flächenrepräsentanz als bei den Bachsedimenten der geochemischen Prospektion aus. (GREIF, 2005)

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Abbildung 2.12: Klassifikation der sedimentgebundenen Zinkgehalte in Sachsen: Messstel- len des LfUG (Punkte) verschnitten mit den Daten des Geochemischen At- las des Freistaat Sachsens (Fläche) (GREIF, 2005)

Abbildung 2.13: Klassifikation der sedimentgebundenen Zinkgehalte in Sachsen: Messstel- len des LfUG (Punkte) verschnitten mit den Daten der prospektionsorientierten Bachsedimentanalyse (Fläche) (GREIF, 2005)

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Neben dem eben vorgestellten geochemischen Ansatz wurde in GREIF (2005) auch der ökotoxikologische Ansatz zur Bewertung des Elementhaushaltes von Fließgewässer- sedimenten untersucht. Durch die Wasserrahmenrichtlinie werden chemische Quali- tätskomponenten für Umweltqualitätsnormen zur Einstufung des ökologischen Zustan- des festgelegt. Die Prüfung der Umweltqualitätsnormen erfolgte für die Schwermetalle As (40 mg/kg), Cr (640 mg/kg), Cu (160 mg/kg) und Zn (800 mg/kg) – mit den entsprechenden Qualitätsnormen in Klammer. Damit gibt die Anwendung der Qualitätsnormen auf die Daten des LfUG-Messnetzes neben einer Übersicht über die Verteilung auch Aufschluss über die Notwendigkeit der Festsetzung von geogenen Hintergrundwerten. GREIF (2005) weist in diesem Zusammenhang darauf hin, dass die Umweltqualitäts- normen keinen Vorgaben hinsichtlich der Art der Probenahme, der zu verwendenden Korngröße des Schwebstoffs bzw. Sediments und der Art des Aufschlusses unterliegen, womit die Problematik der Vergleichbarkeit verschärft wird.

Zusammengefasst ergab die Prüfung der Umweltqualitätsnormen für die Schwebstof- fe/Sedimente (<20 µm) in Sachsen, dass Arsen im Erzgebirge und der Vorerzgebirgs- senke eine nahezu flächendeckende Überschreitung der 40 mg/kg um den Faktor 5 bis 50 aufwies. In den Flüssen Freiberger und Zwickauer Mulde vererbt sich die Über- schreitung bis zum Zusammenfluss und weiter in die Vereinigte Mulde. Die Umwelt- qualitätsnorm für Chrom von 640 mg/kg wird in Sachsen mit Ausnahme weniger Punk- te im Einzugsgebiet der Weißen Elster (Parthe bis zu 2500 mg/kg) eingehalten. Diffe- renzierter sieht hingegen die Einhaltung der Norm bei Kupfer aus. Nicht eingehalten werden 160 mg/kg in den Bergbaugebieten, insbesondere Freiberg, Aue, Annaberg und Altenberg. Ähnlich verhält es sich auch bei Zink, wobei es hier zusätzlich zur Überschreitung der Norm von 800 mg/kg im Einzugsgebiet der Schwarzen Elster und Weißen Elster (Nordsachsen) kommt. (GREIF, 2005)

2.7.7 Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC

Hydrogeochemische Modelle sind numerische Werkzeuge, um wasserchemische Ana- lysen zu interpretieren und geogene sowie anthropogen beeinflusste aquatische Sys- teme zu analysieren. Sie werden als Standardwerkzeuge in der Bearbeitung von hydrogeochemischen und hydrogeologischen Fragestellungen verwendet. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2007) Erste hydrogeochemische Modellierungsprogramme erschienen bereits in den 1970er Jahren. Die am häufigsten verwendeten Modelle sind MINTEQA2, WATEQ4F, PHREEQC und EQ 3/6. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002) Der in PHREEQC – sowie auch in den anderen oben genannten Programmen – verwendete Ansatz zur Beschreibung der Wechselwirkungsprozesse in aquatischen Sys- temen stützt sich auf die Ionendissoziationstheorie, wobei auf der Grundlage der Io- nenstärke einer Lösung der Aktivitätskoeffizient näherungsweise berechnet werden kann (Debye-Hückel-Gleichung). Die Speziesverteilung erfolgt über die Ermittlung des thermodynamisch stabilsten Zustandes basierend auf dem Gleichgewichtskonstanten- Verfahren. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002) Das Programm PHREEQC 2 wurde durch das USGS (United States Geological Sur- vey) entwickelt und ist im Internet frei verfügbar. Es zeichnet sich insbesondere durch eine benutzerfreundliche Oberfläche aus, womit eine einfache und letztendlich schnelle Aufgabenbewältigung erreicht wird. Das Anwendungsspektrum geht außerdem weit über das der anderen Programme hinaus (Ausnahme: EQ 3/6). Zu den typischen An- wendungen von PHREEQC 2 (PARKHURST & APELLO, 1999) zählen:

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Speziierung / Komplexierung Gleich-/Ungleichgewichtseinstellung bezüglich Mineralen oder Gaspartialdrücken (Sättigungsindex) Auswirkungen von Temperaturänderungen simulieren stöchiometrische Reaktionen (z.B. Titration) Reaktionen mit festen, flüssigen und gasförmigen Phasen (offenes / geschlosse- nes System) Sorption (Kationenaustausch, Oberflächenkomplexierung) Ermitteln der Genese von Wässern durch inverse Modelle Reaktiver Stofftransport Dispersion / Diffusion kinetische Reaktionen mit benutzerdefinierten Umsatzraten Veränderung der Zahl an Austauscherplätzen mit Lösung oder Fällung von Reak- tanten Einbeziehung von Isotopenbilanzen in Berechnungen inverser Modellierung

Die elementare Grundlage dieser geochemischen Modellierungsprogramme ist der thermodynamische Datensatz. Diese komplexen Datenbanken umfassen Angaben zu den grundlegenden geochemischen Informationen über die einzelnen Spezies ein- schließlich deren Reaktionsgleichungen, Löslichkeitsprodukte und Komplexbildungs- konstanten. In der Regel greift man auf die bestehenden Datensätze zurück, da das Erstellen einer eigenen Datenbank mit sehr großem Aufwand verbunden ist und enorme Sorgfalt erfordert. PHREEQC bietet in seiner aktuellen Version (PHREEQC 2, 1999) die Möglichkeit zwischen verschiedenen Datenbanken auszuwählen. Dies bietet gerade im Hinblick auf die unterschiedlichen thermodynamischen Datensätze und deren jeweils berücksichtigten Elemente einen Vorteil. Allerdings muss beim Vergleich von Löslichkeitsprodukten aus verschiedenen Datenbanken beachtet werden, dass die gleiche Reaktionsgleichung zugrunde liegt. Unterschiedliche Reaktionsgleichungen für die Bildung desselben Minerals liefern unterschiedliche Löslichkeitsprodukte, weswe- gen Löslichkeitsprodukte und Komplexbildungskonstanten stets eindeutig mit einer Reaktionsgleichung verknüpft sein müssen. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002) Eine weitere Grundvoraussetzung einer soliden hydrogeochemischen Modellierung sind möglichst vollständige und korrekte wasserchemische Analysen, da diese die entscheidenden Informationsquellen für das System (Input) darstellen und sich Fehler bis hin zum Endergebnis fortpflanzen. Im Output werden die Ergebnisse der Modellierung ausgegeben. Neben den Ergebnissen sind aber auch Daten zur Ausgangswasserana- lyse ersichtlich. Die Resultate können je nach verwendeter Software auch als Graphik im Programm ausgegeben werden (PHREEQC - Chart). (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002) Entscheidend für das Vorkommen verschiedener Spezies im Wasser sind Wechselwir- kungen der gelösten Spezies untereinander, Wechselwirkungen mit Gasen und festen Phasen (Mineralen), Transportprozesse und Zerfallsprozesse (biologischer Abbau oder radioaktiver Zerfall). Diese bestimmen die hydrochemische Zusammensetzung von Oberflächen- und Grundwässern. Chemische Reaktionen lassen sich entweder über den Ansatz eines thermodynamischen oder eines kinetischen Gleichgewichtes beschreiben. Alle Vorgänge, die mit dem Massenwirkungsgesetz beschrieben werden können, sind stets reversible, thermodynamische Prozesse. Hierbei wird davon ausgegangen, dass zum Betrachtungszeitpunkt ein stationärer Zustand erreicht ist. Im Ge- gensatz dazu beziehen kinetische Vorgänge eine zeitliche Entwicklung mit ein und

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ermöglichen es, einen instationären Zustand zu berechnen. So können Modelle, die die Reaktionskinetik berücksichtigen, auch irreversible Reaktionen erfassen (Zerfalls- reaktionen). (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002)

Zu beachten ist, dass Annahmen, die durch die hydrogeochemische Modellierung getroffen werden, häufig nicht einfach auf natürliche Systeme übertragen werden können. Beispielhaft sei hier die Annahme der Einstellung eines kinetischen Gleichgewichtes genannt. Gerade bei Spezies, die zur Komplexbildung neigen oder bei Redoxreaktio- nen, die eine ausgeprägte Kinetik aufweisen, durch Mikroorganismen katalysiert werden und Ungleichgewichte über lange Zeiträume halten können, ist dies häufig nicht der Fall. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002)

Wie bereits erwähnt, stellen die verschiedenen Modellierungsprogramme stark differie- rende thermodynamische Datensätze zur Verfügung. Diese Unterschiede betreffen insbesondere die Löslichkeitsprodukte, Spezies, Minerale und Reaktionsgleichungen. Dies sollte bei der Wahl des Modellierungsprogramms bzw. des thermodynamischen Datensatzes Berücksichtigung finden. Des Weiteren sollte beachtet werden, dass thermodynamische Daten durch Laborversuche unter definierten Randbedingungen (Temperatur, Ionenstärke) gewonnen werden, die in manchen Fällen eine Übertragung auf natürliche, geogene Verhältnisse nur eingeschränkt zulassen. Bei der Verwendung von Löslichkeitsprodukten und Komplexbildungskonstanten aus der Literatur muss berücksichtigt werden, dass die Daten auf unterschiedlichen experimentellen Randbe- dingungen und Berechnungsmethoden basieren. Damit ergibt sich zwangsläufig eine Inkonsistenz der Daten. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2007)

Mit Erfolg wurde die hydrogeochemische Modellierung zur Ermittlung geogener Hinter- grundwerte bei LUA BB (1999) eingesetzt. In dieser Untersuchung wurde sich der geogen bedingten Grundbelastung der Einzugsgebiete von der Spree und Schwarzen Els- ter gewidmet. Charakteristisch für die Gewässerverhältnisse in den Gebieten ist insbesondere die starke Überprägung durch den Braunkohlebergbau verbunden mit hohen Eisengehalten, Versauerungstendenzen und Störungen im Wasserhaushalt. Zur Er- mittlung der geogenen Hintergrundwerte wurde eine mittlere messstellenbezogene Stoffkonzentration ermittelt und den einzelnen Landnutzungsparametern oder Boden- typen für das zugehörige Einzugsgebiet gegenübergestellt. Bei eindeutig anthropogen geprägten Landnutzungstypen (z. B. landwirtschaftliche Nutzfläche) wurde die geogen bedingte Konzentration aus jenem Wert abgeleitet, der den minimalsten Einfluss menschlicher Aktivität innehat. Wurde ein Zusammenhang der Stoffkonzentration zu natürlichen Bedingungen (z. B. Moorböden) im Einzugsgebiet festgestellt, so erfolgte die Ableitung der geogen bedingten Konzentration von dem Wert, der den maximalsten Einfluss geogener Prägung auf das Einzugsgebiet repräsentiert. Bei der Analyse der Phosphorgehalte stellte sich heraus, dass diese stark durch die eisenhaltigen Grubenwassereinleitungen beeinflusst sind. Diese Abhängigkeit wurde insbesondere beim gelösten anorganischen Phosphor beobachtet, welcher durch die oxidierenden Bedingungen in die partikuläre Form überführt wird. Damit war es nicht möglich, aus den Gewässerdaten geogene Hintergrundkonzentrationen abzuleiten, da mögliche Zusammenhänge zur Landnutzung oder den Bodentypen fast vollständig von den Wechselwirkungsprozessen zwischen dem Phosphor- und dem Eisenhaushalt überdeckt wurden. Aus diesem Grund wurde sich der geochemischen Modellierung bedient. Damit sollte untersucht werden, welche Wasserzusammensetzung beim Kon- takt mit Festphasen definierter mineralischer Komposition zu erwarten ist. Da keine

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detaillierten Informationen über die petrografische Zusammensetzung der Böden im Brandenburger Raum existierten, wurde die Ergebnisse sedimentpetrografischer Ana- lysen des Sandermaterials (Segeberger Forst) herangezogen. Aufgrund fehlender Mi- neralphasen in der Programm-Bibliothek konnten bei der geochemischen Modellierung (PHREEQC) nicht die gesamte Mineralzusammensetzung des Sandermaterials be- rücksichtigt werden. Da die Wässer entsprechend der chemischen Analyse in jedem Fall Phosphat-Ionen enthielten, wurde ein Gleichgewicht zu einem Phosphat-Mineral gesetzt. Durch Hinzufügen zwölf weiterer Phosphatminerale in die PHREEQC- Datenbank konnte eine umfassende Modellierung der Phosphatgehalte gewährleistet werden. Der für ein Quellwasser vom Programm errechnete P-Gehalt variierte je nach gesetztem Phosphatmineral zwischen 19 µg/l (Fluorapatit) und 18 g/l (Strengit). Im Ergebnis zeigte das Mineral Fluorapatit die beste Übereinstimmung mit der gemessenen Konzentration (15 µg/l). Die Autoren schlussfolgerten daraus, dass das Mineral Fluorapatit als Phosphat-Ionen-Lieferant im Boden vorhanden sein könnte. (LUA BB, 1999)

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3 Statistische Grundlagen und Methodentestung

3.1 Statistische Grundlagen

3.1.1 Univariate statistische Maßzahlen

Die Parameter messbarer Merkmale, auch statistische Maßzahlen genannt, charakterisieren die vorliegenden zahlreichen Messwerte und dienen neben den Histogrammen zur Beschreibung und zum Vergleich der empirischen Verteilungen. Ein wesentliches Kriterium bildet dabei die Anzahl der vorliegenden Messwerte. Je mehr Werte oder Wertetupel in die Auswertung einbezogen werden können, desto genauer lassen sich Zusammenhänge ermitteln und zufällige Einflüsse ausschließen. Eine generelle Aus- sage, ab welcher Messwertanzahl eine Statistik belastbare Daten liefert, kann nicht gegeben werden. In der Regel wird ein Stichprobenumfang von n > 12 als ausreichend angesehen. Die wichtigsten und in ihrer Anwendung geläufigsten statistischen Größen sind Mittel- werte, Quantile und Streuungsmaße, die im Folgenden kurz beschrieben werden.

Mittelwerte Das arithmetische Mittel x wird über die Addition aller Messwerte und der anschlie- ßenden Division durch deren Anzahl gebildet. Dabei beeinflussen Extremwerte diesen Wert sehr stark. 1 n x = ∑ x* i n =1i Zur Bestimmung des empirischen Medianwertes ~x oder Zentralwertes werden die Messwerte nach der Größe geordnet. Wenn eine ungrade Messwertanzahl vorliegt, ist der Median der mittelste Wert der Datenreihe. Bei einer geraden Datenanzahl wir das arithmetische Mittel aus den beiden mittleren Werte gebildet. Der Median ist bei schiefen Verteilungen robuster gegenüber Extremwerten als der arithmetische Mittelwert. Als empirischen Modalwert oder Dichtemittel D bezeichnet man den Wert einer Mess- reihe, der am häufigsten auftritt. Dabei können mehrere Modalwerte in einer Datenrei- he auftreten. Er wird bei schiefen Verteilungen vorzugsweise als Schätzwert für den Erwartungswert verwendet. Zum Vergleich von Messreihen stark differierender Stichprobenumfänge wird meist der mittlere Fehler des Mittelwertes oder Standardfehler sx verwendet. 1 n x = ∑ x* i n =1i

Quantile/Perzentile Unter dem Begriff Quantile werden bestimmte Bereiche der aufsteigend sortierten Merkmalsreihe zusammengefasst. Dies können u. a. Viertel (Quartile) oder auch Zehn- tel (Perzentile) der geordneten Datenreihe sein. Für die Bestimmung der Quartile (Vier- telmaße) gilt dabei Folgendes:

unteres (erstes) Quartil: 1 = FQu )25,0(

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oberes (drittes) Quartil: 3 = FQu )75,0(

Streuungsmaße Die Streuungsmaße beschreiben die Gruppierung der Daten um ihren arithmetischen Mittelwert. Die Spannweite R, auch Variationsbreite oder Range genannt, stellt die Differenz zwischen Maximal- und Minimalwert dar. x sx = n

Am häufigsten wird in der Praxis die empirische Standardabweichung sx als Streu- 2 ungsmaß verwendet. Ihr Quadrat sx heißt empirische Streuung oder Varianz und wird wie folgt ermittelt: n 2 1 sx = ∑ i − )²xx(* − 1n =1i Der empirische Variations- bzw. Variabilitätskoeffizient v wird als prozentualer Quotient von Standardabweichung und Mittelwert ermittelt und ist als relative Standardabwei- chung zu bezeichnen. Der Mittelwert muss dabei größer oder kleiner als 0 sein. s v = x %100* x

3.1.2 Verteilungsfunktionen

Ein weiteres wichtiges Kriterium bei der statistischen Charakterisierung eines Merk- mals ist die Verteilung. Bei der Anwendung einfacher statistischer Berechnungen oder Tests wird in der Regel eine Normalverteilung der Merkmale vorausgesetzt, bei der sich die Messwerte um einen Mittelwert gruppieren und zum Minimal- bzw. Maximal- wert abnehmende Häufigkeiten aufweisen. Die grafische Darstellung erfolgt dabei in Form von Histogrammen. Über die Säulendarstellung kann eine sogenannte Dichte- funktion gelegt werden. Die Abweichung dieser Kurve von der Gauß’schen Normalver- teilung wird mit den Maßzahlen Schiefe a3 und Steilheit (Exzess) a4 beschrieben.

1 n − )xx( 3 a = * i 3 n ∑ s3 =1i x 1 n − )xx( 4 a = * i 4 n ∑ 4 − )3s( =1i x

Die Normalverteilung stellt dabei einen Idealfall dar, der vor allem bei geowissenschaft- lichen Daten selten eintritt. Zur Beschreibung dieser Verteilungen, die i. d. R. eine gro- ße positive Schiefe aufweisen, kann die logarithmische Normalverteilung (Lognormal- verteilung) ein geeigneteres Verteilungsmodell sein.

Datum: 25.01.2010 69 Abschlussbericht

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Abbildung 3.1: Wahrscheinlichkeitsdichtefunktion (Normalverteilung) für verschiedene Wer- te der Standardabweichung (SCHÖNWIESE, 1992)

Abbildung 3.2: Wahrscheinlichkeitsdichtefunktion (logarithmische Normalverteilung) für verschiedene Werte der Standardabweichung (SCHÖNWIESE, 1992) Eine weitere Form der Darstellung von Verteilungsfunktionen, die zudem zur Ermittlung von Ausreißern und Extremwerten genutzt werden kann, sind sogenannte Box- Whisker-Plots (auch Boxplot oder Spannweitendiagramm genannt). Die Box umfasst die mittleren 50% der Verteilung und reicht daher vom unteren bis zum oberen Quartil. Der Median (Zentralwert) wird z. B. durch einen Punkt oder Strich an der entsprechenden Stelle in der Box deutlich gemacht. Zur Bestimmung von Ausreißerwerten wird der sogenannte Inter-Quartil-Range (IQR: Abstand Quartil 3 – Quartil 1) genutzt. Dabei wird dem oberen Quartil der 1,5-fache IQR hinzugefügt und dem unteren Quartil entsprechend abgezogen.

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Alle Werte die außerhalb des so aufgespannten Bereiches liegen, werden im Allgemei- nen als Ausreißer bezeichnet, die Werte am unteren und oberen Ende der Datenreihe als Extremwerte.

Abbildung 3.3: Aufbau eines Box-Whisker-Plots (IQR – Interquartilabstand)

3.2 Testung und Eignung der in der Literatur dokumentierten Methoden

Die in Kapitel 2.7 bereits ausführlich beschriebenen Methoden wurden im Rahmen der Diplomarbeit „Testung von verschiedenen methodischen Ansätzen zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte für Schwermetallgehalte in den Fließgewässern Sachsen- Anhalts“ untersucht. Dabei erfolgte die Methodentestung anhand von ausgewählten Fallbeispielen unter Verwendung der Fließgewässerdaten des Landesbetriebs für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt (LHW). Der Datenpool umfasste rund 90.000 Datensätze des Zeitraums 1993 bis 2008. Für die Methodentestung wurde Zink als repräsentativer Wasserinhaltsstoff gewählt. (SÜß, 2009)

3.2.1 Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN

Mit dem von HELLMANN (1999) dargestellten Verfahren kann der anthropogene Anteil vom natürlichen Anteil („Background“) mithilfe von Konzentrations-/Abflussbeziehung- en differenziert und zahlenmäßig ermittelt werden (siehe Abschnitt 2.7.2). Unter Verwendung der vereinfachten methodischen Herangehensweise nach SCHNEI- DER et al. (2003) wurden ausgewählte Fallbeispiele bearbeitet. Hierfür wurde Zink als repräsentativer Wasserinhaltsstoff ausgewählt. Untersucht wurden insgesamt 30 Messstellen, davon 21 Messstellen mit Angaben zum Gesamtgehalt und 9 Messstellen mit Angaben zum Schwebstoffgehalt. Insbesondere die Abflusswerte stellen in den folgenden Auswertungen den limitierenden Faktor dar. Ergänzend zu den nachfolgen- den Ergebnisdarstellungen wird auf die Anlage 3.1 verwiesen.

Gesamtgehalt Die 21 untersuchten Messstellen zeigen eine sehr inhomogene Datengrundlage: bei zehn Messstellen konnte auf eine sehr umfangreiche Datenbasis (n > 30) zugegriffen werden; sieben Messstellen wiesen eine weniger umfangreiche Datenlage (n < 30) auf (Tabelle 3.1). Bei den restlichen vier Messstellen konnten aufgrund fehlender zusam-

Datum: 25.01.2010 71 Abschlussbericht

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menhängender Datensätze zwischen Abflusswerten und Zinkkonzentrationen keine Berechnungen durchgeführt werden. Da davon auszugehen ist, dass insbesondere größere Datensätze (n > 30) einen signifikanten Aussagewert ermöglichen, werden diese im Folgenden genauer betrachtet. Die Tabelle 3.2 gibt einen Überblick über die Ergebnisse. Die grafische Darstellung der Ergebnisse erfolgt auch durch die Anlage 3.1.1. Die Ergebnisse der Tabelle 3.2 ergeben sich wie folgt: zunächst wurden alle verwertbaren Daten pro Messstelle („a.v.A.“) analysiert. Unter verwertbaren Daten wird der Teil der Analysendaten pro Messstelle verstanden, bei dem eine zeitliche Übereinstimmung der Abflussmessung mit der Konzentrationsbestimmung von Zink gegeben war. Es wurde deutlich, dass häufig ein großer Teil der Datensätze die Werte der Nachweis- grenze umfasste. Werte kleiner der Nachweisgrenze wurden in der Datenaufbereitung (siehe Abschnitt 4.4.1) halbiert. Obwohl diese Werte in der Grundgesamtheit nicht fehlen dürfen, wurde der Grad des Einflusses auf die Korrelation dennoch bestimmt („o.N.“). Ebenso wurden die Messstellen mit offensichtlichen Ausreißerwerten („o.A.“) behandelt. Der Gesamteinfluss beider „Werte-Kategorien“ wurde, wenn vorhanden, ebenfalls berechnet („o.(N.+A.)“). Insgesamt ergeben sich damit vier Gruppen von Wer- ten, die in diesem ersten Schritt untersucht wurden.

Datum: 25.01.2010 72 Abschlussbericht

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Tabelle 3.1: Überblick zu den untersuchten Messstellen – zeitliche Auflösung und Grö- ßenordnung der Abflusswerte und Zn-Gesamtgehalte (Wasserphase)

Ø Abfluss Q MW Zink Mess- Zeitintervall 3 MW Zn Gewässer n [m /s] Q [µg/l] stelle Analysen- 3 [µg/l] Von bis rhythmus Min Max [m /s] Min Max 310030 Saale 192 02/1993 02/2008 12 x p.a. 20,5 447 73,4 5 118 23,6 310140 Unstrut 191 02/1993 08/2008 12 x p.a. 9,1 157 30,9 5 190 17,1 310150 Wipper 173 01/1993 12/2006 12 x p.a. 0,48 17,9 2,5 20 2500 110,4 310155 Helme 176 04/1993 08/2008 12 x p.a. 0,81 42,5 8,3 5 143 14,3 410020 Elbe 291 01/1993 09/2008 4 x p.m. 181 3480 587,4 14 778 69,2 410855 Jeetze 119 03/1998 08/2008 12 x p.a. 0,8 13,8 3,3 5 57 11,4 411020 Ilse 176 01/1994 09/2008 12 x p.a. 0,17 8,41 1,5 5 330 20,4 411130 Selke 84 01/1994 09/2008 6 x p.a. 0,11 5,03 1,1 5 110 21,8 2130020 Mulde 101 01/1995 12/2002 12 x p.a. 19,1 279 78,5 10 168 64,0 2150020 Schwarze 108 01/1995 12/2007 12 x p.a. 5,75 96,2 21,9 5 58 22,5 Elster (ohne 2003-06) 310170 Geisel 17 09/1996 12/1999 5 x p.a. 0,05 0,24 0,2 5 13 7,6 310760 Böse 24 03/1993 10/1998 3 - 6 x p.a. 0,00 0,39 0,1 5 417 116,8 Sieben 2 311040 Thyra 19 01/2005 07/2008 5 x p.a. 0,01 939 49,8 5 27 12,6 312100 Wilder 26 04/1995 06/1999 6 x p.a. 0,00 0,05 0,02 44 301 99,1 Graben 4 411810 Zillierbach 21 01/1994 12/1995 12 x p.a. 0,02 1,9 0,2 5 58 15,4 413630 Beber 12 02/2003 11/2004 6 x p.a. 0,08 0,84 0,4 5 15 7,0 2134110 Schacht- 5 05/2005 08/2008 unregel- 0,1 0,16 0,1 21 48 31,6 graben mäßig Hinweis: Dargestellt sind ausschließlich die Analysen, bei denen zusammenhängende Datensätze bezüg- lich den Abflusswerten und Zinkkonzentrationen angetroffen wurden.

Die Abbildung 3.4 veranschaulicht beispielhaft den Einfluss dieser verschiedenen Wer- te-Gruppen auf die Stärke und Richtung (Korrelationskoeffizient) sowie auf die Güte der Anpassung (Bestimmtheitsmaß) der Regressionsgerade am Beispiel der Unstrut. Wie auch in Tabelle 3.2 deutlich wird, führt die Unterschlagung der NWG-Werte bei allen getesteten Beziehungen zur Tendenz des Korrelationskoeffizienten (-1 ≤ r ≤ 1) sowie des Bestimmtheitsmaßes (0 ≤ r2 ≤ 1) gegen null, so dass nicht von einer Korrela- tion gesprochen werden kann. Damit wird bestätigt, dass diesen Werten ein entscheidender Einfluss auf die Grundgesamtheit innewohnt. Dagegen ergibt die Unterschla- gung der Ausreißerwerte positive Auswirkungen auf die Korrelation der Regression. In allen Fällen werden der Korrelationskoeffizient sowie das Bestimmtheitsmaß gestärkt.

Datum: 25.01.2010 73 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 3.2: Berechnungen zu den Konzentrations-/Abflussbeziehungen an den ausgewählten Messstellen (Gesamtgehalt Zink)

Messstellen-Nummer 310030 310140 2150020 2130020 411130 411020 410855 410020 310155 310150 Bad Dürren- Ablauf Silber- Rimbeck, uh. Magdeburg Bennungen Probenahmestelle Freyburg Gorsdorf Aderstedt berg Stausee hütte Str.-Br. Salzwedel links LMN Gewässer Saale Unstrut Schwarze Elster Mulde Selke Ilse Jeetze Elbe Helme Wipper Analysen- Q/Zn ges. 369/194 369/192 203/203 209/202 147/91 279/192 134/132 417/300 185/178 310/194 anzahl nutzbar 192 191 108 101 84 176 119 291 176 173 Werte der Nachweisgrenze 24 47 24 (3) (3) 47 60 keine 70 keine Offensichtliche Ausreißer- Keine 2 keine keine keine 1 keine 1 1 1 werte y = -493,36x y = -194,59x y = -196,3x + y = -1604,4x y = -0,37x y = -9,249x y = -10,341x y = 7238,7x y = -15,11x y = -106,69x a.v.A. + 33,676 + 25,866 36,245 + 95,016 + 22,567 + 31,935 + 15,861 + 51,02 + 17,54 + 186,92 y = -415,4x y = -133,88x y = -144,58x + y = -10,65x y = 1,914x + y = -12,653x o.N. - - - - Lineare + 34,418 + 26,529 36,047 + 35,492 17,269 + 22,983 Regressions- y = -144,17x y = -7,399x y = 5563,5x y = -20,649x y = -76,683x Gleichung o.A. - - - - - + 22,056 + 27,895 + 52,811 + 18,6 + 151,73 y = -80,992x y = -7,226x y = -17,076x o.(N.+A.) ------+ 22,353 + 30,089 + 23,75 a.v.A. -0,2629 -0,2341 -0,5222 -0,5109 -0,0371 -0,3179 -0,2789 0,1696 -0,1376 -0,2423 Korrelations- o.N. -0,2191 -0,1474 -0,3843 - - -0,2316 0,0420 - -0,1081 - Koeffizient o.A. - -0,3063 - - - -0,4230 - 0,2099 -0,1604 -0,3711 o.(N.+A.) - -0,1787 - - - -0,2804 - - -0,1124 - a.v.A. 0,0691 0,0548 0,2727 0,261 0,0014 0,101 0,0778 0,0288 0,0189 0,0587 Bestimmt- o.N. 0,048 0,0217 0,1477 - - 0,0536 0,0018 - 0,0117 - heitsmaß o.A. - 0,0938 - - - 0,1789 - 0,0441 0,0257 0,1377 o.(N.+A.) - 0,0319 - - - 0,0786 - - 0,0126 - [o.N.] verwertbare Analysen ohne Werte der Nachweisgrenze [o.A.] verwertbare Analysen ohne offensichtliche Ausreißerwerte [a.v.A.] alle verwertbaren Analysen [o.(N.+A.)] verwertbare Analysen ohne Werte der NWG sowie offensichtliche Ausreißerwerte

Datum: 25.01.2010 74 Abschlussbericht

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Weiterhin ist in Abbildung 3.4 ein signifikantes Problem offensichtlich. Im Gegensatz zur theoretischen Annahme weisen 90% der getesteten Fließgewässermessstellen (n > 30) einen negativen Verlauf der Regressionsgeraden auf. Das heißt, dass mit der Zunahme des Abflusses auch der Gesamtgehalt des Zinks zunimmt, was allerdings dem Verdünnungseffekt bei stärkerem Abflussgeschehen nach HELLMANN (1999) wi- derspricht. Ursächlich hierfür könnte die Remobilisierung von sedimentgebundenem Zink bei erhöhtem Abfluss sein. Die infolge von Niedrigwasser sedimentierten Schweb- stoffe (v < 0,2 m/s) können sich schon bei geringem Anstieg der Fließgeschwindigkeit (sofern es sich nicht um verfestigte Ablagerungen handelt) wieder in ihre Einzelpartikel auflösen und gehen in Schwebstoffe über (HELLMANN, 1999). Dies erhöht schließlich auch den Anteil der hier untersuchten Gesamtkonzentration, welche eben die ungelös- ten und gelösten Anteile von Zink umfasst. Leider konnte keine Auswertung zu den differenzierten Zinkkonzentrationen durchgeführt werden, da dies die Datenbasis nicht zuließ. Um jedoch die oben erläuterte Vermutung nachzuweisen, wurde auf die Kon- zentration der abfiltrierbaren Stoffe (AfS) zurückgegriffen. Dieser Parameter weist eine durchgehend umfangreiche Datenlage im Bezug auf die ungelösten Stoffe im Gewäs- ser auf. Allerdings sind die Ergebnisse mit Unsicherheiten behaftet, da dieser Parame- ter weitaus mehr als die schwebstoffgebundenen Zinkkonzentrationen umfasst (siehe unten). Dazu stellt die Abbildung 3.6 die Beziehungen zwischen dem Abfluss und den abfiltrierbaren Stoffen sowie zwischen der Gesamtkonzentration von Zink und den abfiltrierbaren Stoffen am Beispiel der Unstrut dar. Auch wenn man keine ausreichend signifikante Korrelation (starke Streuung der Daten) antrifft, wird die erwartete Tendenz ersichtlich: die Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe sinkt mit abnehmendem Abfluss und steigt mit zunehmenden Zinkgesamtgehalten (vgl. auch Anlage 3.1.3).

An dieser Stelle sei noch einmal darauf hingewiesen, dass der Vergleich der Zink- Gesamtgehalte mit der Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe große Unsicherheiten mit sich bringt. Nach der Definition handelt es sich bei den abfiltrierbaren Stoffen um im Wasser befindliche ungelöste Stoffe, die unter bestimmten Bedingungen abfiltriert werden und nach deren Trocknung ausgewogen werden (DIN 38409-2: 1987). Es handelt sich also um Sink-, Schweb- und Schwimmstoffe organischer und anorganischer Zu- sammensetzung. Hieraus wird ersichtlich, wie unsicher die oben getätigten Aussagen sind. Der Vergleich mit der spezifischen Schwebstoffkonzentration von Zink könnte wesentlich aussagekräftigere Resultate liefern. In diesem Zusammenhang wurde festgestellt, dass nicht nur in den Fallbeispielen keine schwebstoffgebundenen Zinkgehalte vorlagen. Vielmehr ergab eine weitere Datensichtung, dass auch bei anderen Schwer- metallen hauptsächlich nur eine der Stoffkonzentrationen pro Analyse verfügbar ist (d.h. entweder die spezifische Schwebstoffkonzentration oder der Gesamtgehalt).

Auch der Blick auf die Zinkemissionen gibt einen Hinweis auf einen bedeutenden Anteil sedimentgebundener Konzentrationen, da die aquatischen Sedimente das Langzeitge- dächtnis (weit) zurückliegender Schadstoffbelastungen darstellen. Erst mit dem wach- senden Interesse am Umweltschutz in den 70er Jahren des 20. Jahrhunderts kam es zur Verbesserung der industriellen Prozesse und wirksamer Kontrolltechnik (VAN AASCHE & MARTIN, 2000). Die Zinkeinträge aus Punktquellen konnten dadurch im Zeit- raum von 1985 bis 2000 um 85% reduziert werden. Während die Einträge über industrielle Abwässer und kommunale Kläranlagen in den letzten Jahrzehnten deutlich reduziert wurden, wird ein kontinuierlich wachsender Anteil an der Gesamtbelastung durch diffuse Eintragsquellen verzeichnet. In den letzten 20 Jahren hat die Bedeutung von

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Zink im Hochbau erheblich zugenommen, wobei hier die Korrosion von Dach- und Fassadenmaterialien zu einer Metallausschwemmung führt, deren Umfang von der Luftfeuchte, von Gehalten unterschiedlicher Schadstoffe (SO2, NOx, O3) in der Luft, der Intensität, Häufigkeit und Dauer der Niederschläge sowie der Dauer der Exposition beeinflusst wird. (HILLENBRAND et al., 2005)

Die Sichtung der Messstellen, die auf einer Datengrundlage von weniger als 30 geeigneten Analysen beruhen, ergab zu 60% einen negativen Verlauf. Allerdings lässt von den anderen (positiven) Regressionen nur eine Messstelle (Schachtgraben, Mst. 2134110) ein repräsentatives Ergebnis zu. Mit einem Korrelationskoeffizienten von 0,4579 und einem Bestimmtheitsmaß von 0,2096 liefert diese Berechnung die güns- tigste Korrelation, welche angesichts der sehr geringen Anzahl auswertbarer Analysen (n = 5) ihre Aussagekraft verliert. Grundsätzlich gestaltet sich die Auswertung der Da- ten mit n < 30 als inhomogen und unrepräsentativ.

In Abbildung 3.5 werden die widersprüchlichen Ergebnisse der Berechnungen zu den Konzentrations-/Abflussbeziehungen zum theoretischen Modell dargestellt. Das Spekt- rum reicht von den überwiegend (mehr oder weniger stark) abfallenden über nahezu anstiegsfreie hin zu ansteigenden Regressionsgeraden.

Ergänzend ist noch hinzuzufügen, dass die hier näher betrachteten Messstellen aufgrund ihres auswertbaren Datenvolumens (n > 30) herangezogen wurden. Solch eine repräsentative Anzahl von Analysen ist zumeist nur bei größeren (anthropogen über- prägten) Fließgewässern anzutreffen. Im Umkehrschluss sind die kleineren Gewässer durch fehlende oder eine zu geringe Anzahl von Abflussmessungen (n (<)< 30) gekennzeichnet.

Der Umstand, dass es sich bei den untersuchten Messwerten um Gesamtkonzentrati- onen handelt, wirkt sich zudem nachteilig aus, da keine Differenzierung des geogenen Hintergrundwertes in gelöste und ungelöste Anteile vollzogen werden und damit auch die Herkunft einzelner Stoffanteile nicht geklärt werden kann. Methodisch gesehen hat die Abwandlung des HELLMANNschen Verfahrens durch die Linearisierung (nach SCHNEIDER et al., 2003) mehrere Vorteile: zum einen ist ein einfa- cheres rechnergestütztes Handling mit den gängigen Officelösungen möglich und zum anderen bietet es die Möglichkeit, den Hintergrundwert bei unendlich hohem Abfluss zu ermitteln. Hellmann hingegen versuchte über eine weitaus umständlichere grafische Herangehensweise den „Background“ zu beziffern, der letztendlich immer nur eine Annäherung darstellt, weil er sich lediglich auf den höchstgemessenen Abfluss bezieht.

Die Ergebnisse dieser Untersuchung zeigen, dass die Methode aufgrund der vielen Unsicherheiten, die letztendlich in der Datenbasis ihren Ursprung haben, nicht angewendet werden sollte.

In Tabelle 3.3 werden beispielhaft berechnete geogene Hintergrundkonzentrationen für ausgewählte Fließgewässermessstellen dargestellt.

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Tabelle 3.3: Ermittlung des geogenen Hintergrundgehaltes für Zink (Gesamtgehalt Was- serphase)

Gewässer Unstrut Ilse Mulde Messstellen-Nummer 310140 411020 2130020 Probenahmestelle Freyburg Rimbeck-Str. Ablauf Stausee Analysenanzahl n 189 (o.A.) 175 (o.A.) 101 y = -144,17x + y = -7,399x + y = -1604,4x + Regressionsgerade 22,056 27,895 95,016 Korrelationskoeffizient -0,3063 -0,4229 -0,5109 Bestimmtheitsmaß 0,0938 0,1789 0,261 Maximal gemessener Abfluss 157 m3/s 8,41 m3/s 279 m3/s Geogene Hintergrundkonzentration 21 µg/l 27 µg/l 90 µg/l (bei maximal gemessenem Abfluss) Geogene Hintergrundkonzentration 22 µg/l 28 µg/l 95 µg/l (bei unendlich hohem Abfluss)

Datum: 25.01.2010 77 Abschlussbericht

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Unstrut Unstrut (Mst. 310140: alle verwertbare Analysen) (Mst. 310140: ohne Ausreißerwerte)

200 80

180 70 160 60 140

120 50 y = -194,59x + 25,866 100 40 R2 = 0,0548 80 y = -144,17x + 22,056 30 2 Zn gesamt [µg/l] 60 [µg/l] gesamt Zn R = 0,0938 20 40

20 10

0 0 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 3 1 / Abfluss [s/m ] 1 / Abfluss [s/m3]

Unstrut Unstrut (Mst. 310140: ohne NWG-Werte) (Mst. 310140: ohne NWG-/Ausreißerwerte)

200 80

180 70 160 60 140

120 50

100 40 y = -80,992x + 22,353 2 y = -133,88x + 26,529 R = 0,0319 80 R2 = 0,0217 30 Zn gesamt [µg/l] 60 [µg/l] gesamt Zn 20 40

20 10

0 0 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 3 1 / Abfluss [s/m ] 1 / Abfluss [s/m3]

Abbildung 3.4: Darstellung des Einflusses verschiedener zugrunde liegender Daten auf die Eigenschaften der Regressionsgerade am Beispiel der Unstrut (Messstelle 310140)

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Saale Selke (Mst. 310030: alle verwertbaren Analysen) (Mst. 411130: alle verwertbaren Analysen)

140 120

120 100

100 80 y = -0,37x + 22,567 80 R2 = 0,0014 60 y = -493,36x + 33,676 60 R2 = 0,0691 Zn gesamt [µg/l] Zn gesamt [µg/l] gesamt Zn 40 40

20 20

0 0 0 0,010,020,030,040,050,06 012345678910 1 / Abfluss [s/m3] 1 / Abfluss [s/m3]

Mulde Elbe (Mst. 2130020: alle verwertbaren Analysen) (Mst. 410020: verwertbare Analysen, ohne Ausreißerwert)

180 350

160 300

140 250 120

y = -1604,4x + 95,016 100 200 R2 = 0,261 y = 5563,5x + 52,811 2 80 R = 0,0441 150 Zn gesamt [µg/l] gesamt Zn

60 [µg/l] gesamt Zn 100 40

50 20

0 0 0 0,010,020,030,040,050,06 0 0,001 0,002 0,003 0,004 0,005 0,006 1 / Abfluss [s/m3] 1 / Abfluss [s/m3]

Abbildung 3.5: Widersprüchliche Konzentrations-/Abflussbeziehungen von Zink (Gesamtgehalt) am Bespiel vier verschiedener Gewässermessstellen

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Unstrut (Mst. 310140: ohne Ausreißerwerte)

40 y = -144,17x + 22,056 30 2

Zn gesamt [µg/l] gesamt Zn R = 0,0938 20

0 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 1 / Abfluss [s/m3]

Unstrut (Mst. 310140: Beziehung zwischen Abfluss und abfiltrierbaren Stoffen (AfS), o.A.)

350

300

250

200

150 AfS [mg/l] AfS y = -484,68x + 42,825 R2 = 0,1191 100

0 0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 1 / Abfluss [s/m3]

Unstrut (Mst. 310140: Beziehung zwischen Zink und abfiltrierbaren Stoffen (AfS), o.A.)

350

300

250

200

150 AfS [mg/l] AfS y = 1,1311x + 3,4695 R2 = 0,1353 100

0 0 1020304050607080 Zn gesamt [µg/l]

Abbildung 3.6: Darstellung der Abhängigkeiten der Zn-Gesamtkonzentration zum Abfluss und zur Konzentration abfiltrierbarer Stoffe

Datum: 25.01.2010 80 Abschlussbericht

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Spezifische Schwebstoffkonzentration Daten zu schwebstoffgebundenen Stoffkonzentrationen treten in Verbindung mit Daten zu Abflussmessungen weitaus seltener auf. Damit war die Datengrundlage hier der eindeutig limitierende Faktor. Lediglich neun Fließgewässermessstellen konnten analysiert werden (Tabelle 3.4). Davon zeichnen sich drei durch einen negativen, und sechs durch einen positiven Verlauf der Regressionsgeraden aus (Tabelle 3.6). Letzte- re wiesen zudem fast alle einen aussagekräftigeren Korrelationskoeffizienten sowie Bestimmtheitsmaß als die der Gesamtgehalte auf. Tabelle 3.4: Überblick zu den untersuchten Messstellen – zeitliche Auflösung und Grö- ßenordnung der Abflusswerte und Zinkkonzentrationen (Schwebstoff- konzentration)

Abfluss Q Mittel- Zeitintervall 3 Zink [µg/l] Mittelwert Messstelle Gewässer n [m /s] wert Q 3 Zn [µg/l] von bis Min Max [m /s] Min Max 2610020 Elbe 4 01/2005 09/2005 261 655 454 653 764 713 1060 2610021 Elbe 3 06/2005 11/2005 246 400 307 7440 0 9273,3 2610070 Saale 8 03/2005 10/2007 40,6 115 70,0 656 1310 907,9 2610110 Weiße Elster 8 02/2005 10/2007 12,6 98,4 28,6 1230 1770 1498,75 2610140 Unstrut 3 03/2005 10/2005 11,3 48,9 25,6 322 334 328,7 2610150 Wipper 4 02/2005 11/2005 0,7 3,5 1,7 699 1460 1144,8 2610720 Havel 3 04/2005 11/2005 62,5 77,9 72,5 603 833 696 2618090 - 4 01/2007 10/2007 0,9 1,6 1,3 356 438 390,5 Schwarze 2650019 Elster 4 01/2005 11/2005 10,443,5 21,5 497 680 576,8 Hinweis: Dargestellt sind ausschließlich die Analysen, bei denen zusammenhängende Datensätze bezüglich den Abflusswerten und Zinkkonzentrationen angetroffen wurden.

Die spezifische Schwebstoffbelastung von Zink verhält sich im Gegensatz zum gesamten Schwebstoffgehalt im Idealfall so, dass die Stoffkonzentration mit steigendem Ab- fluss abnimmt. Diese Tendenz ist auch bei den Fallbeispielen gegeben (siehe Tabelle 3.6). Nachteilig wirkt sich in den Fallbeispielen allerdings die geringe Datengrundlage (3 ≤ n ≤ 8) auf die Repräsentativität der Ergebnisse aus. Letztendlich ließ die Datenla- ge die Berechnung geogener Hintergrundwerte für zwei Fließgewässermessstellen zu (Tabelle 3.5). Aufgrund der unzureichenden Datenlage ergeben sich sehr widersprüchliche Kon- zentrations-/Abflussbeziehungen, so dass eine Fehleranalyse keine aussagekräftigen Rückschlüsse zulässt (Abbildung 3.7). Eine umfassende Darstellung der grafischen Ergebnisse ist der Anlage 3.1.2 zu entnehmen.

Datum: 25.01.2010 81 Abschlussbericht

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Tabelle 3.5: Berechnung des geogenen Hintergrundgehaltes für Zink (Schwebstoffe) Gewässer Saale Weiße Elster Messstellen-Nummer 2610070 2610110 Probenahmestelle Halle-Trotha Halle-Ammendorf Analysenanzahl n 8 8 Regressionsgerade y = 16418x + 628,12 y = 7149,5x + 1116,1 Korrelationskoeffizient 0,5765 0,7819 Bestimmtheitsmaß 0,3324 0,6115 Maximal gemessener Abfluss 115 m3/s 98,4 m3/s Geogene Hintergrundkonzentration (bei 770 mg/kg 1190 mg/kg maximal gemessenem Abfluss) Geogene Hintergrundkonzentration (bei 628 mg/kg 1116 mg/kg unendlich hohem Abfluss)

Datum: 25.01.2010 82 Abschlussbericht

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Tabelle 3.6: Berechnungen zu den Konzentrations-/Abflussbeziehungen an den ausgewählten Messstellen (spezifische Schwebstoffkonzentration Zink)

Messstellen-Nummer 2610020 2610021 2610070 2610110 2610140 2610150 2610720 2618090 2650019 2634015 2634110

Probenahmestelle II ben burg Burg Halle- Gorsdorf Freyburg Aderstedt Havelberg Wittenberg naer Mulde Walternien- Zweigkanal/ Schachtgra- Ammendorf/ Halle-Trotha Hafen-becken dung in Libeh- oberhalb Mün-

Weiße Schwarze Spittel- Gewässer Elbe Elbe Saale Unstrut Wipper Havel - Jeßnitz Elster Elster wasser ges. Analysenanzahl 4/11 3/3 8/14 8/14 3/7 4/10 3/7 4/4 4/8 4/12 3/1 (Q/Zn)

nutzbar 4 3 8 8 3 4 3 4 4 0 0 Werte der Nachweisgrenze keine keine keine keine keine keine keine keine keine - - Offensichtliche Ausreißer- keine keine keine keine keine keine keine keine keine - - werte y = y = y = y = y = - y = y = - y = - Lineare Regres- y = 4102x a.v.A. 2E+06x + 16418x + 7149,5x 177,96x 486,77x 65765x - 124,14x 1362,8x + - - sionsgerade + 702,21 3293,2 628,12 + 1116,1 + 318,61 + 1570,3 220,48 + 490,17 661,01 Korrelationskoef- a.v.A. 0,1043 0,8674 0,5765 0,7820 0,9963 -0,7503 0,9711 -0,8248 -0,5485 - - fizient Bestimmtheits- a.v.A. 0,0109 0,7523 0,3324 0,6115 0,9926 0,563 0,9431 0,6803 0,3009 - - maß [a.v.A] alle verwertbaren Analysen

Datum: 25.01.2010 83 Abschlussbericht

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Unstrut (Mst. 2610140: alle verwertbaren Analysen)

336

334

332

330

328

Zn [mg/kg] 326

324 y = 177,96x + 318,61 R2 = 0,9926 322

320 0 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 0,1 1 / Abfluss [s/m3]

Elbe (Mst. 2610020: alle verwertbaren Analysen)

780

760

740

720

700 Zn [mg/kg]

680 y = 4102x + 702,21 R2 = 0,0109 660

640 0 0,0005 0,001 0,0015 0,002 0,0025 0,003 0,0035 0,004 0,0045 1 / Abfluss [s/m3]

Wipper (Mst. 2610150: alle verwertbaren Analysen)

1600

1400

1200

1000

800

Zn [mg/kg] 600

400 y = -486,77x + 1570,3 R2 = 0,563 200

0 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 1 / Abfluss [s/m3]

Abbildung 3.7: Widersprüchliche Konzentrations-/Abflussbeziehungen von Zink (Schweb- stoffe) am Beispiel drei verschiedener Gewässermessstellen

Datum: 25.01.2010 84 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

3.2.2 Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF

In diesem Abschnitt werden die Ergebnisse der Methodentestung nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) beschrieben. Auf eine umfangreiche Erläuterung dieses Verfahrens wurde bereits in Abschnitt 2.7.3 eingegangen. Erneut wurde Zink als repräsentatives Schwermetall untersucht. Diesbezüglich erfolgte zunächst eine Selektion der Daten, so dass die zur Auswertung relevanten Messstellen mit ihrer unterschiedlichen Anzahl von Analysen gefiltert zur Verfügung stand. In An- lehnung an SCHLEYER & KERNDORFF (1992), die Messstellen ihren groben geologischen Einheiten zuzuordnen, wurde der gefilterte Datensatz auf verschiedene Weise untersucht: • „Aggregierte“ Fließgewässerlandschaften (nach SCHNEIDER et al., 2003): die Messstellen des Datensatzes wurden den gruppierten Fließgewässerlandschaf- ten zugewiesen und anhand dessen ausgewertet. • „Differenzierte“ Fließgewässerlandschaften (nach BRIEM, 2003): die Messstel- len einer aggregierten Landschaft wurden ihren differenzierten Fließgewässer- landschaft zugeordnet und diesbezüglich ausgewertet. • Hydrogeologische Einheiten: die Messstellen einer differenzierten Fließgewäs- serlandschaft wurden ihren hydrogeologischen Einheiten zugeordnet und ausgewertet. Mit dieser Gliederung wird eine Analyse der unterschiedlichen Klassifikationsmöglich- keiten der Messstellen erreicht. Die schrittweise Annäherung von der groben zur detaillierten Angabe erlaubt Rückschlüsse auf die im Vorhaben anzuwendende Methodik bei der Ermittlung des geogenen Hintergrundwertes. Neben den dargelegten differenzierten Betrachtungen wird die jeweilige Datengrundlage auch undifferenziert ausgewertet. Für die Auswertung wurden in Anlehnung an die Methode von SCHLEYER & KERNDORFF mehrere statistische Parameter ermittelt: Anzahl der Messwerte, Median, Minimum, Maximum, 5%-Perzentil, 15,9%-Perzentil, 25%-Perzentil, 75%-Perzentil, 84,1%- Perzentil, 95%-Perzentil. Für die Interpretation der Ergebnisse und die Ableitung der Hintergrundwerte spielen insbesondere der 15,9%-, 84,1%- und 95%-Perzentilwert die zentrale Rolle. Die grafische Auswertung erfolgt vorzugsweise anhand von Spannwei- tendiagrammen (Boxplots). Die Abbildung 3.8 veranschaulicht den hier gewählten Auf- bau eines Boxplots, der durch seine verschiedenen Bereiche unterschiedliche statistische Maßzahlen (v. a. Perzentile) charakterisiert. Des Weiteren werden in der Anlage 3.2 die Häufigkeitsverteilungen und Piper-Diagramme der jeweils untersuchten Daten ergänzend aufgeführt.

Datum: 25.01.2010 85 Abschlussbericht

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Maximum

95 % - Perzentilwert

84,1 % - Perzentilwert

75 % - Perzentilwert

50 % - Perzentilwert

25 % - Perzentilwert

15,9 % - Perzentilwert

5 % - Perzentilwert

Minimum

Abbildung 3.8: Beispiel für die Darstellung eines Spannweitendiagramms (Boxplot)

In Anlehnung an SCHLEYER & KERNDORFF (1992) werden die Daten einzelwert- und mittelwertbezogen ausgewertet. Die Verwendung der messstellenbezogenen Mittelwer- te zieht allerdings stets eine Reduktion zur Verfügung stehender Daten nach sich. Hin- sichtlich der Anzahl auswertbarer Daten ist ebenfalls eine starke Abnahme in Bezug auf die unterschiedlichen Klassifikationen der Testreihen zu erwarten. Im Gegensatz zu Schleyer & Kerndorff erfolgte auch eine statistische Auswertung bei weniger als zehn vorhandenen Datensätzen.

Die Untersuchung ist in drei Testreihen gegliedert und umfasst ausschließlich die Ge- samtgehalte von Zink (in µg/l). Bei der Selektion der für die Testung relevanten Daten wurde auf vollständige Datensätze in Hinblick auf die Zinkkonzentration, die zugeordneten Fließgewässerlandschaften und hydrogeologischen Einheiten geachtet. Die auf diese Weise für die Auswertung gefilterte Datenbasis besteht aus 24.584 Wasserbe- schaffenheitsanalysen von 790 Standorten (Tabelle 3.7).

Tabelle 3.7: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zink - Gesamtgehaltes gruppiert nach den aggregierten Fließgewässerlandschaften (FGL) Anzahl Messstellen Anzahl Analysen FGL (agg.) (nach SCHNEIDER et al.) (≙ Mittelwerte) (≙ Einzelwerte) Salinare Landschaft 23 786 Karbonatisch-dolomitische Landschaft 41 806 Metallogene Landschaft 42 957 Moore und Moorauen 51 1410 Silikatische Landschaft 63 1843 Sandig-tonige Landschaft 570 18782 Undifferenziert 790 24584

Das nachstehende Schema veranschaulicht die oben beschriebene Vorgehensweise der Methodentestung (Abbildung 3.9).

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Abbildung 3.9: Überblick über die Vorgehensweise bei der Methodenanwendung (Zn- Gesamtgehalt); Zahl in (): Anzahl der Messstellen der jeweilige Einheit (SÜß, 2009) 1. Testreihe Die erste Testreihe widmet sich der Untersuchung der Gesamtgehalte von Zink in Be- zug auf die aggregierten Fließgewässerlandschaften (nach SCHNEIDER et al., 2003). Die Ergebnisdarstellung erfolgt durch die Spannweitendiagramme (Abbildung 3.10), die Häufigkeitsverteillungen (Anlage 3.2.1) sowie die Piper-Diagramme (Anlage 3.2.4).

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4,5

3,5

2,5

2 log c [c in µg/l] 1,5

0,5

) ) ) ) ) ) W W) W) W) (E (M (EW) MW (EW (M M ( r (MW) t (EW t (MW) n re re r r sch na sch (EW) i gen i ti tisch ( zie at llo n atisch a Moo Moo Salinar (EW)Sal ka ka on li bon etalloge Si ere r rb Met M andig-tonig (EWndig-tonig (MW Sili iff Ka Ka S Sa Und Undifferenzie Aggregierte Fließgewässerlandschaften

Median Maximum 25%-Perzentil 75%-Perzentil Minimum

Abbildung 3.10: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte [µg/l] in den aggregierten Fließgewässerlandschaften sowie des undifferenzierten Datensat- zes (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte)

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Die Darstellung als Spannweitendiagramm (Abbildung 3.10) lässt einen anschaulichen Vergleich der Konzentrationsschwankungen der Zinkgesamtgehalte in den verschiedenen Fließgewässerlandschaften zu. Besonders auffällig verhalten sich die Konzent- rationen in der silikatischen und salinaren Gewässerlandschaft. Beide weisen deutlich erhöhte 15,9%-, 84,1%- sowie 95%-Perzentilwerte auf. Der Umfang der hier getesteten Datensätze lässt allerdings keine Rekonstruktion möglicher Ursachen zu. SCHLEYER & KERNDORFF (1992) weisen darauf hin, dass man dem Konzentrationsspektrum eines Parameters Hinweise auf dessen hydrogeochemisches Verhalten entnehmen kann. Demnach kann man diese in sich hydrogeochemisch „normal“ und „unnormal“ verhal- tende Parameter unterteilen. Erstgenannte decken mit ihrem Spannweitendiagramm (5%- bis 95% - Perzentilwert) ein Spektrum von etwa 1,5 Größenordnungen ab. Die zweite Gruppe variiert mit ihren Konzentrationen sehr viel stärker und deckt 2 – 3 Grö- ßenordnungen ab (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992). Auch wenn Zink nicht zu den typischen „hydrogeochemisch unnormalen“ Parametern wie bspw. Nitrat, Eisen und Am- monium zählt, gibt das (durch die Größenordnung widergespiegelte) Konzentrations- spektrum eines Parameters trotzdem Hinweise auf Anomalien. Denn Konzentrations- schwankungen zwischen 5 und 40.000 µg/l (hier: Minimum und Maximum) innerhalb eines Untersuchungsraumes sind als untypisch anzusehen, wobei die Größe des Un- tersuchungsgebietes nicht vernachlässigt werden darf.

Die Größenordnungen (5%- bis 95% - Perzentilwert) von Zink in der silikatischen Landschaft variieren zwischen 1,9 (EW) und 2,0 (MW), das entspricht einer Konzentra- tionsspanne von rund 5 µg/l bis 500 µg/l. Aufgrund des großen Datensatzes können an dieser Stelle nur grobe Annahmen hinsichtlich der Ursachen dieser Anomalie getroffen werden. Demnach können innerhalb dieser Fließgewässerlandschaft eben auch vereinzelte Vererzungen die erhöhten Konzentrationen hervorrufen. In diesem Fall müsste allerdings geprüft werden, ob dies mehrere Messstellen in einem zusammenhängen- den Areal betrifft und damit eine Ausgliederung zur metallogenen Landschaft erfolgen sollte. Ein Vergleich mit den geologischen Gegebenheiten wäre dann zu empfehlen. In Anbetracht der Anzahl der Ausgangsdaten, die bei der Bewertung der aggregierten Fließgewässerlandschaften Anwendung fanden, kann eine Ursachensuche schnell einen hohen Bearbeitungsaufwand nach sich ziehen. Die Verwendung der Mittelwerte als Bewertungsgrundlage ist in Anbetracht des hinter- legten Datenkollektivs der Einzelwerte gerechtfertigt. Die messstellenbezogene Aus- wertung erscheint auch im Hinblick auf die Zielsetzung der Studie geeigneter. Die Größe der Untersuchungsgebiete, die durch die aggregierte Gewässerlandschaf- ten verkörpert wird, wirkt sich zweifelsohne auf die Konzentrationsspektren aus: es liegt in der Natur großer Betrachtungsräume, dass eine große Diversität verschiedens- ter Charakteristika angetroffen wird. Dennoch hebt sich die silikatische Landschaft von den anderen aggregierten Gewässerlandschaften mit ihrem großen Konzentrations- spektrum ab.

Natürlich vorkommendes Zink gehört als fein verteilter Spurenbestandteil zu den ver- hältnismäßig weit verbreiteten Elementen und kommt in Mineralien wie Magnetit, Pyro- xen, Amphibol und Biotit vor. (WINOGRADOW, 1954; SCHNEIDER et al., 2003) Zinkgehalte von Gesteinen liegen in der Regel unterhalb von 0,1 g/kg, die höchsten mittleren Gehalte werden in Tongesteinen mit 0,13 g/kg erreicht (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992). Aufgrund dieser geringen Verfügbarkeit sind auch die Zinkkonzent- rationen natürlicher Gewässer meist nur gering, denn die überwiegend gut löslichen Zinkverbindungen könnten sehr viel höhere Konzentrationen erreichen. In der Literatur

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werden Zinkkonzentrationen in der Regel mit bis zu 10 µg/l angegeben (SCHNEIDER et al., 2003). Nicht selten ist eine Konzentrationserhöhung aufgrund anthropogener Ein- flüsse: selbst im Grundwasser stellten SCHLEYER & KERNDORFF (1992) Maximalwerte von > 4000 µg/l fest, deren Ursprung in den veralteten verzinkten Eisenrohren der För- derbrunnen gesehen wird. Die große Konzentrationsspanne der silikatischen Landschaft kann also auch von anthropogenen Einflüssen gesteuert sein, da Zink industriell breite Anwendung findet. Während die Einträge über industrielle Abwässer und kommunale Kläranlagen in den letzten Jahrzehnten deutlich reduziert wurden, wird ein kontinuierlich wachsender An- teil diffuser Eintragsquellen verzeichnet. Die durch den Hochbau zunehmende Ver- wendung von Zink führt insbesondere zu einer Metallausschwemmung infolge von Kor- rosion der Dach- und Fassadenmaterialien (HILLENBRAND et al., 2005).

Wie der Tabelle 3.8 zu entnehmen ist, liegen die Größenordnungen (GO) in der salinaren Landschaft mit 1,4 (MW) und 1,6 (EW) im normalen Bereich. Bemerkenswert ist hier, dass im Gegensatz zu allen anderen Gewässerlandschaften der 5%- Perzentil- wert mit 13 µg/l (EW) bzw. 20 µg/l (MW) sehr hoch liegt. Auch die anderen Perzentil- werte der salinaren Landschaft stehen weitestgehend im Widerspruch zu den Werten des Geochemischen Atlas (FAUTH, 1985), wobei der Median mit lediglich 5 µg/l angegeben wird. Auch SCHNEIDER et al. (2003) konnten in ihren statistischen Erhebungen keine erhöhten Zinkgehalte im Zechstein feststellen. Der Median wird hier mit ≤ 14 µg/l angegeben, was zugleich der LAWA - Zielvorgabe für aquatische Lebensgemeinschaf- ten entspricht. Untersuchungen der Grundwässer in Bayern stellten allerdings auch überdurchschnittliche Zinkgehalte (250 µg/l) in salinaren Wässern fest (LFU BAYERN, 2008).

Tabelle 3.8: Ergebnisse der aggregierten Fließgewässerlandschaften sowie des undifferenzierten Datensatzes, Angaben logarithmisch (SÜß, 2009) FGL (agg.) Min P(5) P(15,9) P(50) P(84,1) P(95) Max GO Karbonatisch (MW) 0,70 0,70 0,78 1,22 1,65 1,97 2,44 1,27 Karbonatisch (EW) 0,70 0,70 0,70 1,08 1,42 1,77 2,73 1,08 Metallogen (MW) 0,70 0,70 0,72 1,06 1,28 2,05 2,62 1,35 Metallogen (EW) 0,70 0,70 0,70 0,70 1,30 1,56 2,92 0,86 Moore (MW) 0,70 0,70 0,78 0,94 1,41 1,55 1,72 0,85 Moore (EW) 0,70 0,70 0,70 1,08 1,54 1,76 2,85 1,06 Salinar (MW) 1,25 1,30 1,42 1,84 2,24 2,73 2,88 1,42 Salinar (EW) 0,70 1,11 1,30 1,88 2,33 2,70 3,79 1,59 Sandig-tonig (MW) 0,70 0,70 0,78 1,14 1,60 2,05 3,25 1,35 Sandig-tonig (EW) 0,70 0,70 0,70 1,34 1,81 2,23 4,06 1,53 Silikatisch (MW) 0,70 0,73 1,04 1,72 2,39 2,73 4,16 2,01 Silikatisch (EW) 0,70 0,70 0,96 1,53 2,02 2,64 4,62 1,94 Undifferenziert (MW) 0,70 0,70 0,79 1,17 1,69 2,24 4,16 1,54 Undifferenziert (EW) 0,70 0,70 0,70 1,32 1,83 2,25 4,62 1,55

Bei den hier untersuchten Datensätzen ist noch zu erwähnen, dass häufig ein Großteil der Daten aus Werten der Nachweisgrenze besteht. Dies wirkt sich wie folgt aus (Tabelle 3.9): Die halbierten Nachweisgrenzen der Einzelwerte (siehe Abschnitt 4.4.1) gehen mit Anteilen von durchschnittlich 30%, die der Mittelwerte von durchschnittlich

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11% in die Auswertung mit ein. Dies spiegelt sich auch in den statistischen Parametern wieder (Tabelle 3.10). Die Tabelle kennzeichnet hierbei farblich, welche statistischen Parameter dem Einfluss der Werte der Nachweisgrenze unterliegen. Dabei wird zwischen den Einzelwerten (gelb) und den Mittelwerten (grün) unterschieden. Beide Ta- bellen spiegeln die Tatsache wider, dass die Mittelwerte für eine belastbare statistische Auswertung besser geeignet sind. Das eben beschriebene Problem lässt sich auch anschaulich an den Boxplots (Abbildung 3.10) erkennen. Bei den Auswertungen anhand der Einzelwerte fallen die Parameter Minimum sowie der 5%-, 15%- und 25%- Perzentilwert fast überall zusammen, mit Ausnahme der salinaren und silikatischen Landschaft.

Tabelle 3.9: Anteil der Werte der Nachweisgrenze an der Gesamtanzahl getesteter Da- tensätze (Gesamtgehalt Zink) Einzelwert Mittelwerte FGL (agg.) Anzahl Anzahl Anteil in % Anzahl Anzahl Anteil in % Gesamt NWG-Werte (gerundet) Gesamt NWG-Werte (gerundet) Karbona- 806 318 40% 41 7 17% tisch Metallogen 957 511 54% 42 7 17% Moore 1410 602 43% 51 7 14% Salinar 786 12 1,5% 23 0 0% Sandig-tonig 18782 5118 27% 570 68 12% Silikatisch 1843 298 16% 63 3 5%

Tabelle 3.10: Veranschaulichung des Einflusses der Werte der Nachweisgrenze auf die Gesamtverteilung und deren statistische Parameter

FGL (agg.) Minimum P(5) P(15,9) P(25) P(50) EW Karbonatisch MW EW Metallogen MW EW Moore MW EW Salinar MW EW Sandig-tonig MW EW Silikatisch MW EW Undifferenziert MW

In Anlehnung an SCHLEYER & KERNDORFF werden die geogenen Hintergrundwerte anhand der zentralen 68,3%-Masse für den Zn-Gesamtgehalt definiert. Als Beginn anthropogener Beeinflussung wird der 95%-Perzentilwert verwendet. In Tabelle 3.21

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werden die Ergebnisse der Orientierungswerte und Referenzbereiche aller Testreihen zusammengefasst. PIPER-Diagramme werden sehr häufig zur Klassifizierung von Grundwässern herangezogen (SCHLEYER & KERNDORFF, 1992). Sie finden aber ebenso in Bezug auf Fließge- wässer Anwendung (SCHNEIDER et al., 2003). Im PIPER-Diagramm werden die Katio- 2+ + + 2+ - - 2- - nen Ca , Na + K und Mg , sowie die Anionen HCO3 , Cl und SO4 + NO3 dargestellt. Das bedeutet, dass die untersuchten Analysen für die Darstellung im Piper- Diagramm alle acht Ionen umfassen müssen. Die PIPER-Diagramme der hier getesteten aggregierten Fließgewässerlandschaften (Anlage 3.2.4) basieren auf den Mittelwer- ten. Die Tabelle 3.11 legt diesbezüglich die Anzahl der zur Verfügung stehenden Da- tensätze dar.

Tabelle 3.11: Verwertbare Datensätze für die Erstellung der PIPER-Diagramme der aggregierten Fließgewässerlandschaften Anzahl Anzahl vollständiger Analysen FGL (agg.) (nach SCHNEIDER et al.) Messstellen hinsichtlich der Hauptionen (Mittelwerte) (Piper-Diagramm) Salinare Landschaft 23 19 Karbonatisch-dolomitische Landschaft 41 22 Metallogene Landschaft 42 33 Moore und Moorauen 51 28 Silikatische Landschaft 63 51 Sandig-tonige Landschaft 570 332 Undifferenziert 790 485

Die Darstellung des undifferenzierten Datensatzes im Piper-Diagramm (Anlage 3.2.4) ergibt ein recht einheitliches Bild. Bezüglich der Kationen handelt es sich beim Großteil um calcium-betonte Wässer. Ein kleinerer Teil wird durch Kalium und Natrium domi- niert. Im Anionen-Dreistoffdiagramm konzentriert sich die Punktwolke im sulfatisch / nitratischen (30 – 60%) sowie im hydrogenkarbonatischen (20 – 50%) Bereich. Ein geringer Teil der Messstellen zeigt aber ebenso eine Dominanz von Chlorid. Daraus schlussfolgernd kann der undifferenzierte Datensatz als hydrogenkarbonatisch / sulfatisch bis überwiegend sulfatisch der erdalkalischen Wässer mit teilweise erhöhtem Al- kaligehalt eingestuft werden. Sehr ähnlich ist das Bild erwartungsgemäß bei den Messstellen der sandig-tonigen Fließgewässerlandschaft (Anlage 3.2.4), da der überwiegende Anteil der Messstellen des undifferenzierten Datensatzes aus eben dieser Gewässerlandschaft stammt. Die Wässer der karbonatisch-dolomitischen Landschaft zeigen wider Erwarten im Kati- onen-Dreistoffdiagramm nur eine verhältnismäßig schwache Calcium-Dominanz, die hin zu natrium- und kalium-betonteren Wässern streuen. Widersprüchlich verhalten sich ebenso die angetroffenen sulfat-betonten Wässer im Anionen-Dreistoffdiagramm. Die Messstellen der metallogenen und salinaren Fließgewässerlandschaft sowie die Gewässerlandschaft der Moore und Moorauen verhalten sich sehr ähnlich. Sie sind allesamt calcium-betont und weisen eine hydrogenkarbonatisch / sulfatische Dominanz bzw. eine überwiegend sulfatische Dominanz auf. Die silikatische Landschaft weist von allen aggregierten Fließgewässerlandschaften vermutlich die größte Streuung der Messstellen im Piper-Diagramm auf (Anlage 3.2.4). Das Kationen-Dreistoffdiagramm ist überwiegend calcium-geprägt, streut aber auch beachtlich hin zu natrium- und kalium-betonteren Wässern. Im Anionen-

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Dreistoffdiagramm sind die Messstellen derart verstreut verteilt, dass keine Tendenz ersichtlich wird. Diese Inhomogenität der Messstellen innerhalb der silikatischen Land- schaft lässt sich auch in den großen Konzentrationsspektren der zugehörigen Boxplots wieder erkennen. Die starken Schwankungen der Zink-Gesamtgehalte sowie der Hauptionen weisen auf sehr unterschiedliche natürliche Gegebenheiten innerhalb dieser einen aggregierten Fließgewässerlandschaft, können aber auch von anthropogenen Einflüssen mitbestimmt sein. Hierzu werden die folgenden Testreihen Aufschluss liefern.

2. Testreihe In der zweiten Testreihe wurden die differenzierten Fließgewässerlandschaften (nach BRIEM), welche sich zur silikatischen Fließgewässerlandschaft gruppieren, analysiert. Die inhomogenen Ergebnisse der ersten Testreihe waren bei der Auswahl dieser Landschaft mitbestimmend. Die Messstellen der silikatischen Landschaft konnten hierbei in die Landschaften des Buntsandsteins, des Schiefers, des Rotliegenden Sedi- ments sowie des Rotliegenden Vulkanits unterteilt werden (siehe auch Abbildung 3.9). Die Tabelle 3.12 gibt Aufschluss über die Anzahl auswertbarer Daten im Rahmen dieser Testreihe.

Tabelle 3.12: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zink - Gesamtgehaltes gruppiert nach den differenzierten Fließgewässerlandschaften (n. BRIEM) Anzahl Analysen Anzahl Messstellen FGL (diff.) (nach BRIEM) (≙Einzelwerte) (≙Mittelwerte) Buntsandstein 1083 37 Rotliegendes Sediment 243 11 Rotliegendes Vulkanit 246 5 Schiefer 153 6

Die Ergebnisdarstellung erfolgt anhand der Spannweitendiagramme (Abbildung 3.11), der Häufigkeitsverteilungen (Anlage 3.2.2) sowie anhand eines PIPER-Diagramms (An- lage 3.2.5).

Beim Betrachten der Spannweitendiagramme (Abbildung 3.11) wird offensichtlich, wie differenziert sich die einzelnen Fließgewässerlandschaften im Vergleich zur silikatischen Landschaft verhalten. Während der Buntsandstein der silikatischen Gewässer- landschaft ähnelt, verhalten sich das Rotliegende und der Schiefer konträr hierzu. Der Vergleich der Boxplots des Buntsandsteins offenbart eine gute Übereinstimmung der statistischen Maßzahlen zwischen den Einzel- und Mittelwerten

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4,5

3,5

2,5

2 log c [c in µg/l] 1,5

0,5

) ) ) W W EW) EW) EW) ( MW ( n t (EW) t (M t ( it (MW) tei en en fer s an e im im k hiefer (M chaft (MW) nd s a ed Schi Sc Sed d Vul nts end Vulkani n Bu Buntsandstein ( eg iegend sche Land otl Rotli Rotliege ati R Rotliegend S Silik Silikatische Landschaft (EW) Differenzierte Fließgewässerlandschaft

Median Minimum Maximum 25%-Perzentil 75%-Perzentil

Abbildung 3.11: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte [µg/l] in den differenzierten Fließgewässerlandschaften sowie der silikatischen Gewässer- landschaft (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte)

Datum: 25.01.2010 94 Abschlussbericht

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Das Rotliegende (Sedimente sowie Vulkanite) deckt selbst in Anbetracht von Minimum und Maximum weit geringere Konzentrationsspektren als die silikatische Landschaft ab. Auffällig ist beim Rotliegenden Sediment, dass sich das Boxplot der Mittelwerte durch ein größeres Spektrum der zentralen 68,3%-Masse deutlich von dem der Ein- zelwerte abhebt. Dies zeichnet sich auch beim Betrachten der Häufigkeitsverteilungen ab (Anlage 3.2.2). Zurückzuführen ist dies eindeutig auf die geringe Anzahl auswertbarer Messstellen (n = 11). Damit kann die Repräsentativität der Mittelwerte und deren statistische Auswertung in diesem Fall in Frage gestellt werden. Auch bei SCHLEYER & KERNDORFF (1992) erfolgte eine statistische Auswertung sowohl der Einzelwerte als auch der Mittelwerte nur bei einer Anzahl von mindestens 10 vorliegenden Messwer- ten. Im oben geschilderten Fallbeispiel waren die Ergebnisse allerdings auch bei 11 Messwerten nicht zufrieden stellend. Widersprüchlich hierzu verhalten sich allerdings die Ergebnisse beim Rotliegenden Vulkanit: obwohl die Anzahl auswertbarer Messstel- len (n = 5) hier noch geringer ist, ist der Unterschied zwischen den Einzel- und Mittel- werten weniger signifikant.

Der Schiefer ist durch ein enorm großes Konzentrationsspektrum gekennzeichnet. Die Größenordnungen (5%- bis 95% - Perzentilwert) von Zink variieren hier zwischen 3,5 (EW) und 3,3 (MW), das entspricht einer Konzentrationsspanne von rund 5 µg/l bis 16.000 µg/l. Damit erklärt sich wohl auch die große Konzentrationsbandbreite der silikatischen Landschaft. Aufgrund der geringen Anzahl an Messstellen in dieser Fließge- wässerlandschaft (n = 6) konnte eine Analyse der Rohdaten durchgeführt werden, um der Anomalie dieser Konzentrationsspanne nachzugehen. Dabei zeigte sich, dass lediglich die Datensätze von zwei Messstellen hierfür verantwortlich sein können. Es handelt sich um zwei Messstellen an der Schlenze, wobei die Messstelle 313497 wenige Kilometer oberhalb von der Messstelle 313265 liegt. Die Messstelle 313497 liegt unterhalb des Schlüsselstollens und die Messstelle 313465 an der Mündung in die Saale (Abbildung 3.12).

Schiefer entstand im Devon und zählt damit chronostratigrafisch zum Paläozoikum. In FAUTH (1985) werden die Zinkgehalte der devonischen Einheiten mit 7100 µg/l (Maxi- mum) und 11 µg/l (Median) beziffert. Die Mediane der hier untersuchten Messstellen bewegen sich allerdings bei durchschnittlich 13.000 µg/l (Tabelle 3.13). SCHNEIDER et al. (2003) weisen auf die starken Variationen in der geochemischen Zusammensetzung des Schiefers hin, die vom Ausgangsmaterial abhängig ist. Dabei wurde festgestellt, dass insbesondere die Schiefer des Rheinischen Schiefergebirges, des Erzgebirges und des Harzes geogen erhöhte Metallgehalte aufweisen (metallogene Landschaft).

Datum: 25.01.2010 95 Abschlussbericht

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Mundloch Schlüssel- stollen

Messstellen

Kläranlage

Abbildung 3.12: Untersuchte Messstellen in der Fließgewässerlandschaft Schiefer (Karten- grundlage aus LVERMGEO, 2009)

Die Tabelle 3.13 lässt sehr deutlich den Charakter erhöhter Metallgehalte an beiden Messstellen erkennen. Der unmittelbare Einfluss des Schlüsselstollens auf die Gewäs- serqualität der Schlenze ist unverkennbar. Der Schlüsselstollen ist mit 32 km einer der längsten Stollen Europas und stellt das wichtigste Entwässerungsbauwerk des einsti- gen Mansfelder Bergbaus dar (SAUERZAPFE et al., 2009). Er entwässert die Mansfelder Mulde, die durch mächtige Gesteinsfolgen des Zechstein, Buntsandstein und Muschel- kalk sowie durch einen nur wenige Dezimeter mächtigen erzführenden Kupferschiefer- flöz geprägt ist (NATURPARK UNTERES SAALETAL, 2009). Der Schlüsselstollen mündet noch heute in einem ausgebauten Mundloch an der Neumühle südwestlich von Friede- burg in die Schlenze. Dabei führt er 20-25 m3/min aus der seit 1981 gefluteten Mans- felder Mulde ab (SAUERZAPFE et al., 2009). Die Messstellen unterliegen damit in be- sonderem Maße den erzreichen Einflüssen dieses Gebietes. Auch wenn diese Metall- gehalte zum Teil geogenen Ursprungs sind, müssen hier - entsprechend der angesetz- ten Definition des geogenen Hintergrundwertes - die Einflüsse des industriellen Berg- baus als anthropogene Einflussfaktoren berücksichtigt werden. Dies umfasst vielseitige diffuse Sickerwassereinträge über Bergbauhalden etc. in das Grundwasser. Des Wei- teren werden auch heute noch punktuell Abwässer über den so genannten Bolze- schacht in das Entwässerungssystem des Schlüsselstollens eingebracht. Einen weiteren, nicht zu vernachlässigenden anthropogenen Einfluss auf die Wasserbeschaffen-

Datum: 25.01.2010 96 Abschlussbericht

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heit der Schlenze hat gewiss auch die Kläranlage, die sich wenige Flusskilometer auf- wärts befindet (Abbildung 3.12).

Tabelle 3.13: Anomale Gesamtmetallgehalte in der Wasserphase der Messstellen 313265 und 313497

Messstelle 313265 313497 Parameter Einheit Mündung Saale Uh. Schlüsselstollen Zn gesamt µg/l 14.000 12.600 U gesamt µg/l 40 - Se gesamt µg/l 13 20 Ni gesamt µg/l 42,5 36,3 Cu gesamt µg/l 260 230 Cr gesamt µg/l 2,5 1 Cd gesamt µg/l 29,2 27,5 Pb ges µg/l 570,5 495 As gesamt µg/l 3,75 5,1 Leitfähigkeit µS/cm 30.500 24.200 pH-Wert - 7,8 7,8

In Tabelle 3.14 (Einzelwerte) und Tabelle 3.15 (Mittelwerte) werden vergleichend die statistischen Kennwerte der differenzierten Gewässerlandschaften dargestellt. Bei der Auswertung anhand der Einzelwerte (Tabelle 3.14) wird ersichtlich, dass die differenzierten Fließgewässerlandschaften – mit Ausnahme des Schiefers - ein relativ homo- genes Bild wiedergeben. Insbesondere der Vergleich der Durchschnittswerte (mit/ohne Schiefer) lassen sehr deutlich den Einfluss des Schiefers erkennen. Auch die durch- schnittliche Größenordnung von 1,58 spiegelt das normale Verhalten der differenzierten Fließgewässerlandschaft wider. Trotz der verhältnismäßig geringen Datenlage des Schiefers (Tabelle 3.12) ist dessen Einfluss auf das gesamte silikatische Datenkollektiv gravierend. Bei der Betrachtung der Mittelwerte (Tabelle 3.15) lassen sich grundsätzlich ähnliche Aussagen treffen. Mit Ausnahme des Schiefers verhalten sich die anderen betrachteten Landschaften recht homogen. Folgende geringe Abweichungen sind außerdem ersichtlich: die Rotliegenden Sedimenten weisen eine Konzentrationsspanne von zwei Größenordnungen auf; und bei den Rotliegenden Vulkaniten wird lediglich eine Grö- ßenordnung erreicht. Die Konzentrationsspannen der anderen Landschaften verhalten sich mit durchschnittlich 1,46 Größenordnungen (1,92 mit Schiefer) in dem von SCHLEYER & KERNDORFF (1992) beschrieben Bereich normal. Der Einfluss des Schie- fers auf die statistischen Maßzahlen ist auch bei der Mittelwertbetrachtung ersichtlich. Die durchschnittlichen Einzel- und Mittelwerte der differenzierten Fließgewässerland- schaften repräsentieren erwartungsgemäß mit guter Annäherung die jeweils überge- ordnete Klassifizierung.

Datum: 25.01.2010 97 Abschlussbericht

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Tabelle 3.14: Vergleich der Ergebnisse der differenzierten Fließgewässerlandschaften (Einzelwerte), Angaben logarithmisch

FGL Min P(5) P(15,9) P(50) P(84,1) P(95) Max GO Buntsandstein 0,699 0,699 1,11 1,61 2,03 2,41 4,62 1,71 Rotliegend 0,699 0,699 1,28 1,45 1,78 2,32 2,92 1,62 Sediment Rotliegend 0,699 0,699 1,11 1,59 1,97 2,11 2,45 1,41 Vulkanit Schiefer 0,699 0,699 0,699 1,91 4,15 4,21 4,33 3,51 Durchschnitt 0,699 0,699 1,17 1,55 1,93 2,28 3,33 1,58 ohne Schiefer Durchschnitt 0,699 0,699 1,05 1,64 2,48 2,76 3,58 2,06 Silikatische 0,699 0,699 0,96 1,53 2,02 2,64 4,62 1,94 Landschaft FGL (agg.) 0,699 0,699 0,699 1,32 1,83 2,25 4,62 1,55 undifferenziert

Tabelle 3.15: Vergleich der Ergebnisse der differenzierten Fließgewässerlandschaften (Mittelwerte), Angaben logarithmisch

FGL Min P(5) P(15,9) P(50) P(84,1) P(95) Max GO Buntsandstein 0,699 1,02 1,20 1,72 2,14 2,49 3,82 1,47 Rotliegend 0,699 0,72 1,22 1,97 2,58 2,70 2,74 1,98 Sediment Rotliegend 0,72 0,79 0,96 1,35 1,56 1,71 1,79 0,92 Vulkanit Schiefer 0,79 0,84 0,94 2,33 4,13 4,15 4,16 3,31 Durchschnitt 0,71 0,84 1,13 1,68 2,1 2,3 2,78 1,46 ohne Schiefer Durchschnitt 0,73 0,84 1,08 1,85 2,6 2,76 3,13 1,92 Silikatische 0,699 0,73 1,04 1,72 2,39 2,73 4,16 2 Landschaft FGL (agg.) 0,699 0,699 0,79 1,17 1,69 2,24 4,16 1,54 undifferenziert

Die Darstellung der differenzierten Landschaften im PIPER-Diagramm (Anlage 3.2.5) basiert auf den Mittelwerten und zeigt, dass in erster Linie die Wässer des Buntsand- steins für die Streuung innerhalb der silikatischen Landschaft verantwortlich sind. Die eine Hälfte der Messstellen des Buntsandsteins zeigt vor allem calcium-betonte Wäs- ser, die andere Hälfte weist hin zu natrium- und kalium-geprägten Wässern. Die Inho- mogenität der Messstellen wird noch deutlicher im Anionen-Dreistoffdiagramm: in Be- zug auf Sulfat und Nitrat umfasst das Spektrum 30 bis 90%, in Bezug auf Chlorid 5 bis

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65%. In Anbetracht dieser Streuung kann eine anthropogene Beeinflussung dieser Messstellen nicht ausgeschlossen werden.

Der Hauptionen des Schiefers verhalten sich mehrheitlich entsprechend der silikatischen Landschaft und weisen keine Besonderheiten auf. Eine Ausnahme bilden lediglich zwei Messstellen: sie heben sich deutlich von allen anderen untersuchten Mess- stellen ab. Sie sind stark natrium- und kalium-betont und weisen eine nahezu 100%ige Dominanz von Chlorid auf. Damit repräsentieren sie alkalische Wässer mit überwie- gend chloridischer Prägung. Es handelt sich hierbei um die bereits untersuchten Mess- stellen an der Schlenze (313497, 313265). Mittels der Darstellung im Piper-Diagramm konnte hinsichtlich der Hauptionen ebenfalls deren Sonderrolle bestätigt werden.

3. Testreihe In der dritten Testreihe wurden die hydrogeologischen Einheiten (basierend auf der HyK 400; Anlage 1.4) der differenzierten Fließgewässerlandschaft des Buntsandsteins näher betrachtet. In die Untersuchung gingen hierbei jene hydrogeologischen Einhei- ten ein, welche mehr als fünf Messstellen in der jeweiligen Einheit aufweisen konnten. Dies betraf die quartären Sande sowie die Ton- und Schluffsteine. Letztere werden wie folgt unterteilt: a) Ton- und Schluffsteine in Wechsel mit geringmächtigen Sand-, Kalk- und Ro- gensteinen (Unterer Buntsandstein) b) Ton- und Schluffsteine wie zuvor, jedoch unter vorwiegend schluffiger Locker- gesteinsbedeckung. In der folgenden Auswertung werden diese Bezeichnungen aufgrund der Handhabbar- keit wie folgt abgekürzt: „quartäre Sande“, „Ton-Schluff (a)“ und „Ton-Schluff (b)“. Die Tabelle 3.16 gibt Aufschluss über die Anzahl auswertbarer Daten im Rahmen dieser Testreihe.

Tabelle 3.16: Verwertbare Datensätze für die Auswertung des Zn –Gesamtgehaltes gruppiert nach den hydrogeologischen Einheiten

Anzahl Analysen Anzahl Messstellen Hydrogeologische Einheit (≙ Einzelwerte) (≙ Mittelwerte) Quartäre Sande 437 12 Ton-Schluff (a) 155 9 Ton-Schluff (b) 228 7

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4,5

3,5

2,5

2 log c [c in µg/l] 1,5

0,5

) ) ) ) W) W W W) W W) (E (M (EW) (M (M (E ) (MW) ) ft de in (E n (a f (b (b) e tein f f s cha chaft (MW) uf lu luff dst s s Sande h h nd d re Sa c c san a an nd tä -Schluff (a) (EW Schl S t L a n nts ar n- on-S un u u To To T Ton- B B che Q Quartäre s che L ti s a kati ilik i Hydrogeologische Einheit S Sil

Median Minimum Maximum 25%-Perzentil 75%-Perzentil

Abbildung 3.13: Spannweitendiagramme der Zinkgesamtgehalte (µg/l) in den hydrogeologischen Einheiten, in der Fließgewässerlandschaft des Buntsand- steins sowie in der silikatischen Gewässerlandschaft (jeweils Mittelwerte und Einzelwerte)

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Die Ergebnisdarstellung erfolgt anhand der Spannweitendiagramme (Abbildung 3.13), der Häufigkeitsverteillungen (Anlage 3.2.3) sowie anhand eines Piper-Diagramms (An- lage 3.2.6).

Beim Betrachten der Spannweitendiagramme (Abbildung 3.13) der hydrogeologischen Einheiten lassen sich erneut deutlich die Vorteile der differenzierten Analyse im Ver- gleich zu den übergeordneten Klassifizierungen (Buntsandstein und silikatische Land- schaft) erkennen. Die hydrogeologische Einheit der quartären Sande ist durch vergleichsweise geringere Konzentrationen sowie kleinere Konzentrationsspektren bestimmt. Die Ton- und Schluffsteine (a) weisen durch ihre großen Konzentrationsspekt- ren bei der Einzelwert- (14 – 2600 µg/l) und Mittelwertbetrachtung (7 – 1700µg/l) Grö- ßenordnungen von durchschnittlich 2,3 auf. Ein ähnliches Bild ergibt sich bei den Ton- und Schluffsteinen (b): die Größenordnungen (5% - 95%-Perzentilwert) variieren hier zwischen 2,08 (EW) und 1,81 (MW), das entspricht einer Konzentrationsspanne von rund 20 µg/l bis 1900 µg/l.

Die Ursachen für die vergleichsweise geringen Konzentrationen sowie Konzentrations- bandbreiten der quartären Sande liegen in den Charakteristika der Sande: Sandkörner (0,063 – 2 mm) bestehen fast vollständig aus Quarzen, einem Material, welches au- ßerordentlich verwitterungs- und abtragungsresistent ist. Sande, zumal fluvial umgela- gerte und ausgewaschene, bilden ein saures Milieu aus und stellen geochemisch ionen- und nährstoffarme Bereiche dar. Aufgrund ihrer hohen Wasserdurchlässigkeit stellen sie gute Grundwasserleiter dar(BRIEM, 2003). Außerdem verfügen sie auf Grund der petrografischen Struktur nicht über eine hohe Sorptionskapazität, um Schwermetal- le dauerhaft zu binden. Aus diesem Grund werden lediglich moderate Konzentrationen in den quartären Sanden angetroffen, die ganz offensichtlich die unteren Konzentrati- onsbereiche der Fließgewässerlandschaft des Buntsandsteins und ferner auch die der silikatischen Landschaft maßgeblich mitbestimmen. Nach FAUTH (1985) sind insbesondere Quartärgebiete durch erhöhte Zinkgehalte ge- prägt. Aus bereits erläuterten Gründen nehmen die quartären Sande eine separate Rolle ein. Die in FAUTH (1985) angegebenen Orientierungswerte (Maximum: 11.000 µg/l; Median: 14 µg/l) werden dennoch durch die hier untersuchten Konzentrations- spektren tendenziell bestätigt.

Die höheren Konzentrationen in den Ton- und Schluffsteinen lassen sich ebenfalls aus deren Eigenschaften herleiten: Ton- und Schluffsteine gehören zu den feinklastischen Sedimentgesteinen, welche durch mechanische Zerstörung anderer Gesteine entstehen. Sie sind insbesondere durch ihre feine Körnung gekennzeichnet: Tonsteine (< 0,002 mm) und Schluffsteine (0,002 bis 0,063 mm) (SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 2002). Damit erzeugen sie eine große spezifische Oberfläche, die zur Absorption und damit auch zur Immobilisierung von Schwermetallen beiträgt, wodurch sich die erhöh- ten Zinkkonzentrationen der untersuchten Messstellen erklären lassen. Die Tabelle 3.17 (Einzelwerte) und Tabelle 3.18 (Mittelwerte) stellen neben den statistischen Parametern auch die Größenordnungen (5% bis 95%-Perzentil) der hydrogeologischen Einheiten des Buntsandsteins sowie die Vergleichswerte der übergeordneten Testreihen dar. Bei der Gegenüberstellung der Tabellen wird folgendes ersichtlich: Der Vergleich der Durchschnittswerte mit den Werten des Buntsandsteins lässt insbesondere bei der Mittelwertbetrachtung gute Übereinstimmungen erkennen.

Datum: 25.01.2010 101 Abschlussbericht

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Tabelle 3.17: Vergleich der Ergebnisse der hydrogeologischen Einheit (HGE) des Bunt- sandsteins (Einzelwerte), Angaben logarithmisch

HGE Min P(5) P(15,9) P(50) P(84,1) P(95) Max GO Quartäre Sande 0,699 0,699 0,699 1,45 1,81 2,05 4,33 1,35 Ton-Schluff (a) 0,699 1,15 1,79 2,08 2,61 3,41 4,62 2,26 Ton-Schluff (b) 0,699 1,20 1,50 2,48 3,02 3,28 3,76 2,08 Durchschnitt 0,699 1,02 1,33 2,00 2,48 2,91 4,24 1,90 Buntsandstein 0,699 0,699 1,11 1,61 2,03 2,41 4,62 1,71 Silikatische LS 0,699 0,699 0,96 1,53 2,02 2,64 4,62 1,94 Undifferenzierter 0,699 0,699 0,699 1,32 1,83 2,25 4,62 1,55 Datensatz

Tabelle 3.18: Vergleich der Ergebnisse der hydrogeologischen Einheit (HGE) des Bunt- sandsteins (Mittelwerte), Angaben logarithmisch

HGE Min P(5) P(15,9) P(50) P(84,1) P(95) Max GO Quartäre Sande 0,699 0,699 0,88 1,29 1,74 2,10 4,16 1,4 Ton-Schluff (a) 0,699 0,87 1,10 2,13 2,44 3,22 3,82 2,35 Ton-Schluff (b) 1,29 1,43 1,64 2,40 2,97 3,24 3,24 1,81 Durchschnitt 0,90 1,00 1,21 1,94 2,39 2,85 3,74 1,85 Buntsandstein 0,699 1,02 1,20 1,72 2,14 2,49 3,82 1,47 Silikatische Land- 0,699 0,73 1,04 1,72 2,39 2,73 4,16 2,00 schaft Undifferenzierter 0,699 0,699 0,79 1,17 1,69 2,24 4,16 1,54 Datensatz

Im Folgenden wird am Beispiel der „Ton- und Schluffsteine (a)“ demonstriert, dass die nicht unerheblichen Größenordnungen von 2,26 (EW) und 2,35 (MW) nicht nur auf die korngrößenspezifischen Eigenschaften zurückzuführen sind. Der Blick auf die Lage der Messstellen offenbart wesentliche zusätzliche Einflussfaktoren.

Tabelle 3.19: Übersicht über ausgewählte Messstellen in der hydrogeologischen Einheit „Ton- und Schluffsteine (a)“

Zn Mst. Gewässer Bemerkung zur Lage [µg/l] Regenbeek 311540 414 Unterhalb der Kläranlage Klostermansfeld (Alte Wipper)

312706 4520 Glume Unterhalb der Halde Helbra (Abraum Kupfererzförderung)

313330 174 Gonna Unterhalb Gonnaer Stollen (Kupferschieferbergbau)

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Zn Mst. Gewässer Bemerkung zur Lage [µg/l] Alteröder Unterhalb Alteröder Stollen (Stollen zur ehemaligen Was- 313335 284 Grund sergewinnung aus dem mittleren Buntsandstein)

Es zeigt sich deutlich, dass die erhöhten Zinkkonzentrationen auch auf anthropogene Überprägung zurückzuführen sind – zum einen durch den Altbergbau (Messstellen unterhalb der Stollen und Halde) und zum anderen durch die Kläranlage. Die Wasser- beschaffenheit der Messstelle unterhalb der kommunalen Kläranlage ist außerdem durch erhöhte Phosphat- und Stickstoffverbindungen gekennzeichnet. Die Messstelle an der Halde Helbra, die durch den Abraum des Bergbaus geprägt ist, weist auch im Hinblick auf andere Schwermetalle erhöhte Gehalte auf (Tabelle 3.20).

Tabelle 3.20: Erhöhte Metallgehalte (Median) an den Messstelle 312706, 313330, 313335 Messstelle Median Einheit 312706 313330 313335 uh. Halde Helbra uh. Gonnaer Stollen uh. Alteröder Stollen Leitfähigkeit µS/cm 5590 1375 2060 pH-Wert µg/l 7,4 7,85 7,9 As gesamt µg/l 33,3 0,75 1,1 Pb gesamt µg/l 130 0,75 14,9 Cd gesamt µg/l 18,7 0,15 0,26 Cu gesamt µg/l 72 17 8,7 Ni gesamt µg/l 5,7 1,55 1 Zn gesamt µg/l 4520 174 284

Die Auswertung der Hauptionen der hydrogeologischen Einheiten im Piper-Diagramm zeigt unerwarteter Weise keine Ausbildung einzelner Punktwolken, die es erlauben würden, die hydrogeologischen Einheiten des Buntsandsteins näher zu klassifizieren. Die Einheit „Ton-Schluff (a)“ zeigt die stärkste Streuung, was vermutlich mit der großen Konzentrationsbandbreite der Zinkgehalte in Verbindung stehen könnte. Die Vermu- tung liegt nahe, dass die Streuung der Hauptionen in Zusammenhang mit der Streuung der Metallgehalte steht. Dies steht allerdings im Widerspruch zu den Hauptionen der quartären Sande, da deren Streuung ebenfalls nicht unerheblich ist, obwohl sie nur eine geringe Zn-Konzentrationsspanne aufweisen.

Die enorme Streuung der Hauptionen lässt eine anthropogene Beeinflussung vermu- ten. Dies deutete sich schon bei den vier untersuchten Messstellen der Einheit „Ton- und Schluffsteine (a) an. Aus diesem Anlass wurde ein weiteres Piper-Diagramm erstellt, in welchem die betreffenden Messstellen farblich hervorgehoben sind (Anlage 3.2.6). Allerdings lässt sich auch hier nur unzureichend eine klare anthropogene Beein- flussung ableiten, da sich die Streuung der Hauptionen der betreffenden Messstellen fortsetzt. Lediglich die beiden Messstellen unterhalb der Stollen (313330 und 313335) weisen eine stärkere Sulfat-Nitrat-Betonung auf, wohingegen sich die Messstelle un-

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terhalb der Halde (312706) sowie unterhalb der kommunalen Kläranlage mit 40 – 50% im breiten Mittelfeld bewegen. Eine signifikante Tendenz ist daran nicht auszumachen. Die Tabelle 3.21 stellt zusammenfassend die ermittelten geogenen Hintergrundwerte, die im Rahmen dieser Methode vielmehr als Referenzbereiche zu definieren sind, aller durchgeführten Testreihen dar.

Tabelle 3.21: Abgeleitete Orientierungswerte und Referenzbereiche für die Gesamtgehal- te von Zink in der Wasserphase [µg/l]

Einzelwerte Mittelwerte Beginn Beginn Geogener Nor- Geogener Nor- anthropogen anthropogen Bezugseinheit malbereich malbereich beeinflusster beeinflusster (68,3%-Masse) (68,3%-Masse) Bereich Bereich P(15,9) P(84,1) P(95) P(15,9) P(84,1) P(95) Aggregierte Fließgewässerlandschaft Karbonatisch 5 26 60 6 44 93 Metallogen 5 20 36 5 19 117 Moore 5 35 58 6 25 36 Salinar 20 213 502 27 174 546 Sandig-tonig 5 64 168 6 40 113 Silikatisch 10 105 435 11 245 539 Undifferenziert 5 67 177 6 48 175 Differenzierte Fließgewässerlandschaft Buntsandstein 13 106 259 16 138 319 Rotliegendes Sed. 19 61 207 24 389 508 Rotliegendes Vul. 13 93 130 10 39 54 Schiefer 5 14.000 16.200 9 13.500 14.100 Hydrogeologische Einheit Quartäre Sande 5 65 112 8 55 126 Ton-Schluff (a) 61 405 2596 13 276 1720 Ton-Schluff (b) 32 1045 1896 44 948 1719

Zusammenfassend kann die Methode nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) als gut praktikabel bewertet werden. Sie zeichnet sich insbesondere durch ihre einfache Handhabbarkeit und eine unkomplizierte und schnelle Ergebniserlangung aus. Die im Rahmen dieser Untersuchung erlangten Resultate machen allerdings deutlich, dass die Ergebnisse stark vom Grad der Klassifizierung der Ausgangsdaten abhängig sind (Tabelle 3.21). Insbesondere kleinräumige Anomalien lassen sich in detaillierten Untersuchungen besser erfassen. Damit trägt dies entscheidend zur Ableitung geogener Hintergrundwerte bei.

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Klassifizierung nach aggregierten Fließgewässerlandschaften Die Unterteilung Sachsen-Anhalts in die sechs Gewässerlandschaften (SCHNEIDER et al., 2003) ist sehr großflächig und erlaubt weder eine hinreichende Charakterisierung der Diversität natürlicher Gegebenheiten noch die grundlegende Unterscheidung zwischen natürlichen und anthropogenen Einflüssen. Die durch die aggregierten Gewäs- serlandschaften verfolgte Grobeinteilung vereinheitlicht damit offensichtlich zu stark geochemisch unterschiedliche Gebiete, so dass deren Verwendung für die Ermittlung regionaler geogener Hintergrundwerte nicht empfohlen werden kann. Allerdings lassen sich geochemisch divergente Gebiete bereits an der Konzentrationsbandbreite der Boxplots grob erkennen. Die Größe der Untersuchungsräume erlaubt jedoch in keinem Fall eine Rekonstruktion möglicher Ursachen. Dieser thematischen Auseinandersetzung steht die Methodische entgegen, denn be- züglich der statistischen Auswertung bietet diese Klassifizierung entscheidende Vortei- le. Allen voran steht die hohe Anzahl auswertbarer Datensätze, welche stets statistisch fundierte Ergebnisse liefert. Dabei stellte sich heraus, dass vor allem die Mittelwerte für eine belastbare statistische Auswertung besser geeignet sind, da hier die Perzentilwer- te nicht so maßgeblich durch der Werte der Nachweisgrenze mitbestimmt werden.

Klassifizierung nach differenzierten Fließgewässerlandschaften Die Unterteilung Sachsen-Anhalts in die Fließgewässerlandschaften nach Briem lässt durch ihre detailliertere Differenzierung spezifischere geogene Hintergrundwerte ableiten. Die Konzentrationsspanne der aggregierten Fließgewässerlandschaft erfährt eine klare Zuordnung in die entsprechenden differenzierten Gewässerlandschaften. Damit werden die so ermittelten geogenen Hintergrundwerte den natürlichen Gegebenheiten weitaus gerechter (vgl. Schlenze). Des Weiteren wurde festgestellt, dass die Verwen- dung der Mittelwerte hier als kritisch eingestuft werden kann, da die Anzahl auswertbarer Daten bei dieser Betrachtungsweise bereits erheblich reduziert war. Selbst die durch SCHLEYER & KERNDORFF (1992) vorgeschlagene Mindestanzahl (n = 10) erwies sich teilweise als nicht ausreichend (vgl. Rotliegend Sedimente). Allerdings spiegeln die durchschnittlichen Perzentilwerte der Mittelwertbetrachtung die Mittelwerte der übergeordneten aggregierten Landschaft erwartungsgemäß gut wider.

Klassifizierung nach hydrogeologischen Einheiten Mit dieser Klassifizierung wird ein noch detaillierterer Einblick in regionalspezifische Besonderheiten möglich. Das Datenkollektiv der untersuchten Fallbeispiele erwies sich insbesondere in Bezug auf die Auswertung der Mittelwerte als ungenügend, so dass statistisch gesicherte Ergebnisse nicht immer erzielt werden können. Die Auswertung der Einzelwerte erwies sich hingegen als ausreichend, was vor allem auf die umfangreiche Datengrundlage des Buntsandsteins zurückgeführt werden kann (Abbildung 3.9). Die Datenlage der anderen differenzierten Fließgewässerlandschaften gestaltet sich indes weitaus geringer, so dass angenommen werden kann, dass sich die Aus- wertung anderer Datensätze problematischer gestalten könnte. Die durchschnittlichen Perzentilwerte der Mittelwertbetrachtung spiegeln die Mittelwerte der übergeordneten differenzierten Fließgewässerlandschaft erwartungsgemäß gut wider. Die ermittelte starke Streuung der hydrogeologischen Einheiten des Buntsandsteins im Piper- Diagramm lässt sich zudem unzureichend interpretieren (Anlage 3.2.6). Eine anthropogene Beeinflussung ist hier nicht auszuschließen und wurde sogar bei einigen Mess- stellen belegt. In Anbetracht der Umsetzung der Studie, die weitaus mehr Parameter umfasst als die Zinkkonzentration, wird aufgrund der oftmals zu geringen Datenlage

Datum: 25.01.2010 105 Abschlussbericht

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sowie aufgrund des anstehenden hohen Aufwandes von einer Empfehlung dieses Klassifizierungsgrades abgesehen. Eine entscheidende Informationsquelle sind die Lagebezeichnungen der Messstellen, die oftmals bereits eindeutig auf eine anthropogene Beeinflussung hindeuten. Aus diesem Grund ist es empfehlenswert diese vorher auszuschließen. Unklar ist der Aus- schluss jener Messstellen, welche in der direkten Umgebung von Stollen liegen, da hier kein anthropogener Einfluss im engeren Sinne vorliegt. Sie stellen vielmehr Relikte des ehemaligen Bergbaus dar, die nach wie vor Wässer mit erhöhten Metallgehalten aus tieferen geologischen Schichten in die Vorfluter einspeisen. Die Auswertung anhand der Spannweitendiagramme lieferte eine anschauliche Ergebnisdarstellung. Ins- besondere die Gegenüberstellung verschiedener Datenkollektive lässt schnell Unter- schiede erkennen und weitere Analysen effektiver planen.

3.2.3 Komponentenseparation nach KUNKEL et al.

In Abschnitt 2.7.4 wurden die Verfahrensinhalte bereits ausführlich beschrieben. Zur Ableitung der natürlichen Wasserbeschaffenheit wurde hierbei vorausgesetzt, dass sich die beobachtete Häufigkeitsverteilung eines Wasserinhaltsstoffes in eine natür- liche und eine beeinflusste Komponente separieren lässt und sich diese generell durch Lognormalverteilungen beschreiben lassen. Mittels eines Iterationsverfahrens sollen die Parameterwerte ermittelt werden, für die sich eine optimale Übereinstimmung zwischen der beobachteten Häufigkeitsverteilung und der Summe der berechneten Kom- ponentenhäufigkeiten ergibt. Bedauerlicherweise bleiben die Autoren eine weiterfüh- rende Erläuterung dieser Methodik schuldig, so dass eine verfahrensgerechte Nach- ahmung dieser Methode nicht möglich ist. Wie sich im Folgenden zeigen wird, wurde mittels Modellierung versucht sich bestmöglich diesem Verfahren anzunähern.

Zur Evaluation der Durchführbarkeit dieser Methode wurde zunächst anhand eines Beispiels aus KUNKEL et al. (2004) nachempfunden, inwieweit man sich trotz fehlenden Iterationsverfahrens der Methode nähern kann. Dazu wurde das Exempel Barium in tertiären Sedimenten digitalisiert und nachgebildet. Diese Verfahrensschritte erfolgten mit der Bildbearbeitungssoftware GIMP 2.6.6 (2009) sowie mit Surfer 8.01 (Golden Software, 2002). Die weiterführende Modellierung erfolgte dann mit Excel (Microsoft Office, 2003). Erwartungsgemäß stellten sich die Funktionen der Lognormalverteilun- gen nach KUNKEL et al. (2004) als nicht ausreichend für eine exakte Imitation des Ex- empels heraus. Es bedurfte vielmehr weiteren Parametern, die eine genaue Beschrei- bung der Funktionen zuließen. Hierzu wurde ein Skalierfaktor in die Funktion integriert. Des Weiteren wurden die Funktionen fnat und fbeein bezüglich der Faktoren Klassenbrei- te (B) sowie dem natürlichen Anteil an der beobachteten Häufigkeitsverteilung (A) er- weitert.

Demnach lauten die verwendeten Funktionen:

()()c −lnln (μ )2 ()()c −lnln (μ )2 ⎛ − nat − beein ⎞ 2 2 B ⎜ A 2⋅σ nat ()1− A 2⋅σ beein ⎟ beob ()cf = ⋅⋅ e + ⋅ e ⋅ SF 2π ⋅ c ⎜σ σ ⎟ ⎝ nat beein ⎠

Datum: 25.01.2010 106 Abschlussbericht

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2 1 ⎛ ()c /ln μ ⎞ ⋅− ⎜ ⎟ 1 2 ⎝ σ ⎠ nat cf )( = ⋅ e fnat ⋅⋅⋅ BASF 2 σπ ⋅⋅ c 2 1 ⎛ ()c /ln μ ⎞ ⋅− ⎜ ⎟ 1 2 ⎝ σ ⎠ beein cf )( = ⋅ e fbeein ⋅⋅⋅ BASF 2 σπ ⋅⋅ c

mit: beob ()cf : beobachtete Konzentrationsverteilung

nat ()cf : natürliche Komponente der beobachteten Konzentrationsvertei- lung

beein ()cf : beeinflusste Komponente der beobachteten Konzentrationsver- teilung c : Konzentration eines Inhaltsstoffes B : Breite der Konzentrationsklassen A : Anteil der natürlichen Komponente an der beobachteten Vertei- lung SF : Skalierfaktor σ : Streubreite der Verteilung μ : Median der Verteilung

Der Versuch die statistischen Lageparameter mithilfe der quadratischen Abweichung in Excel (MS Office 2003) zu optimieren, blieb erfolglos. Stattdessen kann an dieser Stel- le bereits festgehalten werden, dass die Annäherung der berechneten Funktionen an das Exempel lediglich über die Eingabe von geschätzten Lageparametern zu steuern war. Daraus schlussfolgernd ist die Anwendung dieses Verfahrens an den folgenden Fallbeispielen mit großen Unsicherheiten verbunden, denn die Lage der Funktionen im Koordinatensystem sowie die Identifizierung der natürlichen und beeinflussten Kompo- nente unterliegen subjektiven Gesichtspunkten. Die Abbildung 3.14 kennzeichnet dieses Problem anhand eines Fallbeispiels.

Es wurde festgestellt, dass in erster Linie die Lage der beeinflussten Komponente die meisten Unsicherheiten mit sich bringt. Auch wenn diese im ersten Augenblick lediglich Einfluss auf die beobachtete Häufigkeitsverteilung ausübt und damit unerheblich für die Ermittlung des geogenen Hintergrundwertes ist, ist jedoch festzuhalten, dass die natür- liche Komponente von Anfang an ebenso diesen subjektiven Einschätzungen unterliegt. Dies beginnt bei der Klassenbildung mit der Anzahl von Klassen, welche einen entscheidenden Einfluss auf die Abschätzung der Lage der Funktionen hat. Kunkel et al. Nehmen leider auch diesbezüglich von einer Beschreibung der Verfahrensweise Abstand, so dass sich während der Methodentestung einer idealen Klassenanzahl durch das Experimentieren mit verschiedenen Klassenbreiten angenähert wurde. Die- se nahezu willkürliche Herleitung der natürlichen Verteilungsfunktion hat erheblichen Einfluss auf die Ableitung der geogenen Hintergrundwerte, so dass die Anwendbarkeit dieser Methode in Frage gestellt werden kann.

Datum: 25.01.2010 107 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

0,18

0,16

0,14

0,12

0,1

0,08

0,06 Relative Häufigkeit

0,04

0,02

0 0123456 Konzentration ln(c)

Klassenhäufigkeiten f nat f beein f beob

0,18

0,16

0,14

0,12

0,1

0,08

Relative Häufigkeit 0,06

0,04

0,02

0 0123456 Konzentration ln(c)

Klassenhäufigkeiten f nat f beein f beob

Abbildung 3.14: Zwei verschiedene Interpretationsmöglichkeiten bezogen auf die Lage der beeinflussten Komponente am Fallbeispiel der Gesamt-Zinkkonzentration [µg/l] in der silikatischen Landschaft

Bei der Auswahl der zu testende Daten wurde in Anlehnung an die hydrogeologischen Bezugseinheiten in KUNKEL et al. (2004) die Unterteilung der aggregierten Fließgewäs- serlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003) herangezogen. Demnach wurden die Daten nach ihrer Zugehörigkeit zur Fließgewässerlandschaft sortiert und die betroffe- nen Messstellen nach vorhandenen Zinkkonzentrationen selektiert. Die Komponentenseparation nach KUNKEL et al. (2004) in Bezug auf den Zn- Gesamtgehalt wurde an zwei Fallbeispielen untersucht: zum einen anhand der Mess- stellen innerhalb der karbonatisch-dolomitschen Gewässerlandschaft und zum anderen die der silikatischen Gewässerlandschaft (Tabelle 3.22).

Datum: 25.01.2010 108 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 3.22: Untersuchte Datengrundlage bezüglich der Zn-Gesamtgehalte in der Was- serphase Karbonatisch-dolomitsche Gewässerlandschaft Silikatische Gewässerlandschaft 41 Messstellen 63 Messstellen 806 Analysen (Gesamtgehalt in µg/l) 1843 Analysen (Gesamtgehalt in µg/l)

Des Weiteren wurde versucht diese Methode auch auf die Feststoffkonzentrationen der Sedimente und Schwebstoffe anzuwenden. Aufgrund der mangelhaften Datengrundla- ge konnten allerdings nur wenige Messstellen der sandig-tonigen Gewässerlandschaft analysiert werden (Tabelle 3.23). Grund hierfür ist, neben der insgesamt geringeren Daten-/Messstellenverfügbarkeit bezüglich der Feststoffkonzentrationen, auch die häu- fig fehlende Zuweisung der Messstellen zu den Bezugseinheiten. Es wurden 31 Mess- stellen mit Schwebstoff- und 22 Messstellen mit Sediment-Feststoffkonzentrationen ohne Zuordnung in der Datenbank ermittelt.

Bei der Datenselektion stellte sich des Weiteren heraus, dass der Parameter „Proben- art“ häufig im Widerspruch zur Messstellenbezeichnung, welche fast immer auch einen Hinweis auf die Probenart innehat, steht. Da dies den gesamten Datenbestand betrifft und gleichermaßen Auswirkungen auf die Untersuchung der anderen Methoden hat, wird empfohlen, die Richtigkeit der Zuordnung der Probenart zu den Messstellen un- bedingt zu prüfen, um bei der Ermittlung der geogenen Hintergrundwerte auf korrekte Datenbestände zugreifen zu können.

Tabelle 3.23: Untersuchte Datengrundlage bezüglich der Zn-Feststoffkonzentrationen im Sediment und Schwebstoff

Sandig-tonige Gewässerlandschaft Sediment Schwebstoffe 2 Messstellen 2 Messstellen 261 Analysen (Feststoffkonzentration 94 Analysen (Feststoffkonzentration in mg/kg) in mg/kg)

KUNKEL et al. (2004) beziehen die geogene Hintergrundkonzentration aus dem 90%- Perzentilwert der natürlichen Verteilungsfunktion (fnat). Zur Ermittlung des Backgrounds erwies sich die Darstellung der natürlichen Verteilungsfunktion als kumulierte Häufig- keitsverteilung als geeignet (Abbildung 3.15).

Datum: 25.01.2010 109 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

0,9

0,8

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3 Kumulierte Häufigkeit Kumulierte 0,2

0,1

0 012345 log c [c in µg/l] fnat

Abbildung 3.15: Kumulierte Häufigkeitsverteilung der natürlichen Komponente fnat zur Ermitt- lung des geogenen Hintergrundwertes am Beispiel des Zn-Gesamtgehaltes in der Wasserphase in der silikatischen Gewässerlandschaft

Eine umfassende grafische Darstellung der Ergebnisse erfolgt in der Anlage 3.3. Dabei werden für jeden Betrachtungsraum die entsprechenden Häufigkeitsverteilungen und Komponenten sowie die kumulierte Häufigkeitsverteilung der natürlichen Komponente (fnat) abgebildet.

Die Analyse der kumulierten Häufigkeitsverteilungen ergibt damit folgende geogene Hintergrundwerte (Tabelle 3.24):

Tabelle 3.24: Abgeleitete geogene Hintergrundwerte mittels der Komponentenseparation

Betrachtungsraum Gesamtgehalt Sediment Schwebstoff Sandig-tonige Landschaft - 1120 mg/kg 1740 mg/kg Karbonatisch-dolomitische Landschaft 25 µg/l - - Silikatische Landschaft 160 µg/l - -

Mithilfe der Nachahmung der Komponentenseparation nach KUNKEL et al. (2004) konnte nicht geklärt werden, ob überhaupt eine beeinflusste Komponente vorliegt. Auch KUNKEL et al. (2004) charakterisieren kurz diese Problematik: Demnach ist es möglich, dass nur eine Komponente identifiziert werden kann. Aber auch das Auftreten von zwei Komponenten muss nicht notwendigerweise bedeuten, dass eine Beeinflussung vorliegt. Insbesondere geogene fazielle Unterschiede innerhalb einer hydrogeologischen Bezugseinheit führten bei einzelnen Grundwasserparametern zu mehrkomponentigen Konzentrationsverteilungen. Beispielhaft nennen die Autoren die bimodalen Konzentra- tionsverteilungen von Calcium und Magnesium im Grundwasser der Kalksteine des Oberen Jura, welche sich eindeutig auf einen unterschiedlichen Dolomitisierungsgrad zurückführen lassen. Auch unterschiedliche Redoxverhältnisse im Grundwasser kön- nen zu geogenen mehrkomponentigen Konzentrationsverteilungen führen. Den Auto-

Datum: 25.01.2010 110 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

ren zufolge ist eine korrekte Interpretation der beobachteten Konzentrationsprofile möglich, wenn die hydrogeochemischen Verhältnisse in der betrachteten Einheit als Ganzes berücksichtigt werden. (KUNKEL et al., 2004)

Allerdings stellt sich hier die Frage, inwieweit insbesondere kleinräumig auftretende geogene Anomalien bei der Analyse großräumiger Betrachtungsräume (aggregierte Fließgewässerlandschaften) überhaupt nachgewiesen werden können. Eine eindeutig bimodale Konzentrationsverteilung muss nicht gegeben sein, so dass vor allem bei wenig vorliegenden geogen erhöhten Konzentrationen (lokalspezifisch Erhöhung) eine anthropogene Beeinflussung vorgetäuscht wird.

Nicht zu vernachlässigen ist, dass nach KUNKEL et al. (2004) „die auf lokaler Skala wirkenden, als untypisch bzw. anormal einzustufenden lithogenen Einflüsse“ der beeinflussten Komponente zugeschrieben werden. Damit wird deutlich, dass diese Methode den regionalen, aber vor allem den lokalen geogenen Anomalien nicht gerecht wird. Die Erlangung repräsentativer geogener Hintergrundwerte ist damit maßgeblich von der Wahl einer durchdachten Größenordnung der Betrachtungsräume abhängig. Die aggregierten Gewässerlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003) sind damit als nicht zielführend einzustufen. Detailliertere Betrachtungsräume sind dahingehend zu prüfen, inwiefern sie Rückschlüsse auf regionalspezifische geogene Anomalien zulassen.

Allerdings sind die erörterten Probleme in Anbetracht der nicht korrekt durchführbaren Komponentenseparation nebensächlich. Der hohe Grad an Subjektivität, welcher durch die Methodenimitation auftritt, macht eine korrekte Bestimmung der Lage der Vertei- lungsfunktionen, insbesondere der natürlichen Komponente (fnat) nicht möglich. Damit wird auch eine korrekte Ableitung geogener Hintergrundkonzentrationen nicht erreicht. Insgesamt betrachtet sind die Ergebnisse durchweg mit großen Unsicherheiten behaftet. Aus diesem Grund kann diese Methode nicht weiterempfohlen werden.

3.2.4 Verfahren nach GREIF

Im Folgenden werden die Durchführung und die Ergebnisse der geochemischen Be- wertung der Sedimente und Schwebstoffe in Anlehnung an GREIF (2005) dargelegt. Auf die verschiedenen Ansätze hierzu wurde bereits in Abschnitt 2.7.6 eingegangen.

Die Datengrundlage des Landes Sachsen-Anhalt in Bezug auf die Feststoffkonzentra- tion von Zink in den Sedimenten und Schwebstoffen umfasst 956 Analysen an 66 Messstellen. Nach Berechnung der messstellenbezogenen Mediane kam in Anlehnung an GREIF (2005) das Igeo-Klassifikationsschema zum Einsatz.

cn I geo = log 2 5,1 ⋅ Bn

Als geochemischer Background B des Elements n können nach GREIF (2005) und GU- DERIAN & GUNKEL (2000) verschiedene Ansätze gewählt werden, die alle mit dem Fließgewässersediment in enger Verbindung stehen: a) globaler Tongesteinsstandard (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961) b) globale und regionale Clarkewerte für Gesteine (WEDEPOHL, 1995; RENTZSCH et al., 1984)

Datum: 25.01.2010 111 Abschlussbericht

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c) regionale Hintergrundwerte anthropogen unbeeinflusster Auensedimente (MÜL- LER et al., 1998; MÜLLER et al., 2003; PRANGE et al., 1997) d) regionale Hintergrundwerte prospektionsorientierter Bachsedimentuntersuch- ungen (RENTZSCH et al., 1984) e) Geochemischer Atlas der Bundesrepublik Deutschland (FAUTH, 1985)

Nach GUDERIAN & GUNKEL (2000) wird der Faktor 1,5 des Klassifikationsindex nicht in jedem Falle verwendet. Er ist abhängig vom räumlichen Bezug des jeweiligen Hinter- grundwertes (siehe unten).

Nachfolgend werden die Geoakkumulationsindices unter Verwendung der oben beschriebenen Ansätze ermittelt. Daran anknüpfend wird deren Anwendbarkeit anhand von zwei Fallbeispielen überprüft.

Globaler Tongesteinstandard (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961) Der häufig verwendete Tongesteinsstandard bietet insbesondere in Bezug auf die globale Vergleichbarkeit große Vorteile. Es liegt allerdings in der Natur universeller Hin- tergrundwerte, dass regionalspezifische Besonderheiten damit nicht dargestellt werden können. Hierzu wird auf Abschnitt 2.7.5 verwiesen. Für Zink liegt der globale Tonge- steinsstandard bei 95 mg/kg. Anhand der hierfür gefilterten Daten wurde der Igeo-Index berechnet.

Tabelle 3.25: Ermittelter Igeo-Klassifikationsindex für Zink unter Verwendung des Tonge- steinstandards: 95 mg/kg (nach TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961)

Igeo-Klasse Zn [mg/kg] Sedimentqualität 6 4560 übermäßig belastet 5 2280 stark – übermäßig belastet 4 1140 stark belastet 3 570 mäßig – stark belastet 2 285 mäßig belastet 1 142,5 unbelastet – mäßig belastet 0 < 142,5 praktisch unbelastet

Globale und regionale Clarkewerte Die regionalen Clarkewerte nach RENTZSCH et al. (1984) berücksichtigen nur den Harz. Die Werte gehen aus den prospektionsorientierten Untersuchungen an Bachsedimen- ten des damaligen Zentralen Geologischen Instituts Berlin hervor. Die regionalen Clarkewerte wurden aus den Modalwerten des Gesamtdatenkollektivs abgeleitet. (RENTZSCH et al., 1984)

Datum: 25.01.2010 112 Abschlussbericht

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Tabelle 3.26: Ausgewählte globale und regionale Clarkewerte

Element Clarke der oberen kontinentalen Regionaler Clarke für den Harz [mg/kg] Kruste (WEDEPOHL, 1995) (RENTZSCH ET AL., 1984) As 2 10 Cd 0,1 - Cr 35 45 Ni 19 34 Pb 17 61 Zn 52 140

Die Tabelle 3.27 enthält die ermittelten Konzentrationsklassifizierungen von Zink unter Verwendung des regionalen Clarkewertes bzw. globalen Clarkewertes.

Tabelle 3.27: Ermittelter Igeo-Klassifikationsindex für Zink unter Verwendung des regionalen Clarkewertes (140 mg/kg) sowie des globalen Clarkewertes (52 mg/kg)

Zn [mg/kg] Igeo-Klasse Regionaler Clarkewert Globaler Clarkewert Sedimentqualität (RENTZSCH ET AL., 1984) (WEDEPOHL, 1995) 6 6720 2496 übermäßig belastet 5 3360 1248 stark – übermäßig belastet 4 1680 624 stark belastet 3 840 312 mäßig – stark belastet 2 420 156 mäßig belastet 1 210 78 unbelastet – mäßig belastet 0 < 210 < 78 praktisch unbelastet

Regionale Hintergrundwerte anthropogen unbeeinflusster Auensedimente Zur Ableitung von natürlichen Hintergrundwerten werden präzivilisatorische holozäne Auensedimente empfohlen, da diese als die natürlichen Äquivalente der rezenten Ge- wässersedimente anzusehen sind (ATV-DVWK, 2000). MÜLLER et al. (2003) untersuchten diesbezüglich das Einzugsgebiet der Saale, PRANGE et al. (1997) hingegen das Einzugsgebiet der Elbe. Da die oberen Auenlehmschichten (Ablagerungen seit ca. 1850) durch Überflutungen mit belastetem Flusswasser und Schwebstoffen zumeist anthropogen überprägt ist, muss die Probenahme durch Erbohrung von Bodenprofilen erfolgen. Die so erhaltenen Vertikalprofile werden analysiert und geogene Hintergrundwerte für die jeweiligen Ge- biete abgeleitet (Tabelle 3.28). Dabei werden die oberen offensichtlich anthropogen beeinflussten Horizonte abgetrennt. Neben vielen lokalen Hintergrundwerten, welche oftmals nur eine Probenahmestelle repräsentieren, werden aus dem Durchschnitt der einzelnen Hintergrundwerte regionale Hintergrundwerte gebildet.

Datum: 25.01.2010 113 Abschlussbericht

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Tabelle 3.28: Auswahl regionaler geogener Hintergrundwerte aus anthropogen unbeeinflussten Auensedimenten

Geogener Hin- PRANGE ET AL. (1997) MÜLLER ET AL. (2003) tergrundwert (Median) [mg/kg] Elberegion Tangermünde Saaleregion Weiße Elster-Region Zink 150 127 144 157 Nickel 53 50 56 70 Kupfer 32 30 40 37 Cadmium 0,4 0,3 0,22 0,19 Arsen 24 24 13 13 Blei 29 27 19 23

Regionale Hintergrundwerte prospektionsorientierter Bachsedimentuntersuchungen (Zitat) Diese Untersuchungen zielten auf flächendeckende Angaben zur Elementverteilung und damit der Bewertung des Ressourcenpotentials der Grundgebirgseinheiten im Harz ab. Zur Einschätzung des Vorkommens von Erz- und Minerallagerstätten wurden in den Jahren 1980 bis 1982 im ca. 1500 km2 umfassenden DDR-Anteil der Grundge- birgsscholle des Harzes 2548 Wasserproben, 2710 Bachsedimentproben (< 200 µm), 2116 Bodenproben und 239 Schlichproben untersucht. Zur Verfügung stehen die Auswertungen der univariaten Statistik der Wasser- und Bachsedimentproben für das Gesamtdatenkollektiv und sortiert nach den geochemischen Landschaften sowie nach den geologischen Einheiten. Auf eine gewässerspezi- fische Auswertung kann nicht zurückgegriffen werden. Der in (b) aufgeführte regionale Clarkewert stammt aus eben diesen Untersuchungen. Sinnvoll erscheint hier die direkte Verwendung der Mediane der geochemischen bzw. geologischen Einteilung als regionale geogene Hintergrundwerte, auch wenn eine anthropogene Beeinflussung nicht ohne weiteres auszuschließen ist. Der bevorzugten Beprobung kleiner Bäche steht die geringe Teufe entgegen. RENTZSCH et al. (1984) verweisen in Bezug auf die geochemischen Landschaften auf folgendes: „Die unterschiedlichen Verhältnisse der geochemischen Landschaften spiegeln sich vor allem in den Milieuparametern wider, wohingegen die Elementgehalte in den Bachsedimenten häufig keine derartig klare Abhängigkeit aufweisen. […] Das Elementverteilungsbild innerhalb einer geochemischen Landschaft kann wesentlich durch lokal auftretende anthropogene Elementquellen (Bergbau- und Industriebetriebe, Ortschaften, u. ä.) beeinflusst werden. Derartig kontaminierte Bachsedimente weisen häufig vor allem er- höhte Cu-, Pb-, Zn-, Ag-Gehalte auf und bewirken dadurch eine Verfälschung des na- türlichen Elementangebots. Derartige Erscheinungen treten in fast allen geochemischen Landschaften auf.“(RENTZSCH et al., 1984) Die Unterteilung nach den geologischen Einheiten gestaltet sich damit aber nicht güns- tiger, da hier lediglich eine andere Aufteilung der Daten stattfand. Bei der Verwendung dieser Hintergrundwerte im Rahmen der Klassifizierung nach dem Geoakkumulationsindex ist jedoch anzumerken, dass es notwendig ist, die Messstellen des LHW den entsprechenden Einheiten zuzuordnen. Nur so kann die geochemische Heterogenität des Harzes berücksichtigt werden (Tabelle 3.29).

Datum: 25.01.2010 114 Abschlussbericht

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Tabelle 3.29: Heterogenität der Zinkgehalte in den Bachsedimenten des Harzes dargestellt anhand der geologischen Einheiten bzw. geochemischen Landschaften des Harzes (nach RENTZSCH ET AL., 1984)

Geologische Einheit Zn Geochemische Zn [mg/kg] Landschaft [mg/kg] Brockengranit 150 Brockenmassiv 134 Sedimente (Rotliegendes, Siles) 112 Rambergmassiv 105 Rotliegende Vulkanite 103 Brockenhänge 210 Ramberggranit 105 Ramberghänge 236 Wildflysch 209 Meisdorfer Randhänge 188 Sammelformation der Stieger Schichten 201 Unterharzer Hochfläche 205 Diorit 416 Nördliches Bergland 365 Silurschollen/-decken im Wildflysch 190 Südliches Bergland 140 Flysch 180 Elbingeröder Plateau 289 Buntschiefer im Elbingeröder Raum 216 Durchbruchstal der Bode 242 Acker-Bruchberg-Quarzit 267 Durchbruchstal der Selke 179 Elbingeröder Kalk und Eisenerz 639 Wippertal 133 Initialmagmatite außerhalb des Elbinge- röder Komplexes 172 Piskaborner Hügelland 165 Initialmagmatite des Elbingeröder Kom- plexes 256 Nordharz-Steilrand 282 Kieselschiefer 200 Ilfelder Randhänge 108 Praeflyschschieferformation 275 Stolberger Randhänge 156 Wernigeröder Schichten 367 Meisdorfer Land 107 Wippraer Einheit: Silur 125 Annaröder Land 112 Wippraer Einheit: Klippmühlenquarzit 110 Wienröder Winkel 177 Wippraer Einheit: Flyschoidart 142 Harkeröder Land 97 Wippraer Einheit: Grünschieferzone 163 Harzvorland 285 Wippraer Einheit: Ordovizium 174

Geochemischer Atlas der Bundesrepublik Deutschland Der Geochemische Atlas der Bundesrepublik Deutschland (FAUTH, 1985) lässt sich nicht für Sachsen-Anhalt anwenden, da sich die Untersuchungen auf die „alten“ Bun- desländer beziehen. Eine Neuauflage befindet sich in Bearbeitung (BGR, 2009).

Fallbeispiele Im Folgenden wird anhand von zwei ausgewählten Messstellen die Anwendung der oben aufgeführten geochemischen Hintergrundwerte in Verbindung mit dem Geoak- kumulationsindex geprüft und bewertet. An beiden Messstellen wurden Sedimentpro- ben analysiert.

Fallbeispiel 1 Die Tabelle 3.30 legt die wesentlichen Kennwerte der Messstelle dar und stellt diese den verfügbaren geogenen Hintergrundwerten in Bezug auf diesen Probenahmepunkt gegenüber. Die Konzentrationsangaben sind die Mediane der jeweiligen Untersu-

Datum: 25.01.2010 115 Abschlussbericht

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chung. Eine Ausnahme bildet der lokale Hintergrundwert (Mittelwert). MÜLLER et al. (2003) nutzen grundsätzlich für die Ableitung geogener Hintergrundkonzentrationen Mittelwerte, geben aber zumeist die anderen statistischen Parameter mit an. Dass der Median zur Backgroundfindung wesentlich besser geeignet ist als der arithmetische Mittelwert liegt an der Robustheit dieses Parameters gegenüber „Ausreißerwerten“.

Tabelle 3.30: Fallbeispiel 1 – Überblick verfügbarer geogener Hintergrundwerte für Zink an der Messstelle 360045

Gewäs- Beschreibung Probenahmestelle Zn [mg/kg] Quelle ser Median der aus- Weiße (1) Halle-Ammendorf 322 LHW (2008) wertbaren Daten Elster

Lokaler Hinter- Weiße Raßnitz MÜLLER ET AL. (2) 158 (MW) grundwert Elster (Schkeuditz) (2003)

Regionaler Hinter- Weiße Flussgebiet MÜLLER ET AL. (3) 157 grundwert Elster Weiße Elster (2003) TUREKIAN & Tongesteinsstan- (4) Global Global 95 WEDEPOHL dard (1961) WEDEPOHL (5) Globaler Clarkewert Global Global 52 (1995) MW: Mittelwert

Es ist deutlich erkennbar, dass sich der lokale Hintergrundwert von allen am besten der angetroffenen Konzentration nähert. Damit offenbart sich die Notwendigkeit lokale oder regionale Hintergrundwerte zur geochemischen Bewertung von Sedimenten he- ranzuziehen. In der Tabelle 3.31 wurden die verschiedenen Geoakkumulationsindices berechnet, die auf der Verwendung unterschiedlicher Hintergrundwerte beruhen. Wie in Kapitel 3.2.4 bereits beschrieben, findet in der Berechnung des Klassifikations- schemas der Faktor 1,5 nur dann Anwendung, wenn keine gemessenen Background- werte vorliegen (GUDERIAN & GUNKEL, 2000). Die „gemessenen“ Werte täuschen hier allerdings einen falschen Sachverhalt vor. Es geht vielmehr um die Streuung der Hin- tergrundwerte, die berücksichtigt werden soll, wenn größere Gebiete betrachtet werden. Bei der Betrachtung der zwei Fallbeispiele wird deutlich, dass die Zuordnung dieses Faktors mit Unsicherheiten verbunden ist, da sowohl den regionalen Hintergrund- und Clarkewerten als auch den globalen Hintergrundwerten (z.B. Tongesteinsstandard) eine Streuung innewohnt. Allerdings wird die einheitliche Verwendung des Faktors 1,5 nicht den Gegebenheiten dieser enormen räumlichen Unterschiede gerecht, so dass es nahe liegt, eine Abstufung des Faktors zwischen regionalen und globalen Hinter- grundwerten vorzunehmen. Da im Zusammenhang dieser Arbeit keine wissenschaftliche Ableitung eines „regionalen Faktors“ durchgeführt wurde, konnte dieser Faktor lediglich abgeschätzt werden, um den Einfluss deutlich zu machen. Hierbei wurde zu Vergleichszwecken ein Faktor von 1,2 angenommen

Datum: 25.01.2010 116 Abschlussbericht

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Tabelle 3.31: Igeo-Klassifikation mit unterschiedlichen Hintergrundwerten für Zink an der Messstelle 360045

Geogener Hin- Be- Abweichung zum Igeo-Klasse nach Ausgangswert tergrundwert für lastungs- Tongesteins- (1) (2 (3) (3) (4) (5) Zink [mg/kg] faktor standard )c a b a a (2) 158 (MW) 2,04 + 66,3% (3) 157 2,05 + 65,3% 322 mg/kg 2 1 2 2 3 (4) 95 3,39 - (5) 52 6,19 - 45,3% a) Berechnung des Geoakkumulationsindices mit dem Faktor 1,5 b) Berechnung des Geoakkumulationsindices mit dem Faktor 1,2 c) Berechnung des Geoakkumulationsindices ohne Faktor

Grundsätzlich kann man festhalten, dass in Tabelle 3.31 eine Verschlechterung der Einstufung nach dem Geoakkumulationsverfahren vom lokalen zum globalen Hinter- grundwert ableitbar ist. Damit ist bewiesen, dass die regionalen Gegebenheiten weitaus besser durch den lokalen und in diesem Fall auch regionalen Background reprä- sentiert werden. Dass (3) eine günstigere Einstufung erfährt als (2) lässt sich darauf zurückführen, dass bei (2) kein Faktor angewendet wurde, da es sich hier um den lokalen Hintergrundwert handelt. Der Vergleich von (3a) und (3b) lässt die Auswirkungen der Verwendung unterschiedlicher Faktoren erkennen. Dass die Igeo-Klasse bei (3a) 1 beträgt, erscheint in Anbetracht von (2) zu hoch, so dass sich die eingangs aufgestellte Vermutung bestätigt, eine sinnvolle Abstufung der Faktoren vorzunehmen. Aufgrund dessen sollte eine Überarbeitung bzw. Konkretisierung der Igeo-Klassifizierung über- dacht werden. Die Abweichung zum Tongesteinsstandard (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961) der lokalen und regionalen Hintergrundwerte von über 60% belegen die offensichtlichen Schwach- stellen dieser globalen Klassifizierung. Gegenüber dem globalen Tongesteinsstandard führt die Einstufung von kontaminierten Sedimenten und Schwebstoffen in Relation zu lokalen und regionalen Hintergrundwerten zu einer neuen Qualität bei der Bewertung von Umweltbelastungen.

Fallbeispiel 2 Die Tabelle 3.32 legt die wesentlichen Kennwerte der zu untersuchenden Messstelle dar und stellt die verfügbaren geogenen Hintergrundwerte gegenüber. Es handelt sich hierbei um eine Messstelle am nördlichen Harzrand. Aus diesem Grund können hier die Ergebnisse der prospektionsorientierten Untersuchungen des Zentralen Geologi- schen Instituts Berlin (RENTZSCH et al., 1984) einfließen. Die Messstelle wurde der geologischen Einheit und geochemischen Landschaft zugeordnet werden, so dass die Mediane dieser Unterteilungen als geogene Hintergrundwerte nutzbar sind. Des Weite- ren wurde der (über-)regionale Clarkewert, der aus der genannten Untersuchung her- vorging, verwendet.

Datum: 25.01.2010 117 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 3.32: Fallbeispiel 2 – Überblick verfügbarer geogener Hintergrundwerte für Zink an der Messstelle 461000

Zn Beschreibung Gewässer PN-Stelle Quelle [mg/kg] Median der auswertba- (1) Ilse Oh. Ilsenburg 1110 LHW (2008) ren Daten

Regionaler Hintergrund RENTZSCH ET AL. (2) Flysch-Kulmgrauwacken 180 (Geologische Einheit) (1984) Regionaler Hintergrund RENTZSCH ET AL. (3) (Geochemische Land- Nordharz Steilrand 282 (1984) schaft)

(Über-)Regionaler RENTZSCH ET AL. (4) Harz 160 Clarke (1984)

TUREKIAN & (5) Tongesteinsstandard Global 95 WEDEPOHL (1961)

(6) Globaler Clarkewert Global 52 WEDEPOHL (1995)

Die Notwendigkeit eines „regionalen“ Faktors bei der Berechnung des Geoakkumulati- onsindex wird sehr deutlich in der Tabelle 3.32 veranschaulicht. Die beispielhafte Ge- genüberstellung des regionalen Hintergrundwertes der geochemischen Landschaft zum (über-)regionalen Clarkewert lässt die Problematik erkennen. Eine Gleichstellung beider würde dem regionalen Hintergrundwert nicht gerecht werden, eine Gleichstel- lung des (über-)regionalen Clarkewertes mit dem Tongesteinsstandard durch Verwen- dung des einheitlichen Faktors von 1,5 ebenso wenig. Aufgrund dessen ist eine Abstu- fung erforderlich, denn nur so kann der Streuung des (über-)regionalen Clarkewertes gerecht werden.

Tabelle 3.33: Igeo-Klassifikation mit unterschiedlichen Hintergrundwerten für Zink an der Messstelle 461000

Geogener Igeo-Klasse nach Abweichung Ausgangs- Hinter- Belastungs- zum Tonge- wert (1) grund- faktor (2) (2) (3) (3) (4) (4) (5) (6) steinsstandard a b a b a b a a wert [mg/kg] (2) 180 6,55 + 89,5% (3) 282 3,94 + 196,8% 1110 mg/kg (4) 160 6,94 + 68,4% 3 3 2 3 3 3 3 4 (5) 95 11,69 - (6) 52 21,35 - 45,3% a) Berechnung des Geoakkumulationsindices mit dem Faktor 1,5 b) Berechnung des Geoakkumulationsindices mit dem Faktor 1,2 c) Berechnung des Geoakkumulationsindices ohne Faktor

Datum: 25.01.2010 118 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Bei der Betrachtung der Tabelle 3.33 wird ersichtlich, dass der Ausgangswert bei nahezu allen zur Klassifikation herangezogenen Hintergrundwerten zur selben Klassen- ausbildung führt. Eine Ausnahme bildet (3a), wobei hier der höchste geogene Hinter- grundwert vorliegt und durch den Faktor 1,5 zusätzlich entsprechend erhöht wird. Des Weiteren sei an dieser Stelle noch der globale Clarkewert erwähnt, der bei beiden Fallbeispielen durch seinen geringen Wert stets zur schlechtesten Einteilung des Aus- gangswertes führt. Damit wird der globale Clarkewert den Ansprüchen einer regional – geochemischen Bewertung am wenigsten gerecht. Insgesamt wiederholt sich das Bild von Fallbeispiel 1 bei der Betrachtung der Igeo- Klassen des zweiten Fallbeispiels nicht allzu offensichtlich, da nahezu alle Bewertung der Igeo-Klasse 3 zugesprochen werden können. Auch der Unterschied der sich durch die Verwendung der zwei differenten Faktoren ergibt, vererbt sich in diesem Beispiel nicht bis zur Klasse. Ganz erheblich kristallisiert sich allerdings die Abweichung des Tongesteinstandards zu den geogenen Hintergrundwerten heraus (70 – 195%). Hier machen sich die Differenzen zwischen den „normalen“ Auensedimenten und dem erzreichen Harz ansatzweise bemerkbar. Trotzdem scheint die untersuchte Messstelle nicht nur durch natürliche Bedingungen erhöhte Zinkkonzentrationen aufzuweisen. Wiederum muss bedacht werden, dass die Ilse am Nordhang des Brockens entspringt und die Zinkgehalte sich hinsichtlich der verschiedenen durchströmten Einheiten des Harzes an der Messstelle Ilsenburg im Sediment akkumulieren. Ein anthropogener Einfluss kann durch die Lage in der Siedlung ebenso nicht ausgeschlossen werden

Zusammenfassung Der Einsatz der globalen Durchschnittswerte von TUREKIAN & WEDEPOHL (1961) und WEDEPOHL (1995) gestaltet sich hinsichtlich der internationalen Vergleichbarkeit als entscheidender Vorteil. Die breite Anwendung wird auch dadurch gesichert, dass für nahezu jedes Element des Periodensystems Angaben zum Tongesteinsstand gemacht werden. Gegenüber dem globalen Tongesteinsstandard führt die Einstufung von beeinflussten Sedimenten und Schwebstoffen in Relation zu lokalen und regionalen Hinter- grundwerten zu einer neuen Qualität bei der Bewertung von Umweltbelastungen. Aus diesem Grund ist eine Verwendung regionaler Hintergrundwerte im Zusammenhang mit dem Igeo-Klassifikationsschema stets zu bevorzugen. Auch wenn – wie bei Fallbei- spiel 2 ersichtlich – die Datenaufbereitung etwas umfangreicher ist. Hier ist es dienlich die Daten der prospektionsorientierten Untersuchungen (RENTZSCH et al., 1984) in an- gemessener Art aufzubereiten. Dies würde insbesondere die Digitalisierung der geologischen Einheiten sowie der geochemischen Landschaften umfassen, da diesen be- kanntlich die geogenen Hintergrundwerte zugeordnet wurden. Dies würde eine schnelle, unkomplizierte Zuweisung der im Harz befindlichen Messstellen sicherstellen. Des Weiteren wurde festgestellt, dass der Faktor 1,5 beim Geoakkumulationsindex nicht ohne weiteres auf regionale Hintergrundwerte übertragbar ist, da er die resultierende Klasseneinteilung unzureichend präsentiert. Es wurde ein fiktiver Faktor an den zwei Fallbeispielen ausprobiert. An diesen Beispielen wurde der positive Einfluss ersichtlich, allerdings müsste sich diesem Faktor mit wissenschaftlich fundierten Metho- den genähert werden.

3.2.5 Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC

Dieser Abschnitt widmet sich der Durchführung sowie der Ergebnisdarstellung der hydrogeochemischen Modellierung, welche anhand von ausgewählten Fallbeispielen

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Anwendung fand. Auf eine ausführliche Methodenbeschreibung wurde bereits in Ab- schnitt 2.7.7 eingegangen. Mithilfe der hydrogeochemischen Modellierung können auf der Grundlage von Was- serbeschaffenheitsanalysen potentiell ausfallende Mineralphasen berechnet werden. Die so ermittelte Mineralzusammensetzung kann auf Übereinstimmungen bzw. Abwei- chungen zu den geologisch-lithologischen Gegebenheiten des Untersuchungsgebietes geprüft werden. Bei Unstimmigkeiten kann von einer anthropogenen Beeinflussung ausgegangen werden, die allenfalls qualitativ abtrennbar ist.

Zur geochemischen Modellierung wurden beispielhaft zehn Probenahmen unterschiedlicher Fließgewässermessstellen herangezogen. Die Auswahl erfolgte hierbei unter folgenden Gesichtspunkten: zum einen wurde darauf geachtet, dass sich alle Messstellen innerhalb einer aggregierten Fließgewässerlandschaft befinden (hier: silikatische Landschaft), um eine signifikante Beziehung zwischen den Messstellen und der zugeordneten Gewässerlandschaft nachweisen zu können. Zum anderen zielte die Auswahl darauf ab, möglichst stark voneinander abweichende Stoffkonzentrationen der einzelnen Parameter zu umfassen, da untersucht werden sollte, inwieweit sich ein in- homogener Dateninput auf die Homogenität des Datenoutputs auswirkt. Mithilfe der geochemischen Modellierung kann so die Vergleichbarkeit der Messstellen untereinander sowie deren Aussagekraft in Bezug auf die silikatische Gewässerlandschaft untersucht werden. Mit Blick auf die Vergleichbarkeit der Messstellen wurde ebenfalls darauf geachtet, dass möglichst vollständige Wasserbeschaffenheitsanalysen an den untersuchten Messstellen vorliegen. Die Klassifizierung der Daten nach den aggregierten Fließgewässerlandschaften (SCHNEIDER et al., 2003) wurde gewählt, da sich hier eine Zusammenfassung der geologischen Formationen sowie der Hauptkat- und anionen darbietet.

In der Anlage 3.4 werden die Ergebnisse der Methodentestung hinsichtlich der hydrogeochemischen Modellierung ergänzend aufgeführt. Die Anlage 3.4.1 gibt zunächst einen Überblick über die zur Modellierung verwendeten Daten der ausgewählten Fließ- gewässermessstellen. Die Modellrechnungen wurden mit dem Programm PHREEQC (PHREEQC for Win- dows, Version 2.15) der Autoren PARKHURST & APELLO (1999) durchgeführt. Das Mo- dellierungsprogramm besteht aus Input, Output sowie der Rechengrundlage, d.h. der thermodynamischen Datenbank. Bei der Eingabe der Parameter (Input) ist darauf zu achten, dass die Einheiten korrekt definiert sind. Beim Fehlen elementarer Parameter (Temperatur, pH-Wert, Redoxspannung) werden voreingestellte Werte (default) genutzt. Neben dem pH-Wert stellt der pE-Wert einen wesentlichen Milieuparameter im Input dar. Der pE-Wert berechnet sich aus der Redoxspannung EH: pE ≈ 16,9 * EH. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002) Als Datengrundlage der PHREEQC – Modellrechnungen wurde die im Programmpaket von PHREEQC mitgelieferte thermochemische Datenbasis MINTEQ.V4 genutzt. Diese Datenbasis verfügt über den umfangreichsten thermodynamischen Eingabedatensatz. Die Genauigkeit der Modellrechnung wird durch die Qualität der vorliegenden hydrochemischen Analysen und der zur Verfügung stehenden thermodynamischen Daten limitiert. Entscheidend ist, dass die Modellierung die maximal mögliche Situation nach Einstellung der chemischen Gleichgewichte widerspiegelt. In vielen Fällen sind kinetische Prozesse von Bedeutung, die zu einem chemischen Ungleichgewicht im betrachteten Wasser führen können und bei einer Modellierung mit PHREEQC im Zuge einer kritischen Interpretation zu berücksichtigen sind. Denn inwieweit sich die Gleichgewich-

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te überhaupt einstellen bzw. in welcher Zeit, kann nicht mit thermodynamischen Geset- zen beschrieben werden. So erfordern gerade langsame reversible, irreversible oder heterogene Reaktionen die Berücksichtigung der Reaktionskinetik, also der Geschwin- digkeit, mit der eine Reaktion abläuft bzw. sich ein Gleichgewicht einstellt. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2002)

Für die Berechnung von Minerallösung und –ausfällung nach dem Massenwirkungsge- setz ist der Sättigungsindex SI von großer Bedeutung. Der Sättigungsindex SI ist definiert als log (IAP / K), dabei steht IAP für das Ionenaktivitätsprodukt in wässriger Phase und K für das Löslichkeitsprodukt der zugehörigen Mineralphase. Der Sättigungsindex SI gibt an, ob eine Lösung im Gleichgewicht mit einer festen Phase, oder unter- bzw. übersättigt ist in Bezug auf die feste Phase. Dabei kann man die folgenden 3 Fälle unterscheiden: Übersättigung SI > 0 Untersättigung SI < 0 Gleichgewicht SI = 0 Hierbei bedeutet ein Wert von z. B. +1 eine 10fache Übersättigung, ein Wert von -2 eine 100fache Untersättigung bezüglich einer bestimmten Mineralphase. In der Praxis kann angenommen werden, dass im Bereich von -0,2 bis +0,2 von einem quasi- Gleichgewicht gesprochen werden kann. Dabei sollte aber nicht vergessen werden, dass der SI-Wert in einer logarithmischen Skala angegeben wird: SI = 0,1 bedeutet, dass ca. 25% mehr Ionenaktivität im Vergleich zum Löslichkeitsprodukt (umgerechnet auf die jeweilige Temperatur) gemessen wurde; SI = 0,2 ca. 58%, SI = 0,3 ca. 100% usw. (MERKEL & PLANER-FRIEDRICH, 2007) Im Ergebnis der hydrogeochemischen Modellierung wurden die Sättigungsindices aller potentiell ausfallenden Mineralphasen, d.h. mit einem SI ≥ -0,2, aufgelistet. Um die Modellierungsergebnisse übersichtlich wiedergeben zu können, wurde eine Einteilung des Sättigungsindex in drei Klassen vorgenommen (siehe Tabelle 3.34). Die Ergebnis- se der Modellierung sind in der Anlage 3.4.3 dargestellt.

Tabelle 3.34: Klassifizierung des Sättigungsindex

Farbliche Kenn- Nr. Bereich Bezeichnung Bezug zum SI zeichnung I -0,2 bis 0,2 Quasi-Gleichgewicht 0,6 bis 1,6facher SI II 0,2 bis 1 Übersättigung 1,6 bis 100facher SI III >1 starke Übersättigung >100facher SI

Zusätzlich wurden die Minerale nach RÖSLER (1988) den entsprechenden Mineralklas- sen zugeordnet (Anlage 3.4.2) und anhand dessen ausgewertet. In der Abbildung 3.16 (vgl. auch Anlage 3.4.4) sind die Ergebnisse der hydrogeochemischen Modellierung zusammengefasst. Auf den ersten Blick wird unmittelbar die Inhomogenität des Datenoutputs ersichtlich, wobei die Mehrzahl der Ergebnisse ganz offensichtlich in zwei Gruppen unterteilt werden kann. Die Messstellen 313355, 313346, 313349 sowie 313324 sind charakterisiert durch rund 60% Oxide und 40% Sauerstoff. In diesem Zusammenhang ist ebenfalls auf den Standort der Probenahme hinzuweisen. Die oben genannten Messstellen liegen allesamt unmittelbar an Stollen, wobei die Lage der Probenahmestelle (oberhalb oder unterhalb eines Stollens) offen-

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sichtlich keine Bedeutung hat. Stollen (z.B. aufgelassene Bergwerksstollen) werden oft auch zur Erschließung von Grundwasser genutzt. Austretendes Grundwasser (Stollen, Quellen) ist häufig durch Sauerstoffsättigung gekennzeichnet, da in der wasserunge- sättigten Zone (oberhalb der Grundwasseroberfläche) – durch die in der Regel sauerstoffhaltigen atmosphärischen Verhältnisse der Hohlräume – oxidierende Verhältnisse herrschen. Die diesen Raum durchsetzenden Sickerwässer tragen den gelösten Sau- erstoff in das Grundwasser ein, der durch Strömungsvorgänge oder Diffusion auch in tiefere Grundwässer verfrachtet werden kann. Da die Redoxspannung mit steigendem Sauerstoffgehalt zunimmt, wirken sauerstoffhaltige Wässer oxidierend, wobei vor allem Eisen(II)- und Mangan(II)-Verbindungen oxidiert werden. Durch diese Oxidationspro- zesse wird dem Grundwasser gleichzeitig auch freier Sauerstoff entzogen. (HÖLTING & COLDEWEY, 2005) Charakteristischerweise entstehen Oxide und Hydroxide überall dort, wo Sauerstoff (bzw. Wasser) zur Verfügung steht (RÖSLER, 1988). Damit lassen sich sowohl der enorme Anteil an Sauerstoff sowie an Oxiden und Hydroxiden erklären. In Bezug auf die Unterschiede der Probenahmepunkte (oberhalb und unterhalb der Stollen) liegt damit die Vermutung nahe, dass ein Grundwasseraustritt auch oberhalb der Stollen auftritt. Die andere Gruppe umfasst die Messstellen 310700, 310120, 313590 und 310150. Diese sind gekennzeichnet durch folgende Anteile an Mineralklassen: ca. 5% Haloge- nide, ca. 70 bis 80% Oxide und Hydroxide, ca. 10 bis 20% Phosphate sowie 2 bis 5% Karbonate. Es wird deutlich, dass, obwohl sich die Messstellen in der silikatischen Landschaft befinden, keine quarzhaltigen oder silikatischen Verbindungen ausfallen. Das steht im Zusammenhang mit den diesbezüglich fehlenden Verbindungen im Da- teninput der Modellierung. Keine der exemplarisch gewählten Messstellen offerieren eine Analyse bezüglich silikatischer Verbindungen. Demnach können die hier modellierten Ergebnisse nicht die anstehende Geologie widerspiegeln. Aus diesem Grund wurden neun Analysen der Messstelle 310150 (Wipper, Aderstedt) aus dem Jahr 2008 herangezogen, welche Angaben zum gelösten Siliziumdioxid enthalten. Der gemittelte Wert von 11,4 mg/l SiO2 wurde dem ursprünglichen Dateninput einfach hinzugefügt und eine weitere Modellierung durchgeführt. Die Vergleichsmodellierung zeigt, dass sich ein Anteil von rund 3,3% an silikatischen Verbindungen im Output ergibt. Dies verdeutlicht, welch enorme Qualitätsverluste durch einen ungenügenden Input entstehen können. Der hohe Phosphat-Anteil rührt vermutlich aus den Einleitungen kommunaler Abwasseranlagen. Die unmittelbare Nähe der Messstellen zu kommunalen Abwasser- anlagen wurde bei der Überprüfung im GIS bestätigt, so dass davon ausgegangen werden kann, dass diese Messstellen anthropogen beeinflusste Fließgewässerab- schnitte repräsentieren.

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100%

80%

60%

40%

20%

0% 313355 310700 310120 313346 313349 313590 310150 310150 313324 313330 311480 Median + SiO2 Halogenide Oxide und Hydroxide Quarz und Silikate Phosphate Sulfate Karbonate Sauerstoff

Abbildung 3.16: Ergebnisse der hydrogeochemischen Modellierung mit PHREEQC

Die übrigen zwei Messstellen (311480, 313330) lassen sich hinsichtlich ihrer mineralischen Zusammensetzung nicht den bereits erörterten Gruppen zuordnen. Bei genaue- rer Betrachtung des Dateninputs in der hydrogeochemischen Modellierung lässt sich jedoch eine simple Erklärung finden. Diese zwei Messstellen weisen eine wesentlich geringere Datengrundlage im Vergleich zu den anderen Messstellen auf (vgl. Anlage 3.4.1). Aus dem Dateninput geht hervor, dass die Messstelle 311480 ausschließlich die Hauptionen umfasst, wohingegen die Messstelle 313330 immerhin eine Zink- sowie Kupferkonzentration einschließt. Im Datenoutput (Anlage 3.4.3) wird deutlich, inwieweit die Ausfällung von Mineralphasen dadurch mitbestimmt wird. Der Median der exemplarisch ausgewählten Fließgewässeranalysen ist offensichtlich stark von der ersten Gruppe (Sauerstoff/Oxide/Hydroxide) beeinflusst, so dass dieser nicht zur alleinigen Beurteilungsgrundlage herangezogen werden sollte. Damit ist eine Vereinfachung der Modellierung durch das Nutzen der Mediane einer Fließgewässer- landschaft hinfällig und eine detaillierte messstellenbezogene Modellierung notwendig. In Anbetracht der ca. 1960 Fließgewässermessstellen ist dies allerdings nicht ohne weiteres durchführbar. Eine Vorauswahl bezüglich der anthropogenen Beeinflussung der Messstellen mittels Geografischer Informationssysteme (z.B. ArcGIS) könnte den Arbeitsaufwand deutlich verringern. Wie bereits in Abschnitt 3.2.2 erwähnt, bietet sich auch die Selektion nach der Messstellenbezeichnung an, da hier häufig ein Hinweis auf potentielle Beeinträchtigungsfaktoren erfolgt (z. B. Ortschaft, Kläranlage) Zusammenfassend ist darauf hinzuweisen, dass diese Methode aufgrund des hohen Aufwandes nur für gut untersuchte, räumlich eng begrenzte Gebiete, einsetzbar ist. Die Zuordnung der Messstellen zu den aggregierten Fließgewässerlandschaften ist in Be- zug auf diese Methode unzureichend. Die Anwendung einer feineren Auflösung der Fließgewässerlandschaften (vgl. BRIEM, 2003) oder nach hydrogeologischen Einheiten

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müsste geprüft werden. Auf eine schwebstoff- bzw. sedimentbezogene Modellierung wurde aufgrund der unzureichenden Datenlage verzichtet. Ergänzend wurde die Wasserbeschaffenheit der untersuchten Messstellen mithilfe von PIPER- und SCHOELLER – Diagrammen bewertet. Diese Möglichkeit der grafischen Aus- wertung, die auf den Hauptan- und kationen basiert, lässt Beziehungen zwischen den verschiedenen Wasseranalysen erkennen bzw. geologische Einheiten identifizieren. Schon SCHNEIDER et al. (2003) nutzten diese Hauptionenverhältnisse zur Klassifikation der Fließgewässerlandschaften nach hydrochemischen Gesichtspunkten. Piper-Diagramme sind Verhältnisdarstellungen, mithilfe derer zwischen folgenden Ge- wässertypen unterschieden werden kann (nach FURTAK & LANGGUTH, 1967): normal-erdalkalische Wässer (Ca + Mg > 80%; Na + K < 20%) erdalkalische Wässer mit höherem Alkaligehalt (Ca + Mg = 50 – 80%; Na + K = 20 – 50%) alkalische Wässer (Ca + Mg < 50%; Na + K > 50%) Entsprechend auftretender Konzentrationsanteile werden die oben genannten Gewäs- sertypen weiter differenziert in (hydrogen-)carbonatische, sulfatische und chloridische Geprägtheit (nach FURTAK & LANGGUTH, 1967). Die Verteilung der zehn untersuchten Messstellen deutet auf erdalkalische Wässer mit höherem Alkaligehalt und überwiegend sulfatischer Prägung (Abbildung 3.17). Bei den Kationen überwiegt deutlich Calcium (Ø ≈ 55%) gegenüber Magnesium (Ø ≈18%); Nat- rium und Kalium weisen trotz eines breiteren Spektrums (5 – 65%) lediglich Anteile von rund 25% im Durchschnitt auf. Die Anionen Sulfat und Nitrat bewegen sich im Bereich > 20% (Ø ≈ 50%) und Chlorid im Bereich < 60% (Ø ≈ 25%). Hydrogenkarbonat deckt mit 5 – 80% ein weites Spektrum ab (Ø ≈ 25%).

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100

80 80

SO +Cl+NO Ca+Mg 4 3 60 60

40 40

20 20 Na+K HCO3

0 0 100 100

20 20 80 80

40 40 60 Mg 60 SO4+NO3

60 60 40 40

80 80 20 20

0 100 0 80100 204060 0 0 20 100806040 Ca Cl Kationen Anionen

313355 313590 313330 313346 310700 310150 311480 313349 310120 313324

Abbildung 3.17: PIPER-Diagramm der zehn untersuchten Fließgewässermessstellen im Rah- men der hydrogeochemischen Modellierung Es lassen sich folgende Trends festhalten: gute Übereinstimmungen der Messstellen: 313330, 313346, 310150,310120, 310700, 311480 (im Folgenden Gesamtmasse) die Messstellen 313355, 313324, 313590 sowie 313349 wirken wie Ausreißer, wobei sich die Messstellen 313355 und 313324 im Kationen-Dreiecksdiagramm zur Gesamtmasse passend verhalten Trends der Gesamtmasse: ¾ Ca + Mg = 60 – 85%, wobei Ca > Mg ¾ Na + K = 15 – 40% ¾ SO4+NO3 > Cl, wobei Cl < 40% ¾ HCO3 < 40% ¾ SO4+Cl+NO3> 60% Bei der Interpretation des Viereckdiagramms können die meisten Messstellen (Ge- samtmasse) schlussfolgernd den erdalkalischen Wässern mit höherem Alkaligehalt und überwiegend sulfatischer Prägung zugeordnet werden. Es sei aber auch darauf hingewiesen, dass vier Messstellen aufgrund ihrer stark abweichenden chemischen Zusammensetzung nicht die Gesamtmasse verkörpern und damit anderen Gewässer- typen zugeordnet werden müssen: a) Alkalische Wässer, überwiegend karbonatisch (313349); b) Alkalische Wässer, überwiegend sulfatisch bis chloridisch (313590); c) Erdalkalische Wässer, überwiegend sulfatisch (313355, 313324). Diese unterschiedlichen Gewässerbeschaffenheitsanalysen stehen im Widerspruch zur Klassifizierung der aggregierten Fließgewässerlandschaften, wonach die hier untersuchten Messstellen (eindeutiger) einem Gewässertyp zuordenbar sein sollten. Der Vergleich mit den Er-

Datum: 25.01.2010 125 Abschlussbericht

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gebnissen der hydrogeochemischen Modellierung (vgl. Abbildung 3.16) zeigt jedoch, dass drei der vier „Ausreißer“-Messstellen (313355, 313349, 313324) derjenigen Grup- pe zugehören, welche durch 60% Oxide/Hydroxide und 40% Sauerstoff gekennzeichnet sind (Messstellen in der Nähe von Stollen). Demnach spiegelt das Piper-Diagramm genau diese Gruppierung wider. Die Ausreißer-Rolle der Messstelle 313590 offenbart sich hingegen erst im Piper-Diagramm. Sie ist geprägt durch einen hohen Chloridge- halt. Hinsichtlich des Sulfat-Nitrat-Gehalts verhält sie sich ähnlich zur Gesamtmasse. Durch die hohen Natrium- und Kaliumgehalte sowie die niedrigen Calcium- und Mag- nesiumgehalte ist diese Messstelle als einzige im alkalischen Milieu definiert. Damit stellt diese Messstelle, im Vergleich mit den Ergebnissen der hydrogeochemischen Modellierung, den eigentlichen Ausreißer dar. Im Schoeller-Diagramm werden die Konzentrationsverteilungen der einzelnen Haupt- ionen in einem semilogarithmischen Vertikaldiagramm dargestellt. Die Konzentrations- unterschiede werden hier noch offensichtlicher. Lediglich Calcium und Magnesium ver- laufen tendenziell gleichartig (Ca > Mg). Die Konzentrationsspektren von Natrium, Chlorid und Sulfat sind groß (Na < Cl < SO4) und lassen keine Ähnlichkeiten zwischen den Messstellen erkennen. Trotz der Konzentrationsunterschiede ist der ähnliche Verlauf der Gesamtmasse (311480, 313330, 310150, 310700, 313346, 310120) erkennbar. Lediglich die Mess- stelle 313330 (rot) stellt in Bezug auf Natrium eine Ausnahme (Mg > Na) dar. Die Kon- zentrationsverteilung der Hauptmasse nimmt stets folgende Form an: Ca > Mg < Na < Cl < SO4 ≈ HCO3.

Datum: 25.01.2010 126 Abschlussbericht

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2000 2000 2000 2000 2000 2000 313355 310700 310120 313346 1000 1000 1000 1000 1000 1000 313349 900 900 900 900 900 900 800 800 800 800 800 800 313590 700 700 700 700 700 700 310150 600 600 600 600 600 600 313324 500 500 500 500 500 500 313330 311480 400 400 400 400 400 400

300 300 300 300 300 300

200 200 200 200 200 200

100 100 100 100 100 100 90 90 90 90 90 90 80 80 80 80 80 80 70 70 70 70 70 70 60 60 60 60 60 60 50 50 50 50 50 50 40 40 40 40 40 40

30 30 30 30 30 30

20 20 20 20 20 20

10 10 10 10 10 10 9 9 9 9 9 9 8 8 8 8 8 8 7 7 7 7 7 7 6 6 6 6 6 6 5 5 5 5 5 5

4 4 4 4 4 4

3 3 3 3 3 3

2 2 2 2 2 2

1 1 1 1 1 1

Ca Mg Na Cl SO4 HCO3 [mg/l] Abbildung 3.18: SCHOELLER-Diagramm zu den zehn untersuchten Fließgewässermessstellen im Rahmen der hydrogeochemischen Modellierung

Insgesamt betrachtet, können mithilfe der hydrogeochemischen Modellierung keine geogenen Hintergrundwerte abgeleitet werden. Sie bietet vielmehr die Möglichkeit anhand der modellierten Mineralphasen eine anthropogene Beeinflussung abzuschätzen, da diese im Idealfall die geologisch-lithologischen Gegebenheiten des Untersuchungs- gebietes widerspiegeln. Ein entscheidender Faktor für Qualität der Ergebnisse ist ein möglichst umfangreicher Dateninput. Die Durchführung der Methode gestaltete sich aufwendig. Insbesondere im Hinblick auf Studie ist eine messstellenbezogene Model- lierung effektiv nicht durchführbar. Die hydrogeochemische Modellierung sollte bei Ein- zelfallentscheidungen herangezogen werden, insbesondere wenn mittels anderer Aus- schlusskriterien eine anthropogene Beeinflussung nicht ausgeschlossen werden kann. Von der Verwendung von Medianen und erst recht von Mittelwerten zur Modellierung wird grundsätzlich abgeraten, da – wie im untersuchten Beispiel ersichtlich – ein fal- sches Gesamtbild vermittelt wird.

Datum: 25.01.2010 127 Abschlussbericht

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3.3 Bewertung der Methodeneignung

Die vorangegangene Methodentestung erfolgte an exemplarisch ausgewählten Daten- sätzen des LHW, wobei Zink als repräsentatives Schwermetall gewählt wurde. Im Folgenden werden die Ergebnisse der Methodentestung zusammengefasst und deren Eignung für die Ermittlung geogener Hintergrundwerte für die Fließgewässer Sachsen-Anhalts bewertet.

Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN (1999) Die Ergebnisse der Methodentestung erbrachten keine signifikanten Zusammenhänge zwischen den Zink-Gesamtgehalten und dem Abfluss. Es konnten vielmehr zur Theorie widersprüchliche Ergebnisse nachgewiesen werden. Dies betrifft die Zunahme der Zinkkonzentration mit steigendem Abfluss (negativer Verlauf der Regressionsgerade). Dies wurde auf die Remobilisierung sedimentgebundenen Zinks beim verstärkten Ab- flussgeschehen zurückgeführt, konnte aber aufgrund der mangelhaften Datengrundla- ge in Bezug auf die schwebstoff- und sedimentgebundenen sowie gelösten Zinkgehal- te nicht weiter konkretisiert werden.

Es wurde weiterhin festgestellt, dass die methodisch notwendige Kombination der Pa- rameter Abfluss und Zinkkonzentration die testbaren Datensätze stark reduziert. Eine repräsentative auswertbare Analysenanzahl ist zumeist nur bei größeren Fließgewäs- sern anzutreffen, die durch eine häufige Beprobung gekennzeichnet sind. Die Auswer- tung von Datensätzen mit weniger als 30 Datensätzen gestaltete sich grundsätzlich sehr inhomogen und unrepräsentativ. Der Umstand, dass es sich bei den untersuchten Messwerten um Gesamtkonzentrationen handelt, wirkt sich zudem nachteilig aus, da keine Differenzierung des geogenen Hintergrundwertes in gelöste und ungelöste Antei- le vollzogen werden und damit auch die Herkunft einzelner Stoffanteile nicht geklärt werden kann. Anhand der getesteten Beispiele ist somit nicht nachvollziehbar durch welche Einflüsse diese Ergebnisse zustande kommen, da die Datenbasis keine weiteren Untersuchungsmöglichkeiten darlegt.

Die Ergebnisse der Konzentrations-/Abflussbeziehung anhand schwebstoffgebundener Zinkkonzentration ist kritisch zu bewerten, da die geringe Datenbasis pro Messstelle (n < 10) die Aussagekraft der Ergebnisse erheblich beeinträchtigt. Die untersuchten Gewässermessstellen wiesen ähnlich der Gesamtgehalt-Betrachtung widersprüchliche Ergebnisse auf, wobei die theoretisch erwartete Tendenz (Abnahme der Stoffkonzent- ration mit steigendem Abfluss) meist erkennbar ist.

Methodisch gesehen hat die Abwandlung des HELLMANNschen Verfahrens durch die Linearisierung (nach SCHNEIDER et al., 2003) mehrere Vorteile: zum einen ist ein einfa- cheres rechnergestütztes Handling mit den gängigen Officelösungen möglich und zum anderen bietet es die Möglichkeit, den Hintergrundwert bei unendlich hohem Abfluss zu ermitteln. HELLMANN hingegen versucht über eine weitaus umständlichere grafische Herangehensweise den „Background“ zu beziffern, der letztendlich immer nur eine Annäherung darstellt, weil er sich lediglich auf den höchstgemessenen Abfluss bezieht. Zusammenfassend sind die Ergebnisse dieser Untersuchung aufgrund der zumeist widersprüchlichen Aussagen als unzureichend einzustufen. Aus diesem Grund wird die Anwendung dieser Methode im Rahmen dieser Studie nicht empfohlen. (SÜß, 2009)

Datum: 25.01.2010 128 Abschlussbericht

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Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) Diese Methode stützt sich auf die Analyse der Konzentrationsverteilung eines Gewäs- serinhaltsstoffes. Die ursprünglich zur Grundwasserbewertung entwickelte Methodik ließ sich auf die Oberflächengewässer übertragen. Das Verfahren erwies sich insgesamt als gut praktikabel und zeichnet sich insbesondere durch ihre einfache Handhab- barkeit und unkomplizierte Ergebniserlangung aus. Darüber hinaus erwiesen sich die Boxplots als sehr anschauliche Form der Ergebnisdarstellung.

Die Methodentestung umfasste drei Testreihen, welche jeweils einer anderen Daten- klassifizierung folgte. Dabei wurden die aggregierten Gewässerlandschaften (SCHNEI- DER et al., 2003), die differenzierten Fließgewässerlandschaften (BRIEM, 2003) sowie die hydrogeologischen Bezugseinheiten untersucht. Es stellte sich heraus, dass der Grad der Klassifizierung einen erheblichen Einfluss auf die geogenen Hintergrundwerte hat. Während die aggregierten Gewässerlandschaften die geochemisch unterschiedlichen Gebiete deutlich vereinheitlichen, werden die geochemisch divergenten Regionen durch die Unterteilung in die Fließgewässerlandschaften (nach BRIEM) sowie in die hydrogeologischen Bezugseinheiten wesentlich detaillierter charakterisiert. Letztere Einteilungen ließen durch die meist stark reduzierte Datenlage eine Betrachtung einzelner auffälliger Messstellen zu. Dabei wurde festgestellt, dass eben diese Messstel- len häufig einer anthropogenen Beeinflussung unterlagen. Dabei offeriert die Messstel- lenbezeichnung zumeist schon entscheidende Informationen über deren Exposition zu anthropogenen Eintragsquellen. Ein Ausschluss dieser Messstellen sollte einer kritischen Betrachtung unterliegen: es gilt hierbei zu beachten, dass auch die anthropogen beeinflussten Messstellen in diese Methode einfließen sollten, da sonst die Konzentra- tionsverteilung des untersuchten Gewässerinhaltsstoffes maßgeblich beeinflusst wird und schließlich die zur Ableitung geogener Hintergrundwerte verwendeten Perzentil- werte ihre Bedeutung verlieren. Der Ausschluss jener Messstellen von der Bewertung führt im Übrigen dazu, dass die Anzahl auswertbarer Daten z. T. erheblich reduziert werden kann, so dass unter Umständen die Frage nach der Datenklassifikation zwangsläufig beantwortet ist. Damit käme aufgrund der belastbaren Datengrundlage, die stets eine fundierte statistische Auswertung zulassen wird, lediglich die Untertei- lung nach den aggregierten Fließgewässerlandschaften in Frage. An dieser Stelle sei allerdings darauf hingewiesen, dass die Klassifizierung nach den aggregierten Gewäs- serlandschaften aufgrund des zumeist großen Datenvolumens keine derartige Rekon- struktion möglicher geogener oder anthropogener Anomalien zulässt. Deswegen wird bei Vorhandensein entsprechender Datenbestände grundsätzlich die Verwendung der Unterteilung nach den differenzierten Fließgewässerlandschaften (BRIEM) empfohlen.

Von einer Bewertung nach den hydrogeochemischen Einheiten wird abgeraten, da das auswertbare Datenvolumen zumeist nicht für eine statistisch fundierte Auswertung reichte. Im Hinblick auf den sehr heterogenen Datenbestand anderer Parameter wird eine konstante Ergebniserlangung bei flächenhafter Anwendung nicht erwartet.

Obwohl sich grundsätzlich alle drei Untersuchungsvarianten zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte eignen, wird aus genannten Gründen die Klassifizierung nach den differenzierten Fließgewässerlandschaften empfohlen. Die Datenbasis scheint diesbe- züglich robust und die ermittelten Hintergrundwerte werden den regionalen natürlichen Gegebenheiten in einem angemessenen Maße gerecht. (SÜß, 2009)

Datum: 25.01.2010 129 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Komponentenseparation nach KUNKEL et al. (2004) Die Komponentenseparation stützt sich ähnlich der Methode nach SCHLEYER & KERN- DORFF (1992) auf die Analyse der Konzentrationsverteilung. Hierbei wird jedoch angenommen, dass sich die beobachte Konzentrationsverteilung eines Wasserinhaltsstof- fes in eine natürliche und eine beeinflusste Komponente separieren lässt und sich diese durch Lognormalverteilungen beschreiben lassen. Da die Autoren allerdings einer detaillierten Beschreibung einiger wichtigen Verfahrensinhalten schuldig blieben, ge- lang keine exakte Rekonstruktion dieser Methode.

Der in der Methodenimitation begründete hohe Grad an Subjektivität machte eine korrekte Bestimmung der Lage der verschiedenen Verteilungsfunktionen, welche aus- schließlich über die Eingabe geschätzter Lageparameter zu steuern waren, nicht mög- lich. Grund hierfür ist die fehlende Beschreibung des Iterationsverfahrens, welches die optimale Übereinstimmung der Lageparameter zwischen den einzelnen Häufigkeitsver- teilungen ermitteln könnte. Somit konnte trotz umfangreicher Tests keine wissenschaftlich begründbare Ableitung geogener Hintergrundwerte zustande kommen.

Methodische Unklarheiten ergaben sich allerdings auch hinsichtlich der Ausweisung der beeinflussten Komponenten, da mehrkomponentige Konzentrationsverteilungen nach KUNKEL et al. (2004) nicht zwangsläufig auf eine Beeinflussung hindeuten müs- sen. Den Autoren zufolge ist eine korrekte Interpretation der beobachteten Konzentra- tionsprofile möglich, wenn die hydrogeochemischen Verhältnisse in der betrachteten Einheit als Ganzes berücksichtigt werden. (KUNKEL et al., 2004) Hierbei kristallisiert sich im Hinblick auf die Studie ein nicht unerheblicher Arbeitsaufwand heraus, da jeder Parameter in Bezug auf die hydrochemischen Milieubedingungen in der jeweils untersuchten Einheit separat interpretiert werden müsste. In Anbetracht der erfolglosen Me- thodentestung gestalten sich diese Faktoren nebensächlich.

Bei genauer Kenntnis über die Verfahrensschritte stellt diese Methode, die auf der Trennung von beeinflusster und unbeeinflusster Komponente beruht, ein auf objektiven und wissenschaftlichen Kriterien basierendes Verfahren dar. Eine Methodentestung, wie sie bei SCHLEYER & KERNDORFF durchgeführt wurde, hätte sich hier ebenfalls an- geboten.

Verfahren nach GREIF (2005) Zur geochemischen Bewertung von Sedimentdaten wurde in Anlehnung an GREIF (2005) der Geoakkumulationsindex herangezogen. Daraus geht hervor, dass nicht wie bei den vorangegangenen Methoden geogene Hintergrundwerte ermittelt werden. Vielmehr wird durch deren Verwendung die Einschätzung angetroffener Feststoffkon- zentrationen ermöglicht. Die Berechnung erfolgte hierbei auf Basis verschiedener An- sätze: Anwendung fanden der Tongesteinsstandard (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961), globale und regionale Clarkewerte (u. a. WEDEPOHL, 1995), regionale Hintergrundwerte anthropogen unbeeinflusster Auensedimente (u. a. MÜLLER et al., 2003) sowie regionale Hintergrundwerte prospektionsorientierter Bachsedimentuntersuchungen (RENTZSCH et al., 1984). Den Untersuchungsergebnissen ist zu entnehmen, dass die Verwendung der globalen Durchschnittswerte (TUREKIAN & WEDEPOHL, 1961 sowie WEDEPOHL, 1995) keine den regionalen Gegebenheiten gerecht werdende Methodik darstellt. Vorteilhaft wirkt sich lediglich ihre internationale Vergleichbarkeit aus. Die Anwendung lokaler und regionaler Hintergrundwerte zur Bewertung von Sedimenten und Schwebstoffen liefert hinge-

Datum: 25.01.2010 130 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

gen weitaus spezifischere Ergebnisse, womit eine qualitativ höhere Aussage über deren Beeinflussung gewährleistet wird. Aus diesem Grund ist eine Verwendung regionaler Hintergrundwerte im Zusammenhang mit dem Igeo-Klassifikationsschema stets zu bevorzugen.

Im Hinblick auf die Studie wird empfohlen die Ergebnisse der prospektionsorientierten Bachsedimentuntersuchungen zum Harz (RENTZSCH et al., 1984) digital aufzubereiten, da sie sehr detaillierte Informationen zu dieser geochemisch differenzierten Region enthalten. Dies betrifft die Unterteilung der dort aufgeführten geologischen Einheiten und geochemischen Landschaften, da die Zuordnung der regionalen Hintergrundwerte darauf basiert.

Entsprechend der Definition des Geoakkumulationsindex findet der Faktor 1,5 Anwen- dung, wenn überregionale Hintergrundwerte in die Berechnung eingehen. Bei der Un- tersuchung der Fallbeispiele stellte sich die Frage nach einer konkreten räumlichen Abgrenzung. Beispielhaft werden an dieser Stelle die regionalen geogenen Hinter- grundwerte der geochemischen Einheiten des Harzes dem (über-)regionalen Clarkewert für den gesamten Harz gegenübergestellt. Der räumliche Faktor lässt den (über-) regionalen Clarkewert über den regionalen Hintergrundwerten der geochemischen Einheiten stehen. Aus diesem Grund wurde eine Abstufung des Faktor auf 1,2 gewählt, damit der Streuung des (über-)regionalen Clarkewertes gerecht wird. Die Wahl des Faktors erfolgte willkürlich, so dass damit lediglich die Problematik verdeutlicht werden konnte. Eine Berechnung dieses Faktors auf der Basis fundierter Metho- den könnte Gegenstand wissenschaftlicher Diskussionen sein.

Hydrogeochemische Modellierung mit PHREEQC Mithilfe der hydrogeochemischen Modellierung wurde untersucht, inwieweit die berechneten Mineralphasen auf die anstehenden geologischen Verhältnisse zurückzufüh- ren sind. Dabei repräsentieren die modellierten Mineralphasen im Idealfall die geologisch-lithologischen Gegebenheiten des Untersuchungsgebietes (= geogener Hinter- grund). Bei Abweichungen kann von einer anthropogenen Beeinflussung ausgegangen werden, die allenfalls qualitativ abtrennbar ist.

Die Testung umfasste zehn Gewässerbeschaffenheitsanalysen verschiedener Mess- stellen, die sich alle innerhalb einer aggregierten Gewässerlandschaft befinden. Da die aggregierten Gewässerlandschaften auf der Grundlage der geologischen For- mationen sowie der Hauptkat- und anionenverhältnisse zusammengefasst wurden, erschien eine entsprechende Untersuchung zielführend.

Die Ergebnisse zeigen, dass die Messstellen auf sehr unterschiedliche Weise beeinflusst sind: ein Teil ist stark durch den Altbergbau geprägt (Stollen), ein weiterer Teil sehr deutlich durch kommunale Abwässer und der dritte Teil durch einen unzureichenden Dateninput. Damit konnte bestätigt werden, dass die hydrogeochemische Model- lierung geeignet ist, anthropogene Einflüsse sichtbar zu machen. Allerdings können damit keine geogenen Hintergrundwerte abgeleitet werden. An dieser Stelle kann nur wiederholt betont werden, dass zur Identifizierung anthropogener Beeinflussung auch die Messstellenbezeichnung herangezogen werden kann. Es wurde an vielen Stellen der Methodentestungen festgestellt, dass die Bezeichnung der Probenahmestelle Hin- weise auf eine anthropogene Beeinflussung gibt. In Anbetracht dessen stellt die hydrogeochemische Modellierung die aufwendigere und zeitintensivere Methode dar,

Datum: 25.01.2010 131 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

anthropogen beeinflusste Messstellen zu identifizieren. Deshalb wird eine einzelfallbe- zogene Anwendung empfohlen, wenn mittels anderer Ausschlusskriterien eine anthropogene Einflussnahme nicht ausgeschaltet werden kann.

Als Ausschlusskriterium kann – wie bereits erwähnt – die Messstellenbezeichnung genutzt werden. Auf eine anthropogene Beeinflussung deuten demnach Bezeichnungen wie z.B. „unterhalb Kläranlage“ oder „unterhalb Deponie“. Ebenso könnte der Land- schaftstyp als Ausschlusskriterium verwendet werden. Messstellen, die in Siedlungs- nähe oder in landwirtschaftliche Nutzflächen liegen, sollten bspw. nicht zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte herangezogen werden. Die Zuordnung des Landschafts- typs kann hierbei unter Verwendung von Geoinformationssystemen (z.B. ArcGIS) erfolgen. Von einer anthropogenen Beeinflussung ist grundsätzlich auch bei den großen Fließgewässern auszugehen (z.B. Elbe, Saale). Anthropogen beeinflusste Messstellen bzw. Gewässer lassen sich auch anhand bestimmter Gewässerbeschaffenheitsdaten identifizieren. Hierfür wäre die Verwendung des 95%-Perzentilwertes der Datenverteilung eines Parameters geeignet, der nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992) als Beginn anthropogener Beeinflussung definiert wird. Es können aber auch – anstelle oder ergänzend – Ausschlusskriterien hinsichtlich anthropogen stark überprägter Stoffkonzentration festgelegt werden. Dies betrifft bspw. die Parameter Nitrat, Nitrit, Ammonium, Phosphat oder organische Stoffe. Organische Parameter deuten zumeist durch ihr bloßes Vorkommen auf eine anthropogene Beein- flussung hin, wobei die Beeinflussung der restlichen genannten Parameter zumeist durch Schwellenwerte definiert wird. Mit dieser Präselektion von Daten sind nicht un- wesentliche Nachteile verbunden: durch den Ausschluss offensichtlich beeinflusster Messstellen kann eine enorme Reduktion auswertbarer Daten einhergehen, was Aus- wirkungen auf die statistische Relevanz der Ergebnisse hat. Des Weiteren hat dieses Verfahren den Nachteil, dass die Festlegung von Schwellenwerten auf Erfahrungswis- sen basiert oder subjektiv gewählter Kriterien unterliegt. Untersuchungen zur hydrochemischen Präselektion fanden u. a. in KUNKEL et al. (2004) statt. Die vor allem mit der erheblichen Datenreduktion begründete mangelhafte Ergebniserlangung, veran- lasste die Autoren schließlich zur Entwicklung eines neuen Verfahrens, der Komponen- tenseparation (vgl. Abschnitt 2.7.4).

Abschließend werden die untersuchten Methoden hinsichtlich verschiedener Kriterien bewertet und tabellarisch zusammengefasst (Tabelle 3.35). Die Kriterien ergeben sich hierbei aus Aspekten der Methodentestung sowie den An- sprüchen, die es im Rahmen der Studie „Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen-Anhalt“ zu unter- suchen gilt. Unter dem Kriterium Übertragbarkeit/Anwendbarkeit wird die Komplexität und die damit verbundene Überführung der in der Literatur beschriebenen Methodeninhalte in gängi- ge Datenverarbeitungssoftware verstanden. Die Methodenimitation stellt zu Beginn jeder Methodenuntersuchung das entscheidende Kriterium dar, da der Erfolg bzw. Nichterfolg über die Fortsetzung der Methodentestung entscheidet. Die Methode erhält eine „sehr gute“ Übertragbarkeit/Anwendbarkeit, wenn sich sämtliche Verfahrensinhal- te z.B. mithilfe von MS Office reproduzieren lassen (siehe Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF) und entsprechend „mangelhaft“, wenn aus der Methodenbeschreibung keine ausreichende Imitation realisierbar ist (siehe Komponentenseparation nach KUNKEL et al.).

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Für den Fall, dass die Übertragbarkeit/Anwendbarkeit erfolgreich durchgeführt werden konnte, wurde anschließend das Aussagepotential bewertet. Damit wird die Qualität der gewonnenen Ergebnisse beurteilt. Die ermittelten geogenen Hintergrundwerte erhalten eine „sehr gute“ Bewertung, wenn sie belastbare und (statistisch) gesicherte Ergebnisse im Hinblick auf die Studie darstellen. Wenn den Ergebnissen keine oder eine unzureichende Aussagefähigkeit innewohnt, erfolgte eine entsprechend negative- re Beurteilung.

Das Kriterium Zeitaufwand beschreibt eine nicht zu vernachlässigende Randbedingung bei der Methodendurchführung, welches insbesondere in Anbetracht des auswertbaren Datenvolumens für das Land Sachsen-Anhalt Beachtung erhält. Die Bewertung erfolgte mit „mangelhaft“, wenn die Übertragbarkeit der Methode nicht erfolgreich verlief (Komponentenseparation nach KUNKEL et al.) bzw. die Durchführung sich überdurch- schnittlich zeitintensiv gestaltete (siehe hydrogeochemische Modellierung).

Bei den Anwendungsmöglichkeiten wird die Methodeneignung im Hinblick auf die Pro- benart zusammengefasst, wobei zumeist zwischen gelöster, gesamter und partikulärer Konzentration unterschieden wird.

In verbal-argumentativer Form wird beim Kriterium Grenzen/Probleme auf wesentliche Einschränkungen im Zusammenhang mit der jeweiligen Methode eingegangen. Es beschreibt dabei methodenspezifisch an welche Bedingungen eine erfolgreiche Um- setzung geknüpft ist und fasst die wesentlichen Kernprobleme zusammen.

Daraus schlussfolgernd wird insbesondere das Verfahren von SCHLEYER & KERNDORFF (1992) in Bezug auf die Wasserphase empfohlen. Bei Anwesenheit entsprechender regionaler geogener Hintergrundwerte liefert die Klassifikation nach dem Geoakkumu- lationsindex für die Sedimente qualitativ hochwertige Ergebnisse.

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Tabelle 3.35: Zusammenfassende Bewertung der untersuchten Methoden (SÜß, 2009)

Konzentrations-/ Verfahren n. SCHLEYER & KERNDORFF (1992) Komponenten- Geoakkumulationsindex Hydrogeochemische Abflussbeziehung separation (KUNKEL Modellierung (GREIF, 2005) Kriterium (HELLMANN, 1999) FGL (agg.) FGL (diff.) HGE ET AL., 2004) (PHREEQC) Übertragbarkeit / +++ +++ -- +++ ++ Anwendbarkeit Aussagepotential -- + ++ +++ -- ++ + Zeitaufwand ++ +++ ++ + -- ++ -- Anwendungsmög- Wasserinhaltsstof- Wasserinhaltsstoffe grundsätzlich geeig- Bewertung von Feststoff- Abschätzung einer lichkeiten fe (gelöst, gesamt, (gelöst, gesamt, partikulär) net für Wasserin- konzentrationen (Sedi- anthropogenen Be- partikulär) haltsstoffe (gelöst, ment / Schwebstoff) einflussung gesamt, partikulär) Grenzen / Prob- Teils starke Re- starke Ver- mäßige bis Sehr starke Unvollständige Me- Keine Ableitung geoge- Keine Ableitung leme duktion der Da- einheitlichung starke Re- Reduktion der thodenbeschreibung ner Hintergrundwerte geogener Hinter- tenbasis durch geo-chemisch duktion der Datenbasis führt zur fehlerhaften grundwerte Kombination Stoff- divergenter Datenbasis Methodenimitation

konzentrati- Gebiete on/Abfluss unrepräsentative negative Unrepräsenta- Aussagepotential an Aussagepotential an statistische Aus- Auswirkungen tive statisti- Existenz regionaler / vollständige Gewäs- wertung auf Ableitung sche Auswer- lokaler Hintergrundwerte serbeschaffenheit- geogener tung geknüpft sanalysen geknüpft der Theorie wider- Hintergrund- sprechende Er- werte gebnisse Gesamtbewertung -- + ++ + -- ++ - Eignung (Studie)

Erläuterung: „+++“ sehr gut „++“ gut „+“ befriedigend „-“ ausreichend „--“ mangelhaft

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4 Datenrecherche und -analyse

4.1 Übersicht der kontaktierten Institutionen und Rechercheergebnis

Für die Datenrecherche wurden die in Tabelle 4.1 aufgeführten Institutionen kontak- tiert. Eine Übersicht und der derzeitige Stand zur Datenrecherche ist Anlage 4.1 zu entnehmen.

Tabelle 4.1: Übersicht der kontaktieren Institutionen und Rechercheergebnisse Institution Rechercheergebnisse Bundesebene ARGE ELBE Wassergütestelle Elbe Ergebnisse der Schwermetalluntersu- chungen im Elbabschnitt von Schna- ckenburg bis zur Nordsee (Bericht, 1979/80); Geogene Hintergrundwerte und zeitliche Belastungsentwicklung der Elbe (Bericht, 1997) Internationale Kommission zum Schutz der Elbe Daten entsprechen denen der ARGE (IKSE) ELBE Wasser- u. Schifffahrtsamt Magdeburg Keine Daten vorhanden Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG) Schadstoffdaten Wipper 1993-2006 Landesebene Ministerium für Landwirtschaft und Umwelt des Lan- Keine Daten vorhanden des Sachsen-Anhalt Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt Messwerte für Grubenwassereinleitun- gen Landesamt für Geologie und Bergwesen Sachsen- Verweis an GLD – keine weiteren Daten Anhalt vorhanden Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasser- Ständige Datenübergabe wirtschaft Sachsen-Anhalt / Nebenstelle Halle (Saa- le) Landesanstalt für Altlastenfreistellung Sachsen- TRANSMET Mansfelder Land (2000): Anhalt 18 Messstellen (keine Einzelwerte, Schwankungsbreiten); Herkunft und Genese des Grubenwas- sers des Bergwerks Hohe Warte (Hagentalstollen): verschiedene Mess- stellen (Einzelwerte) Landeshauptstadt Magdeburg, Untere Wasserbehör- Verweis an LHW – keine weiteren Daten de vorhanden Stadtverwaltung Magdeburg / Umweltamt Keine Daten vorhanden Stadt Halle, Untere Wasserbehörde Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Stadt Dessau-Roßlau, Untere Wasserbehörde Keine Daten vorhanden Altmarkkreis Salzwedel, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Landkreis Stendal, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Landkreis Börde, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden

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Institution Rechercheergebnisse Landkreis Jerichower Land, Untere Wasserbehörde Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Landkreis Harz, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Landkreis Salzlandkreis, Umweltamt Landkreis Anhalt Bitterfeld, Untere Wasserbehörde Keine Daten vorhanden Landkreis Wittenberg, Umweltamt Verweis an LHW – keine weiteren Daten vorhanden Landkreis Mansfeld-Südharz, Umweltamt Keine Daten vorhanden Saalekreis, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Burgenlandkreis, Umweltamt Verweis an GLD – keine weiteren Daten vorhanden Nationalpark Harz Statistische Auswertung der Gewässer- gütedaten im Hochharz (1994-2002) Naturparkverwaltung Drömling Keine Daten vorhanden Landesverwaltungsamt Sachsen-Anhalt Keine Daten vorhanden Biosphärenreservate Mittelelbe Landesverwaltungsamt Sachsen-Anhalt Keine Daten vorhanden BR Karstlandschaft Südharz Forschungseinrichtungen Otto-von-Guericke-Universität Magdeburg Keine Daten vorhanden Fachhochschule Magdeburg, Wasser- und Wasser- und Sedimentchemie der Dorn- Kreislaufwirtschaft burger Alten Elbe (2008): je 6 Messstellen Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Themenverwandte Diplomarbeiten: Institut für Geowissenschaften, Geoökologie Schwermetalle Saaleaue (1994), Schwermetalle Teiche Ostharz (1997) Fachhochschule Merseburg, FB Ingenieur und Na- Einfluss der Korngröße auf die Bindungs- turwissenschaften formen von Schwermetallen in Flussse- dimenten (1996) Heavy metals in river sediments - A chemometrical evaluation (1995) Hochschule Anhalt (FH), FB Landwirtschaft, Keine Daten vorhanden Ökotrophologie und Landschaftsentwicklung Technische Universität Bergakademie Freiberg, Schwermetallsituation im Muldesystem Mineralogie (Bericht, 1999), Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH - TRANSMET Mansfelder Land (2000) UFZ (s. LAF); keine weiteren Daten vorhan- Department Hydrogeology, den Department Grundwassersanierung, Department Seenforschung, Department Fließgewässerökologie, Department Isotopenhydrologie Forschungszentrum Jülich, Institut für Chemie und Die natürliche, ubiquitär überprägte Dynamik der Geosphäre, Grundwasserbeschaffenheit in Deutsch- Institut IV: Agrosphäre land (2004) Fraunhofer Institut Keine Daten vorhanden Sonstige (private Träger, Unternehmen, ...) LMBV mbH Ergebnisse der Messstellen Bruckdorf und Hoym Mitteldeutsche Sanierungs- und Entsorgungsges. Daten liegen dem LHW bereits vor

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Institution Rechercheergebnisse mbH MIDEWA GmbH Keine Daten vorhanden TERRA-DATA GmbH Daten entsprechen denen der LAF Hallesche Wasser- und Abwasser GmbH (HWA) Keine Daten vorhanden Trinkwasserversorgung Magdeburg GmbH Keine Daten vorhanden Fernwasserversorgung Elbaue/Ostharz Keine Daten vorhanden GVV Keine Daten vorhanden Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft Studie zur Belastung von Gewässern und Geologie durch den Altbergbau (2007); Ableitung von Referenzwerten geogener Hintergrundbelastungen für Schwerme- talle in der Wasserphase sowie im schwebstoffbürtigen Sediment sächsi- scher Fließgewässer (2005) DB Projektbau GmbH Finnetunnel: Untersuchungen am Gutschbach, Steinbach, Wallroda Ehem. ZGI - FUGRO Regionale geochemische Prospektion Harz (1984): 2700 Bachsedimentanaly- sen (keine Einzelwerte, statistische Aus- wertung) WISMUT GmbH Archivrecherche, Daten vorhanden, Zu- ordnung der Analysedaten zum Standort nicht möglich Harzwasserwerke GmbH Keine Daten vorhanden

4.2 Darstellung der Datenlage

Der überwiegende Teil der recherchierten Daten wurde der Datenbank des Gewässer- überwachungsprogrammes Sachsen-Anhalt (GÜSA) entnommen. Diese besteht aus etwa 90.000 Datensätzen zur Gewässerbeschaffenheit sächsisch-anhaltinischer Mess- stellen. Darüber hinaus konnten Daten in unterschiedlicher Form von Behörden, Institu- tionen und Unternehmen beschafft werden. In Anlage 5.1 (Wasserphase) und Anlage 5.3 (Schwebstoffphase) werden alle ermittelten Messstellen in Sachsen-Anhalt visualisiert. Im Folgenden werden die wesentlichsten Datengrundlagen erläutert.

4.2.1 Datenbank des Gewässerüberwachungsprogrammes Sachsen-Anhalt (GÜSA)

Die Datenbank des Gewässerüberwachungsprogrammes Sachsen-Anhalt (GÜSA) enthält Beschaffenheitsdaten von ca. 1.800 Fließgewässermessstellen, ca. 1.500 Messstellen an 200 Standgewässern und ca. 120 Messstellen an Quellen und Stolln. Enthalten sind Analysedaten von mehr als 250 Parametern (Vor-Ort-Parameter, La- bordaten von Stoffkonzentrationen u. a.) in unterschiedlicher Anzahl. Alle Daten des Zeitraums Januar 1993 bis Oktober 2008 wurden zur Auswertung herangezogen.

Die in der Datenbank enthaltenen Messstellen unterscheiden sich hinsichtlich der Pro- benahmeintervalle. Während einige Messstellen regelmäßig über den Gesamtzeitraum alle zwei Wochen beprobt wurden, wurde eine Vielzahl von Messstellen nur selten oder während eines kurzen Zeitraumes, z. T. auch nur einmalig, beprobt. Die Anzahl der

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bestimmten Parameter unterscheidet sich. Es sind Messstellen in der Datenbank vorhanden, welche im ausgewerteten Untersuchungszeitraum (1993 bis Oktober 2008) stillgelegt wurden und andere, die im Untersuchungszeitraum eingerichtet wurden. Bei den meisten Messstellen wurde das Probenahmeintervall während des ausgewerteten Untersuchungszeitraumes teils mehrfach verändert. Einige Messstellen wurden in wenigen Fällen mehrmals täglich beprobt, d.h. für ein Probenahmedatum liegen mehrere unterschiedliche Analysenergebnisse vor.

4.2.2 SCHNEIDER, P., NEITZEL, P. L., SCHAFFRATH, M., SCHLUMPRECHT, H. (2003): Leitbildorientierte physikalisch-chemische Gewässerbewertung – Refe- renzbedingungen und Qualitätsziele

In SCHNEIDER et al. (2003) wurden umfangreiche Daten der Wasserbeschaffenheit deutscher Oberflächengewässer statistisch ausgewertet mit dem Ziel, physikalisch- chemische Referenzwerte des potentiellen natürlichen Zustandes von Oberflächenge- wässern zu definieren. Von den 560 ausgewerteten Messstellen an Fließ- und Stand- gewässern weitgehend naturbelassener Standorte liegen 39 Messstellen in Sachsen- Anhalt. Die Analysedaten der insgesamt 367 Beprobungen dieser Messstellen wurden bei der durchgeführten Datenrecherche berücksichtigt.

Ziel des Projektes war die Schaffung einer Datenbasis für die Ableitung von Referenz- werten des potenziell natürlichen Zustands hinsichtlich physikalisch-chemischer Kenn- werte in deutschen Oberflächengewässern. Dies wurde in Abhängigkeit von den öko- morphologischen und geologischen Verhältnissen in den jeweiligen Gewässereinzugs- gebieten realisiert.

Der Referenzzustand wird definiert durch den potenziell natürlichen Zustand, der sich einstellen würde, wenn alle anthropogenen Beeinflussungen der Gewässer beseitigt sind bzw. nicht vorhanden wären (LAWA, 1998). Dafür wurden die analytischen Mess- werte von weitgehend naturbelassenen Standorten (560 Messstellen an Fließ- und Standgewässern) in 20 geologisch differenzierten Gewässerlandschaften statistisch aufbereitet und bewertet. An statistischen Maßzahlen wurden je Kennwert und Gewäs- serlandschaft, bezogen auf die Analysenanzahl, berechnet: Mittelwert, 10-, 50- und 90- Perzentil, Minimal- und Maximalwert.

Die oben genannte Zielstellung wurde mit der vorgelegten Datenbasis weitgehend er- füllt. Wie die Ergebnisse der statistischen Auswertung der Analysenergebnisse der Gewässer zeigen, ist eine Zusammenfassung der Gewässerlandschaften (GLS) hinsichtlich der chemisch-physikalischen Gewässerbeschaffenheit zu folgenden Land- schaften möglich: • Moore und Moorauen • salinare Landschaften (Zechstein) • karbonatisch-dolomitische Landschaften (Muschelkalk, kalkige Kreide, Lias/Dogger, Malm, Kalk-, Flysch- und Molassealpen, Grundgebirge Kalk, Tertiär) • sandig-tonige Landschaften (Auen, Sander, Sandbedeckung, Strandbildung, Ter- rassen, Moränen, Löß, sandig-tonige Kreide, Keuper) • silikatische Landschaften (Granit, Gneis, Schiefer, Rotliegendes, Buntsandstein, Diabas/Basalt) • metallogene Landschaften (Erzgebirge: Gneis, Granit, Schiefer; Harz: Schiefer; Rheinisches Schiefergebirge: Schiefer; Bayerischer Wald: Gneis und Granit).

Datum: 25.01.2010 138 Abschlussbericht

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Die vorhandene Datenlage der genannten Gewässerlandschaften lässt eine Ableitung von Referenzbedingungen für wichtige Kennwerte in der Wasser- und Schwebstoff- phase sowie die Bewertung hinsichtlich ihrer Plausibilität bezüglich der LAWA- Qualitätszielvorgaben zu.

Referenzbedingungen, die dem Bereich der Gewässergüteklasse I der LAWA (geogener Hintergrundbereich) vergleichbar sind, konnten für folgende physikalisch- chemischen Kennwerte und GLS in den Fließgewässern abgeleitet werden:

Summen-, Leit- und Wirkparameter, Nährstoffe und Salze (90-Perzentil als Kriterium): • Nitrit: Moorlandschaften • Gesamt-P: sandig-tonige Landschaften • Sauerstoffgehalt: in allen Fließgewässerlandschaften • Chlorid: alle GLS mit Ausnahme der sandig-tonigen und salinaren Landschaften

90-Perzentile oberhalb der Gewässergüteklasse II der LAWA, was bedeutet, dass keine Referenzwerte abgeleitet werden konnten, wurden für folgende Kennwerte ermittelt: • Gesamt-N: Moore, sandig-tonige und salinare GLS • Nitrat-N: karbonatisch-dolomitische, silikatische und salinare GLS • Ammonium-N / Nitrit-N: salinare GLS • Gesamt-P / o-Phosphat-P: salinare GLS • Sulfat: karbonatisch-dolomitische und salinare GLS (geogen bedingt) • Chlorid: salinare GLS (geogen bedingt) • TOC: alle GLS (außer den Mooren/Moorauen, für die keine Daten verfügbar waren).

Schwebstoffgebundene Schwermetalle (50-Perzentil als Bewertungskriterium): Die abgeleiteten Referenzbedingungen liegen für die Schwermetalle Pb, Cr und Hg in allen GLS mit Ausnahme der metallogenen in der GKL I nach LAWA. Bei Cd, Cu, Ni und Zn traten teilweise leichte Überschreitungen auf. Für die genannten Schwermetalle und das Cu konnten somit in der Schwebstofffraktion relevante Referenzbedingungen ermittelt werden.

Schwermetalle in der Gesamtwasserphase (50-Perzentil als Bewertungskriterium): Relevante Referenzbedingungen im Bereich der geogenen Hintergrundkonzentration nach LAWA (Werte auf 25 mg/l Schwebstoffkonzentration im Gewässer bezogen) wurden für folgende Schwermetalle in den nachfolgend genannten GLS abgeleitet: • Cr: alle GLS • Cu und Pb: karbonatisch-dolomitische, silikatische und sandig-tonige GLS • Ni: alle GLS außer den salinaren und metallogenen • Zn: karbonatisch-dolomitische und sandig-tonige GLS.

Für Cd und Hg konnten für die Wasserphase keine Referenzbedingungen abgeleitet werden, die unter Berücksichtigung der NOEC-Werte (No Observed Effect Concentra- tion) für die empfindlichste Art an Gewässerorganismen die jeweiligen Zielvorgabewer- te der LAWA erreicht hätten. Die Ursachen dafür sind in der Vielzahl an diffusen Quel- len und Altpools für Cd und Hg wie der atmosphärische Eintrag, die Verbreitung mit Düngemitteln durch Bodenerosion sowie die Wirkung saurer Niederschläge im Boden (Schwermetall-Elution) zu suchen.

Datum: 25.01.2010 139 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Weitere Metalle/Metalloide in der Wasserphase (50-Perzentil bzw. Mittelwert als Krite- rien): Für die Metalle Al, As, Ba, Fe, Co, Mn und U, für die keine LAWA-Gewässergüte- kriterien existieren, konnten für eine Vielzahl von GLS Vorschläge für Referenzbedin- gungen unterbreitet werden. Diese liegen in der Regel in oder nahe des in der Fachlite- ratur genannten geogenen Hintergrundbereichs.

Ein Vergleich der LAWA-Zielvorgaben für Standgewässer hinsichtlich der Kennwerte Gesamt-P und Sichttiefe (Bewertung des Trophie-Zustands) mit den berechneten statistischen Daten (90- bzw. 50-Perzentile) zeigte folgende Ergebnisse. Die hinsichtlich Gesamt-P abgeleiteten Referenzbedingungen konnten für die metallogenen, silikatischen und karbonatisch-dolomitischen GLS dem mesotrophen Bereich zugeordnet werden. Das heißt, dass kein 90-Perzentil-Wert dieser GLS die Grenze des mesotrophen Bereichs überschritten hatte. Die beim Kennwert Sichttiefe ermittelten Refe- renzbedingungen können mit Ausnahme der Flyschalpen durchgehend dem mesotrophen Bereich zugeordnet werden. Allerdings waren für einige GLS keine Analy- sendaten verfügbar.

Die Problematik der Ermittlung des potentiell natürlichen chemisch-physikalischen Zu- stands in Einzugsgebieten, die aus verschiedenen Fließgewässerlandschaftstypen bestehen und zudem teilweise anthropogen beeinflusst sind, konnte durch Anwendung der Abfluss-Konzentrations-Beziehungen nach HELLMANN nicht gelöst werden. Hauptursachen dafür sind, dass die Mischeinzugsgebiete von zu vielen variablen Kenngrößen mit sehr unterschiedlichen Eintrittswahrscheinlichkeiten und Wirkungs- graden sowohl in stofflicher, hydrologischer und auch anthropogener Hinsicht geprägt werden, so dass Zwei-Parameter-Korrelationen meistens versagen. Mit der Ermittlung der Referenzbedingungen für zahlreiche physikalisch-chemische Gewässerkennwerte in weitgehend naturbelassenen Fließ- und Standgewässerlandschaften der Bundesre- publik Deutschland wurde ein wichtiger Beitrag für die Umsetzung der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie erbracht.

4.2.3 PRANGE, A., et al. (1997): Erfassung und Beurteilung der Belastung der Elbe mit Schadstoffen: Geogene Hintergrundwerte und zeitliche Belas- tungsentwicklung

In diesem Projekt wurden geogene Hintergrundwerte für fast 60 Elemente aus Auen- böden für rezente Sedimente der Elbe von der Quelle bis zum Geesthachter Wehr ermittelt. Die Untersuchungen konzentrierten sich auf drei Teileinzugsgebiete der Elbe: das Riesengebirge, das Moldaueinzugsgebiet und das Erzgebirge inklusive des Mulde- und Saaleeinflusses, um der regional spezifischen Hintergrundbelastung Rechnung zu tragen.

Durch eine bodenkundliche Sondierung und durch Auswertung historischen Kartenma- terials konnten geeignete Probennahmestellen für die Ermittlung von Hintergrundwer- ten festgelegt werden. Dabei wurde die Auswahl der Probennahmepunkte durch die Bestimmung des Alters der Sedimentschichten mittels der Ergebnisse von 14C- Datierungen an pflanzlichen Großresten und Sedimenten unterstützt.

Datum: 25.01.2010 140 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Für die Ermittlung der Hintergrundwerte wurden zunächst die Elementtiefenprofile ausgewertet, um anthropogen überprägte Bereiche auszuschließen. Letztere wurden bei der Hintergrundwertermittlung nicht herangezogen.

Es wurde anschließend für jedes Element und für jeden Sedimentkern im anthropogen unbeeinflussten Bereich der Median errechnet. Der Median gibt den Hintergrundwert für den jeweiligen Probennahmeort wieder. Der regionale Hintergrundwert errechnete sich schließlich aus dem Durchschnitt der einzelnen Hintergrundwerte aller Sediment- kerne eines Untersuchungsgebietes. Im Ergebnis stellte sich heraus, dass die ermittelten Hintergrundwerte teilweise stark vom Internationalen Tongesteinstandard abwei- chen.

Die Einordnung der neuen Hintergrundwerte in das Klassifizierungssystem der ARGE Elbe hat gezeigt, dass für einige Elemente wegen ihrer hohen natürlichen Hinter- grundwerte die Zielvorgaben der Gewässergüteklasse II nicht eingehalten werden kön- nen. Dies gilt insbesondere für die Elemente Cr, Ni und As. Die neu ermittelten Hinter- grundwerte sollten somit die Basis für ein neues Klassifizierungssystem für Böden, Sedimente und Schwebstoffe an der Elbe darstellen. Insbesondere zur Ableitung von Zielvorgaben, die natürlich einer weiteren Diskussion bedürfen, scheinen die Werte geeignet. Für die Zukunft wären ökotoxikologische Untersuchungen zur Untermaue- rung des Klassifizierungsvorschlages wünschenswert. Diese Datenmatrix kann aber jetzt schon Grundlage für die Überarbeitung von festgelegten und noch festzulegenden Zielvorgaben sein.

4.2.4 RENTZSCH, J. et al. (1984): Abschlussbericht Regionale Geochemische Prospektion Harz

Im Rahmen des ehemaligen Staatsplanthemas „Bewertung des Ressourcenpotentials der Grundgebirgseinheiten im Maßstab 1 : 100.000“ arbeitete die regionale geochemische Oberflächenprospektion an dem Ziel, flächendeckende Angaben zur Elementver- teilung im rezenten geochemischen Feld zu machen, deren Ursachen zu erforschen sowie eine metallogenetische Bewertung vorzunehmen.

Anhand der Elementverteilungen in den rezenten Bachsedimenten und Oberflächen- wässern des Gewässernetzes wurde das Vorkommen von Erz- und Minerallagerstätten eingeschätzt. Es wurden geochemische und mineralogische Anomalien typisiert. An- hand der Ergebnisse wurden Aussagen zu umweltgeochemischen Problemen erörtert. Im Rahmen des Projektes wurden Karten der Elementverteilungen im Maßstab 1 : 50000 angefertigt. Außerdem wurde ein geologisches Schema mit Angaben zum Alt- bergbau und Stätten der Verhüttung angefertigt, sowie eine geochemische Land- schaftsgliederung erarbeitet. In den Jahren 1980 bis 1982 wurden im ca. 1500 km2 umfassenden DDR-Anteil der Grundgebirgsscholle des Harzes 2548 Wasserproben, 2710 Bachsedimentproben, 2116 Bodenproben und 239 Schlichproben genommen. An den Wasserproben wurden die Parameter F-Gehalt, pH-Wert und Leitfähigkeit bestimmt. Die übrigen Proben wurden auf Gehalte der Elemente F, Hg, Ag, B, Be, Bi, Co, Cr, Cu, Li, Mo, Nb, Ni, Pb, Sn, V, Ba, Sr, Rb, Mn, Ti, Zi, Zn, W, As untersucht. An den Proben der Schlichfraktion <0,15 mm wurden noch einige Elemente der Seltenen Erde bestimmt. Wegen Schwie- rigkeiten in der EDV-Bearbeitung wurden die Elementverteilungskarten im Maßstab 1 : 50.000 in Form von Klassensymbolkarten dargestellt. Außerdem wurden Karten der

Datum: 25.01.2010 141 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Elementverhältnisse Rb/Sr und W/Sn und eine Karte der auf den Clarkewert normier- ten Metalltypen (Sn – Cu – Rb+Zn) hergestellt. Für den Bereich der Unterharzer Erz- zone wurde auf der Basis des Kontrasts zum regionalen Clarkewert eine komplexe Multielementanomalienkarte der Elemente Sn, W, As, Cu, Pb, Zn und Ag konstruiert. Des Weiteren wurde die univariate Statistik der Wasser- und Bachsedimentproben für das Gesamtkollektiv und nach den Sortierungen Bodennutzung, geochemische Land- schaften und Geologie ausgewertet. Im Rahmen der multivariaten Statistik sind für das Gesamtkollektiv eine Faktor- und Clusteranalyse berechnet und ausgewertet worden. Durch die Clusteranalyse wurde das Datenkollektiv in 36 Klassen aufgeteilt.

Die Auswertung der Elementverteilungskarten der Bachsedimente ergab, dass die Un- terharzer Erzzone durch erhöhte bis stark anomale Gehalte der Elemente Cu, Pb, Zn, Ag, Bi, As, W, Sn, Co, Ni und F charakterisiert wird.

Im Rahmen der multivariaten Statistik ergaben sich im Gesamtkollektiv sieben Multi- elementfaktoren. Daraus ließen sich teilweise auch anthropogene Kontaminationen feststellen, wie z.B. die anthropogene Belastung der Oberflächengewässer durch landwirtschaftliche Bodennutzung und alkalische Abwässer.

Abschließend wurde eine umweltgeochemische Bewertung der Ergebnisse gegeben.

4.2.5 KUNKEL, R.; VOIGT, H.-J.; WENDLAND, F.; HANNAPPEL, S. (2004): Die natürliche ubiquitär überprägte Grundwasserbeschaffenheit Deutschlands

Ziel dieses Vorhabens war die Ausweisung der natürlichen, ubiquitär überprägten Grundwasserbeschaffenheit in Deutschland auf wissenschaftlich fundierter Grundlage. Um die unterschiedlichen in Deutschland großräumig auftretenden petrografischen, hydrodynamischen und stratigrafischen Verhältnisse in ihrem Einfluss auf die Grund- wasserbeschaffenheit zu berücksichtigen, wurde eine Differenzierung der Grundwas- serleiter in hydrogeologische Bezugseinheiten vorgenommen. Im Ergebnis wurden 17 hydrogeologische Bezugseinheiten mit überregionaler Bedeutung ausgegliedert.

Die Bearbeitung des Projektes beruhte auf Grundwasserbeschaffenheitsdaten der Bundesländer. Nach Abschluss der Datenübergabe lagen etwa 154.000 Proben aus ca. 40.000 Grundwassermessstellen vor. Nach der Aufbereitung der Daten gingen Analysen von ca. 26.000 Messstellen aus 17 hydrogeologischen Bezugseinheiten in die Auswertung ein.

Die Ausweisung der natürlichen, ubiquitär überprägten Grundwasserbeschaffenheit erfolgte separat für jede einzelne hydrogeologische Bezugseinheit. Je nach Datenlage wurden jeweils 25 bis 40 anorganische Parameter ausgewertet. Für die Haupt- und Nebeninhaltsstoffe (Na, K, Ca, Mg, Cl, SO4, HCO3, NO3, NH4, Fe(II), Mn(II)) lagen ge- nügend Messwerte vor, um die natürliche, ubiquitär überprägten Grundwasserbeschaf- fenheit für alle betrachteten hydrogeologischen Bezugseinheiten abzuleiten. Gleiches gilt für die Summen- und Milieuparameter (el. Leitfähigkeit, O2, pH-Wert, DOC) sowie für zehn Spurenstoffe (Al, As, B, Cd, Cr, Hg, Ni, NO2, PO4, Pb). Für die übrigen Spu- renstoffe (Ag, Ba, Bi, Br, Co, Cu, F, J, Li, Sb, Se, Si, Sn, Sr, Zn) lagen nur für einige Bezugseinheiten länderübergreifend genügend Messwerte vor, so dass nur im Einzel- fall Hintergrundwerte ausgewiesen wurden.

Datum: 25.01.2010 142 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Die natürliche, ubiquitär überprägte Grundwasserbeschaffenheit wurde auf der Basis von zwei parallel, aber unabhängig voneinander eingesetzten Verfahren abgeleitet. Zum einen wurde ein rangstatistisches Verfahren auf Basis mehrerer hydrochemischer Präselektionsschritte nach Leitinhaltsstoffen verwendet. Durch die Präselektion der Daten erfuhr der auswertbare Gesamtdatenbestand teilweise starke Reduzierungen bis zu 90 %, so dass die räumliche und statistische Relevanz der Auswertung in Frage gestellt werden konnte.

Zum anderen wurde im Rahmen des Projektes das Verfahren der Komponentensepa- ration entwickelt und eingesetzt. Hierbei wurde die beobachtete Häufigkeitsverteilung eines Grundwasserparameters analysiert und durch statistische Verteilungsfunktionen, welche die natürliche und beeinflusste Komponente repräsentieren, beschrieben. Da bei diesem Verfahren keine Präselektion der Daten erforderlich ist, geht der gesamte Datenbestand in die Auswertung ein. Als Ergebnis erhält man charakteristische, auf der Basis objektiver wissenschaftlicher Kriterien abgeleitete Kenngrößen von Wahr- scheinlichkeitsfunktionen, die den natürlichen Komponenten der beobachteten Häufig- keitsverteilungen entsprechen. Hiermit war es möglich, in sich schlüssige Werte für den als natürlich anzusehenden Konzentrationsbereich eines bestimmten Grundwas- serinhaltsstoffes in einer hydrogeologischen Bezugseinheit zu ermitteln.

Aus diesen Gründen wurden zur abschließenden Ausweisung natürlicher Hintergrund- werte in den jeweiligen hydrogeologischen Bezugseinheiten ausschließlich die mit der Komponentenseparation ermittelten Konzentrationsbereichen der natürlichen Grund- wasserbeschaffenheit herangezogen.

Die ermittelten Hintergrundwerte sollen die Beurteilung der Grundwässer hinsichtlich ihrer Natürlichkeit bzw. ihrer anthropogenen Überprägtheit vereinfachen. Es wird aber auch darauf hingewiesen, dass man bei erhöhten Werten letztendlich nur mittels einer Detailuntersuchung überprüfen kann, ob es sich tatsächlich um ein anthropogen über- prägtes Grundwasser handelt, oder ob geogene Anomalien eine Rolle spielen.

4.2.6 FEUERSTEIN, B., KUNZ, CH. (2008): Bewertung der chemischen Wasserquali- tät im Rahmen des Projektes „Revitalisierung der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg“

Im Rahmen des Projektes „Revitalisierung der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg“ wurden in den Jahren 2006 und 2007 neben biologischen Untersuchungen und der Strukturgütekartierung an sechs Messstellen chemische Wasseruntersuchungen durchgeführt. Grundlage für die Untersuchungen war die Europäische Wasserrahmen- richtlinie (EG WRRL).

Vier von sechs Messstellen befinden sich in der so genannten „fossilen Aue“ und sind damit vom System Elbe-Umflutkanal entkoppelt. Die restlichen zwei Messstellen sind bei bestimmten Wasserständen der Elbe und bei hochwasserbedingter Öffnung des Pretziener Wehres durchströmt, sie sind nicht direkt mit der ‚fossilen Aue’ der Alten Elbe verbunden.

In den Untersuchungen wurden folgende Parameter ermittelt: • pH-Wert, Wassertemperatur, Trübung

Datum: 25.01.2010 143 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

• Leitfähigkeit, Chlorid-, Sulfatkonzentration • Sauerstoffkonzentration, Sauerstoffzehrung, Gesamter org. Kohlenstoff (TOC) • Stickstoffkonzentration: Ammonium-, Nitrit-, Nitratkonzentration • Phosphorkonzentration: Orthophosphat-, Gesamtphosphatkonzentration • Chlorophyll a

Die Parameter pH-Wert, Leitfähigkeit und Sauerstoffkonzentration wurden vor Ort gemessen. Weitergehende Untersuchungen wurden im Labor des Fachbereiches Was- ser- und Kreislaufwirtschaft der Hochschule Magdeburg-Stendal (FH) nach den gelten- den Bestimmungen durchgeführt.

Zusammenfassend hat die Untersuchung der Wasserproben gezeigt, dass Handlungs- bedarf gemäß EU-WRRL besteht. Keinem der oben genannten Parameter kann ge- mäß LAWA die Gewässergüteklasse II zugeordnet werden. Aus chemischer Sicht befindet sich das Gewässersystem „Alte Elbe“ nicht in einem guten Zustand. Dies ist vor allem auf den niedrigen Wasserstand sowie diffuse Nährstoffquellen zurückzuführen.

Um für die Alte Elbe einen guten (chemischen und ökologischen) Zustand zu erreichen, wird eine Erhöhung des Wasserstandes sowie die Durchsetzung des § 94 WG LSA vorgeschlagen. Außerdem wurde empfohlen eine Entschlammung von Abschnit- ten mit deutlicher Tendenz zur Verlandung bzw. sichtbarer vollständiger Verlandung vorzunehmen.

4.2.7 Untersuchung der organischen Sedimente im Rahmen des Projektes „Re- vitalisierung der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg“

Im Rahmen der Untersuchungen des Projektes Revitalisierung der Dornburger Alten Elbe wurde ebenfalls das organische Sediment im Wasserkörper angesprochen. Mithil- fe dieser Ergebnisse sollten die Möglichkeiten der Verwertung oder Verbringung des zu entnehmenden Materials überprüft werden, da mögliche Belastungen des organischen Sedimentes (Baggergut) mit Schadstoffen die Nutzung einschränken würde.

Zu diesem Zweck wurden Schlammproben in verschiedenen Bereichen des Altwassers entnommen und folgenden Untersuchungen unterzogen:

• Trockenrückstand und Wassergehalt • Glühverlust der Trockenmasse • Bestimmung von 33 Elementen durch induktiv gekoppelte Plasma-Atom- Emissionsspektrometrie • Bestimmung von Spurenelementen mittels Atomabsorptionsspektrometrie (Ar- sen)

Zur Untersuchung des Eluats wurden folgende Parameter ermittelt:

• Temperatur • pH-Wert • Leitfähigkeit • Bestimmung von Spurenelementen mittels Atomabsorptionsspektrometrie

Datum: 25.01.2010 144 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Des Weiteren erfolgten Untersuchungen im Umfeld des Gewässers (Hintergrundwerte) und auf den Flächen der potentiellen Spülfelder.

Der Untersuchung liegen 39 Probestellen im Gewässer, 12 Entnahmepunkte für Hin- tergrundwerte im Umland sowie 12 Probestellen für die potentiellen Spülfelder zugrunde.

Zusammenfassend wurde festgestellt, dass in allen Untersuchungsabschnitten eine erhöhte Arsenkonzentration für das organische Sediment zutrifft. Allerdings lassen die Belastungen der organischen Sedimente eine Verbringung des Baggerguts auf Spül- feldern im Umfeld des Altwassers zu, da die Belastungen im Umfeld (Hintergrundwer- te) vergleichbar mit denen des organischen Sediments sind. Damit werden in Anspruch genommene Flächen für Spülfelder nicht zusätzlich belastet. Da eine sehr geringe Lös- lichkeit der nachgewiesenen Schadstoffe festgestellt werden konnte, wurde daraus auch eine Gefährdung des Grundwasserkörpers als unwahrscheinlich eingestuft.

4.2.8 DOBLER, L. (1999): Der Einfluss der Bergbaugeschichte im Ostharz auf die Schwermetalltiefengradienten in historischen Sedimenten und die fluviale Schwermetalldispersion in den Einzugsgebieten von Bode und Selke im Harz

Ziel der vorliegenden Untersuchung war es, Auen- bzw. Talsedimente in den größten und durch historischen Erzbergbau geprägten Flusseinzugsgebieten des Ostharzes (Bode, Selke) anhand der horizontalen und vertikalen Variabilität der Schwermetallge- halte geochemisch-stratigraphisch zu gliedern und umweltgeschichtlich zu interpretieren. Die Untersuchung rezenter Gerinnesedimente und Lösungswässer diente der Ab- schätzung des aktuellen Einflusses der historischen Montanwirtschaft auf die aktuelle, fluviale Schwermetalldispersion.

Anhand zahlreicher Übersichtsbohrungen und Bodenschurfen wurden die fluviatilen Sedimente von Bode und Selke lithostratigraphisch gegliedert und in ihrer räumlichen Variabilität charakterisiert. Für die Auswahl der Profilstandorte wurde das direkte Ein- zugsgebiet der Bode/Harz in fünf Teileinzugsgebiete gegliedert (WarmeBode, Kalte Bode, Rappbode, Luppbode, Harzbode). Im Tal der Warmen Bode, Kalten Bode und der Harzbode wurden repräsentative Profile aufgenommen und beprobt.

Das direkte Harzeinzugsgebiet der Selke wurde anhand flussmorphologischer (Gefäl- le), geologischer sowie sedimentologischer Verhältnisse in sechs Flussabschnitte mit den dazugehörigen Teileinzugsgebieten gegliedert (A, B1, B2, C, D, E).

Neben den Schwermetallen Eisen, Mangan, Blei, Zink, Kupfer, Cadmium und Silber wurde an ausgewählten Proben auch Arsen analysiert (Königswasseraufschluss). Au- ßerdem wurden im Labor die Korngrößen (Laserbeugung), der Gehalt an organischer Substanz (Glühverlust) und der pH(H2O)-Wert ermittelt.

Für die Abschätzung des Einflusses des historischen Bergbaus auf die rezente fluviale Schwermetalldispersion wurden Gewässergütedaten ausgewertet, Wasserproben an ausgewählten Lösungsstollen und Gerinnesedimente der Harzselke entnommen.

Datum: 25.01.2010 145 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Sowohl im Wasser der Selke als auch der Bode und ihrer Nebenflüsse sind die mittleren Schwermetallgehalte im Jahresdurchschnitt relativ niedrig, wobei die Kupfer-, Blei- und Mangankonzentrationen der Harzselke - v.a. im Flussabschnitt B2 (Pegel Silber- hütte) - über denen der Bode/Harz liegen. Bei Intensivuntersuchungen der Harzselke wurden bezüglich Cadmium, Kupfer, Zink, Eisen und Mangan mäßige bis kritische Be- lastungen ermittelt. Obwohl bei der Harzselke aufgrund der verbesserten Wasserhal- tung in der ehemaligen Flussspatgrube Straßberg eine deutliche Absenkung der Ge- halte seit 1994 festzustellen ist, erreicht Mangan hier immer noch Konzentrationen um 500 μg/l. Im Gegensatz zur Bode/Harz besteht bei der Harzselke für Blei eine signifikant positive Korrelation der Gehalte zur Abflussmenge, was auf die Herkunft aus älte- ren und durch historischen Bergbau stark vorbelasteten Auen- bzw. Talsedimenten zurückzuführen ist.

DOBLER (1999) stellte fest, dass vor allem das Tal der Harzselke aufgrund der historischen Bergbauaktivitäten erheblich mit Schwermetallen belastet ist, und dass noch über einen langen Zeitraum mit beträchtlichen partikulären Schwermetallausträgen in das Harzvorland zu rechnen ist. Es wird davon ausgegangen, dass die Schwermetalle relativ immobil sind, da mit wenigen Ausnahmen keine gravierenden, negativen ökolo- gischen Folgewirkungen auftraten. Grund hierfür seien die hohen pH-Werte der Böden, Sedimente und Wässer. Unter planerischen Aspekten sollte daher besonders darauf geachtet werden, dass sich die pH-Werte und Redoxbedingungen in Zukunft nicht ne- gativ verändern.

4.2.9 ARGE Elbe (Hrsg.) (1979/80): Bericht über Ergebnisse der Schwermetall- untersuchungen im Elbabschnitt von Schnackenburg bis zur Nordsee

Die Arbeitsgemeinschaft für die Reinhaltung der Elbe (ARGE ELBE) führte 1979/80 eine systematische Untersuchung über die Schwermetallbelastung der Elbe durch. Hierbei wurden die Konzentrationen der Schwermetalle Quecksilber, Cadmium, Blei, Zink, Kupfer, Arsen und Chrom im Elbwasser und in den Elbsedimenten im gesamten Flussabschnitt von Schnackenburg bis Scharhörn untersucht. Zusätzlich wurden die Quecksilber-, Cadmium- und Bleigehalte in acht verschiedenen Organen von Elbbras- sen bestimmt.

Die Ergebnisse der Untersuchungen zeigten, dass die Elbe hochgradig mit Schwerme- tallen aus dem Gebiet oberhalb von Schnackenburg vorbelastet ist. Dies ergaben die Berechnungen der Schwermetallfrachten, die an Hand von Sondermessungen bei Schnackenburg ermittelt wurden. Da Schwermetalle zum Teil an Schwebstoffe angelagert sind, wurden die höchsten Schwermetallkonzentrationen im Sediment in turbulenzarmen Zonen (z.B. Buhnenfel- dern), in denen die Schwebstoffe bei niedrigen Abflüssen sedimentieren, im Abschnitt Schnackenburg bis Hamburg festgestellt. In weiter landeinwärts liegenden Bereichen, z.B. in den Mündungen der Nebenflüsse, wiesen die Sedimente niedrigere Gehalte auf. Im Einflussbereich der an der Unterelbe angesiedelten Industrie bei Stade / Bützfleth und Brunsbüttel wurden keine im Vergleich zur Umgebung erhöhten Schwermetallge- halte festgestellt.

Im Vergleich zum natürlichen „Tongestein-Standard“ ist das Elbsediment im Abschnitt Schnackenburg bis Hamburg insbesondere mit Quecksilber und Cadmium hochgradig belastet. In welchem Maße die hohe Belastung auf natürliche Auswaschungen von

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Schwermetallen im Oberlauf („Erzgebirge“) und welcher Anteil auf anthropogene Ein- träge zurückzuführen ist, kann aufgrund der bisher vorliegenden Daten nicht sicher beurteilt werden.

Als biologischer Indikator für die Schwermetallbelastung wurde die Fischart Brasse untersucht. Brassen sind im Gegensatz zu Fischen, die große Wanderungen durchfüh- ren (z.B. Aal), verhältnismäßig ortstreu. Die in den verschiedenen Fischorganen fest- gestellten Schwermetallkonzentrationen, insbesondere Quecksilber, zeigen einen deutlichen Bezug zu der Schwermetallbelastung des Sedimentes im Bereich des Fangplat- zes an. Aus dem hoch belasteten Elbabschnitt oberhalb von Hamburg stammende Brassen weisen deutlich höhere Quecksilbergehalte auf als die aus der Unterelbe stammenden Fische. Die Befunde der Brassen von den Fangplätzen oberhalb von Hamburg sind kennzeichnend für eine hochgradige Belastung mit Quecksilber.

Demgegenüber wurden die vom Bundesgesundheitsamt herausgegebenen Richtwerte für Cadmium und für Blei, bezogen auf den verzehrbaren Anteil, in keinem Fall über- schritten. Die Untersuchungen haben gezeigt, dass Cadmium vor allem in der Fisch- niere angereichert wird. Die an den Brassen ermittelten Schwermetallbelastungen sind nicht für andere Elbfischarten repräsentativ, da die Höhe der Belastung von den jeweiligen Lebensgewohnheiten der Elbfische (z.B. Wanderungen, Nahrungsgrundlage etc.) abhängt. Zusammenfassend wurde aufgrund der vorliegenden Ergebnisse festgestellt, dass die Schwermetallbelastung der Elbe in überwiegendem Maße aus dem Gebiet oberhalb der Bundesrepublik Deutschland stammt. Besonders kritisch ist die hochgradige Belastung mit Quecksilber.

4.2.10 GREIF, A. (2005): „Ableitung von Referenzwerten geogener Hintergrundbe- lastungen für Schwermetalle in der Wasserphase sowie im schwebstoff- bürtigen Sediment sächsischer Fließgewässer“

Ziel des Projektes war die gewässerspezifische Beurteilung der natürlicherweise vorhandenen geogenen Schwermetallgehalte in sächsischen Fließgewässern vor dem Hintergrund der bestehenden bzw. abzuleitenden Umweltqualitätsnormen in den Listen der „Flussgebietsspezifischen Schadstoffe“ sowie der „Prioritären Stoffe“ gemäß EU- WRRL.

Als Datengrundlage standen umfangreiche Untersuchungen aus dem Landes- Messnetz-Programm zur Oberflächenwasserbeschaffenheit des LfUG zur Verfügung. Weiterhin wurde auf die prospektionsorientierte Bachsedimentanalysen (Totalgehalte, Fraktion <200 μm) der Grundgebirgseinheiten des damaligen Zentralen Geologischen Institutes Berlin aus den 80er Jahren und auf ergänzende Untersuchungen nach dem gleichen Schema in Nordsachsen aus den 90er Jahren (BMBF-Projekt) zurückgegrif- fen. Zusätzlich wurden eigene Untersuchungen unternommen. Die ergänzende Probenah- me umfasste die Teilproben Wasser–gesamt, Wasser–gelöst und schwebstoffbürtiges Sediment (Siebung auf <20 μm). Zum Einsatz kam das Mikrowellenaufschlussverfah- ren für die unfiltrierten Wässer bzw. die Sedimente (gemäß Umweltbetriebsgesell- schaft), die Analytik der ausgewählten Spurenelemente erfolgte nach DIN. Zusätzlich wurde ein Totalaufschluss und an ausgewählten Proben ein Königswasserauszug aus den Sedimenten <20 μm angefertigt.

Datum: 25.01.2010 147 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Gravierende Probleme bestanden in der Unterschiedlichkeit der Daten. Zum einen differenzierten sie sich in der Methodik der Datengewinnung sowie in der Strategie der Untersuchungen. Erst genanntes äußerst sich vor allem in der Vergleichbarkeit verschiedener Korngrößen, auf die die unterschiedlichen Untersuchungen jeweils basier- ten, sowie in der Anwendung verschiedener Aufschlussverfahren. Letzteres ergibt sich aus der unterschiedlichen Herangehensweise bei der Beprobung von Fließgewässern und ihrer Sedimente. Die Probenahmestellen des LfUG-Messnetz liegen bevorzugt an den Mündungen der großen Fließgewässer und sind so gewählt, dass die Summe der Belastungen ermittelt wird. Der Zustand in den Oberläufen der Fließgewässer, d.h. ohne anthropogene Belastung, wird nicht erfasst. Damit genügten diese Daten nicht den Anforderungen an die Ermittelung geogener Hintergrundwerte. Demgegenüber lieferten die Daten aus der geochemischen Bachsedimentprospektion der 70/80er Jah- re durch die bevorzugte Beprobung der kleinen Fließgewässer (Bäche) einen breiten Querschnitt über das Einzugsgebiet der grundgebirgsgeprägten Einzugsgebiete.

Aus den oben genannten Gründen wurden ergänzend die Probleme der Vergleichbar- keiten verschiedener Korngrößen sowie verschiedener Aufschlussverfahren analysiert. Aus mehreren Anlässen ist daher eine einfache Faktorenbildung zwischen Korngrößen nicht empfehlenswert. Der Vergleich der Aufschlussverfahren ist nur bedingt möglich und wird nicht empfohlen. Lediglich bei der Betrachtung des Methodenfaktors Total- aufschluss/Königswasserauszug in den Referenzgebieten zeigte sich im Vergleich zu Literaturwerten für die gängigen Elemente wesentliche Übereinstimmung.

Als geographische Grundlage dienten die digitalen oberirdischen Einzugsgebiete mit Gebietskennzahlen sowie die Fließgewässer Sachsens gemäß WRRL. Die Datense- lektion erfolgte mit ACCESS, die statistische Auswertung mit SPSS, die Bearbeitung mit ArcInfo und die Darstellung der Ergebnisse im ArcMap.

Als geeignete Referenzgebiete wurden das Einzugsgebiet Crinitzer Wasser/Rödelbach (Granite Älterer Intrusivkomplex), die Einzugsgebiete der Talsperren Saidenbach und Neunzehnhain (Gneise/Glimmerschiefer) sowie die westlichen Teileinzugsgebiete der Weißen Elster: Kemnitzbach, Feilebach, Triebel (basische Vulkanite/Tonschiefer) aus- gewählt.

Im Ergebnis wurden aus den vorliegenden Bachsedimentuntersuchungen der Korn- größenfraktion <200 μm in Sachsen durch eine Verschneidung der amtlichen Einzugs- gebiete gemäß WRRL geogene Hintergrundwerte (Medianwert) für Ag, As, B, Ba, Be, Bi, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Li, Mn, Mo, Ni, Pb, Sn, Ti, Tl, U, V, W, Zn abgeleitet und in thematischen Karten dargestellt. Analog der Vorgehensweise bei den Bachsedimenten <200 μm wurden aus den mittleren Werten des LfUG-Messnetzes gemäß der aggregierten Einzugsgebiete nach WRRL ebenfalls die Medianwerte für die Wässer (gesamt und gelöst) und Sedimente ermittelt.

4.2.11 KLEMM & GREIF (2009): „Oberflächengewässergenaue Ableitung von Refe- renzwerten geogener Hintergrundbelastungen für Schwermetalle und Ar- sen in der Wasserphase sowie im schwebstoffbürtigen Sediment sächsi- scher Fließgewässer im Einzugsgebiet des Erzgebirges/Vogtlandes“

Dieses Projekt schließt an das in Abschnitt 4.2.10 beschriebene Forschungsprojekt an. Demnach zeigte sich für Sachsen, dass die Anwendung geogener Hintergrundkonzent-

Datum: 25.01.2010 148 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

rationen als Additiv zur ökotoxikologisch definierten Schwelle notwendig ist. Aufgrund der großen Differenziertheit der geochemischen Inventars sächsischer Gesteine und Böden sowie der vielfältigen Mineralisationen und Lagerstätten ist eine Ableitung über- regionaler Hintergrundkonzentrationen, basierend auf Flussgebietseinheiten, nach KLEMM & GREIF (2009) nicht vertretbar. Dazu wurde im genannten Bericht für das Erz- gebirge/Vogtland die Ableitung von regionalen geogenen Hintergrundkonzentrationen aus Teileinzugsgebieten (Oberflächenwasserkörper) geprüft.

Im Ergebnis des Forschungsprojektes stand nicht zuletzt die Frage nach der „richtigen Ableitung geogener Hintergrundwerte. KLEMM & GREIF (2009) untersuchten hierzu aus- gewählte Referenzgebiete. Diese waren der Oberlauf der Freiberger Mulde sowie Zwi- ckauer Mulde und das Schwarzwasser. Nach den Autoren bedarf die Festlegung ele- mentspezifischer geogener Grundbelastungen einer sorgfältigen Auswahl der Randbe- dingungen. Neben der sinnvollen Abgrenzung des Teileinzugsgebietes als Betrach- tungsraum spielen nach KLEMM & GREIF (2009) auch die aus den Analysedaten abgeleiteten statistischen Maßzahlen eine wesentliche Rolle. Für die Ableitung geogener Hintergrundwerte in den Teileinzugsgebieten der Freiberger und der Zwickauer Mulde sowie der oberen Weißen Elster erwies sich die Anwendung von Medianwerten als geogene Hintergrundwerte als nicht zielführend, da aufgrund der lithogenen und chal- kogenen Mannigfaltigkeit die Elementgehalte dort z. T. sehr große Schwankungsberei- che aufweisen.

Für Elementgehalte in Böden, deren Datenkollektive in der Regel nicht normalverteilt sind, wird entsprechend der LABO (1998) generell das 50%-Perzentil und das 90%- Perzentil einer Datenreihe zu deren Charakterisierung angegeben. Der Ansatz des 90%-Perzentilwertes ist – unter Voraussetzung der Beprobung anthropogen nicht bzw. nur gering belasteter Oberläufe – als geogener Hintergrundwert zu favorisieren. Je- doch wird von KLEMM & GREIF (2009) angemerkt, dass die statistische einwandfreie Berechnung des 90%-Perzentils eine Stichprobenzahl von mindestens 20 erforderlich ist, was häufig zur Aggregierung der Teileinzugsgebiete zu größeren Gebieten zwang.

Analog zum Boden wäre nach KLEMM & GREIF (2009) die Konzeption und Umsetzung von Sondermessnetzen für Wässer und Sedimente für die weitere Beurteilung des geogenen Backgrounds wünschenswert. Die Diskussion über die Festlegung geogener Hintergrundwerte führt in die Richtung des prospektionsorientierten Ansatzes, der in den 1970/80er Jahren gewählt wurde.

Datum: 25.01.2010 149 Abschlussbericht

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4.3 Genetische Klassifizierung der Daten

Die Notwendigkeit einer genetischen Klassifizierung der Daten ergibt sich insbesondere aus den engen Wechselbeziehungen zwischen der Wasserbeschaffenheit und den durchströmten geologischen Formationen. Schon SCHLEYER & KERNDORFF (1992) ordneten in ihrer Arbeit die Grundwasseranalysedaten den groben geologischen Einheiten zu. Diese Differenzierung des Datensatzes spiegelt sich in ihren Ergebnissen durch teilweise erhebliche, geogen bedingte Unterschiede der Konzentrationen einzelner Grundwasserinhaltstoffe deutlich wieder (vgl. Tabelle 2.8).

Auch für KUNKEL et al. (2004) ist die „Ableitung einer einheitlichen stoffspezifischen Bandbreite natürlicher Stoffkonzentrationen für das gesamt Bundesgebiet weder reali- täts- noch praxisnah“. Die hier angewendete Differenzierung sollte insbesondere die unterschiedlichen Verhältnisse, die durch petrografische, stratigrafische und hydrody- namische Unterschiede hervorgerufen werden, möglichst gut widerspiegeln. KUNKEL et al. (2004) machen aber auch deutlich, dass es „bei einer bundesweiten Auswertung schon aus praktischen Gründen kaum möglich [ist], jeden Aquifer oder Grundwasser- körper separat zu betrachten“. Aus diesem Grund wurde eine Differenzierung in 17 hydrogeologische Bezugseinheiten vorgenommen (vgl. Abbildung 2.9). Der Vergleich der unterschiedlichen hydrogeologischen Bezugseinheiten lässt auch bei KUNKEL et al. (2004) zum Teil beträchtliche Unterschiede feststellen (vgl. Tabelle 2.9). Diese belegen die enge Wechselbeziehung zwischen den jeweiligen hydrologischen, petrografischen und pedologischen Verhältnissen und der (natürlichen) Grundwasserbeschaffenheit und zeigen, dass die Festlegung von Hintergrundwerten getrennt nach hydrogeologischen Bezugseinheiten sachlich sinnvoll und notwendig ist.

Die beschriebene Abhängigkeit der Stoffkonzentrationen im Grundwasser vom durch- strömten Gestein spiegelt sich auch bei den Fließgewässern wieder. Bei der Ableitung geogener Hintergrundwerte spielen hier allerdings auch weitere Faktoren eine Rolle: wichtige Einflussgrößen sind demzufolge auch die Vegetation und der damit verbundene Landnutzungstyp. Konzentrationen hydrochemischer Inhaltstoffe, die dem natürli- chen Hintergrund nahe kommen, sind am ehesten in Oberflächengewässern von Waldgebieten zu finden, da hier keine industriellen und landwirtschaftlichen Aktivitäten im Nahraum anzutreffen sind. In Abhängigkeit von der Baumart bewirkt die Filterwir- kung der Wälder ein Auskämmen der atmosphärisch eingetragenen Schadstoffe, die dann durch den Niederschlag abgewaschen und schließlich in die Gewässer eingetragen werden. Trotz dieser ungünstigen Nebenwirkung bieten die Oberflächengewässer des Waldes die bessere Alternative im Vergleich zum zumeist anthropogen beeinflussten Freiland (landwirtschaftliche Nutzung). Des Weiteren wirkt sich die atmosphärische Deposition in Form von Niederschlägen („saurer Regen“) und Partikelabscheidung (partikulärer Eintrag von Schadstoffen) nicht unwesentlich auf die Wasserbeschaffen- heit der Fließgewässer aus. (SCHNEIDER et al. 2003)

Für die Beurteilung der Fließgewässerbeschaffenheit und die Ableitung geogener Hin- tergrundwerte ist die naturräumliche Betrachtung von zentraler Bedeutung (NORRA et al., 2000). Diese Naturräume werden durch die Fließgewässerlandschaften und -typen charakterisiert. Einen entscheidenden Beitrag zur Fließgewässertypisierung anhand geomorpholo- gisch / geologischer Kriterien lieferte BRIEM (1998). Hierbei wurden bundesweit Gebie-

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te mit gleichen geomorphologischen Eigenschaften (Geologie, Relief) ausgewiesen. (vgl. Tabelle 4.2).

Tabelle 4.2: Fließgewässerlandschaften - Typisierung nach naturräumlichen und geomorphologischen Gesichtspunkten (BRIEM, 1998, 1999) Naturraum Gewässerlandschaft weitere Unterteilung Küstennahe Grobmaterial, Sedimente Sand/Kies Schlick Watt aktive Strandbildung (Sanddrift) Flach- und Hügelland Auen größer 300 m Breite Feinmaterialaue, sandig/kiesige Aue, kiesig/lehmige Aue, Grobmaterialaue, ver- moorte Aue Hochmoor ältere Auen Marsch Sandbedeckung* (Dünen, Flugdecksand) Jungmoränenland End-, Grundmoränen, Sander Niederterrassen * Altmoränenland End-, Grundmoränen, Sander Lössregionen Ältere Terrassen * Deckgebirge - Basaltische Vulkanite Hügel-, Bergland Übrige Vulkanite * und Mittelgebirge Tertiäres Hügelland Kreide kalkig/ mergelig; sandig/ tonig Malmkalke Lias/Dogger Keuper sandig/ lehmig; mergelig/ tonig Muschelkalk Buntsandstein Grundgebirge - Zechstein * Hügel-, Bergland Rotliegendes * Sand/Tonstein; Porphyre und Mittelgebirge Schiefer Kalke * Gneis Diabase * Granit Alpen Faltenmolasse Flyschzone Kalkalpen * Regionen ohne spezifische Gewässermorphologie, aber mit Bedeutung für Geschiebe, Geschiebefüh rung und Gewässerchemie (nach BRIEM 1998 / 1999)

Die Unterteilung nach BRIEM (1998) erwies sich in SCHNEIDER et al. (2003) als zu de- tailliert. Die Zuordnung der Messwerte gestaltete sich als zu aufwendig. Für eine bessere Handhabbarkeit wurden die Fließgewässerlandschaften unter geologisch- lithologischen sowie hydrochemischen Gesichtspunkten entsprechend der zeitlichen

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geologischen Abfolge zusammengefasst, wodurch eine vereinfachte Bewertung geogener Hintergrundwerte erreicht wurde.

Die Zusammenfassung der Fließgewässerlandschaften erfolgte dabei nach geologisch-lithologischen und hydrochemischen Gesichtspunkten. Dabei spielten die geologischen Formationen, die durchströmt werden, die Gehalte an Hauptkat- und Anionen sowie die Schwermetallgehalte besonders für die Integration bzw. Ausgrenzung der metallogene Landschaften (Harz, Erzgebirge, Rheinisches Schiefergebirge) als Bewer- tungskriterien die wesentliche Rolle. Die Vorgehensweise bei der Zusammenfassung der Gewässerlandschaften umfasste dabei folgende Schritte bzw. Kriterien: • Klassifizierung aller Einzellandschaften nach ihrer Gesamtmineralisation (hierbei separierten sich die salinaren Landschaften (Zechstein) und die karbonatisch- dolomitischen Landschaften), • Charakterisierung aller Landschaften mittels multivariater sowie Korrelationsanaly- se der Hauptan- und –kationen, hierbei separierten sich die Landschaften entsprechend ihrer Hauptionenverhältnisse nach der Klassifikation nach FURTAK und LANGGUTH, d.h. karbonatische, sulfatische und chloridische Gewässerlandschaf- ten), • Zusammenfassung von Einzelgewässerlandschaften auf der Grundlage der pH- und eLf-Abhängigkeiten von der Umgebungslithologie durch Gruppenbildung, hierbei separierten sich die Kalklandschaften, metallogenen Landschaften und die Moore, • Klassenweise Zusammenfassung der Gewässerlandschaften nach ähnlichen Me- tallgehalten, hierbei separierten sich die metallogenen Landschaften und die Moo- re), • Zusammenfassung der analytischen Daten der Fließgewässer im Rheinischen Schiefergebirge, Erzgebirge und Harz hinsichtlich Granit-, Gneis- und Schieferfor- mationen (eigentlich silikatische Landschaften) als metallogene (“erzführende“) Landschaften.

Als Zusammenfassung der Gewässerlandschaften unter Berücksichtigung der oben genannten Kriterien bzw. Klassifizierungsverfahren resultierten die folgenden sechs Gruppen (SCHNEIDER et al., 2003):

• Moore und Moorauen, • salinare Landschaften (hier: Zechstein), • karbonatisch-dolomitische Landschaften (Muschelkalk, kalkige Kreide, Lias & Dog- ger, Malm, Kalk-, Flysch- und Molassealpen, Grundgebirge Kalk, Tertiär), • sandig-tonige Landschaften (Auen, Sander, Sandbedeckung, Strandbildung, Ter- rassen, Moränen, Löß, sandig-tonige Kreide, Keuper), • silikatische Landschaften (Granit, Gneis, Schiefer, Rotliegendes, Buntsandstein, Diabas/Basalt), • metallogene Landschaften silikatischer Grundstruktur (Erzgebirge: Gneis, Granit, Schiefer; Harz: Schiefer; Rheinisches Schiefergebirge: Schiefer); in diesem Zu- sammenhang können auch der Schwarzwald und der Bayerische Wald eine Rolle spielen, wobei für den Schwarzwald keine geeigneten Gewässerdaten gefunden wurden. Die wenigen Daten von Gneis und Granit des Bayerischen Waldes wurden mit denen der jeweiligen metallogenen Landschaften des Erzgebirges vereinigt.

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Die Anwendung der zusammengefassten („aggregierten“) Gewässerlandschaften stellte sich als geeignete Vorgehensweise heraus (vgl. Anlage 5). Es zeigte sich aber auch, dass sich bei ausreichender Datengrundlage eine Differen- zierung in die Fließgewässerlandschaften nach BRIEM ein weitaus detaillierteres Abbild geogener Verhältnisse erzielen lässt (SÜß, 2009). Die Ergebnisse im Rahmen der Me- thodentestung nach SCHLEYER & KERNDORFF belegen dies (vgl. Kapitel 3.2.2).

Aus diesem Grund folgt die genetische Datenklassifikation parallel zwei unterschiedlichen Grundlagen: Der überwiegende Teil der Auswertung wird sich den sog. „aggregierten Fließgewässerlandschaften“ (nach SCHNEIDER et al., 2003) widmen (Anlage 1.2), da hier davon ausgegangen werden kann, dass jeder Gewässerlandschaft eine statistisch auswertbare Anzahl von Messwerten zuordenbar ist. Parallel hierzu wird die Anwendung der sog. „differenzierten Fließgewässerlandschaften“ (nach BRIEM, 1998) in Abhängigkeit der Datenverfügbarkeit geprüft (Anlage 1.3).

4.4 Datenaufbereitung und -analyse

Die umfangreichen Daten unterschiedlichster Herkunft (vgl. Kapitel 4.1) wurden in einer Datenbank zusammengeführt und hinsichtlich ihrer Formate homogenisiert. Die Daten- aufbereitung umfasste weiterhin eine Plausibilitätsanalyse einschließlich einer darauf aufbauenden Datenbereinigung sowie die Ermittlung der Anzahlen und Mittelwerte. Ferner wurde im Rahmen der Datenanalyse eine orientierende statistische Auswertung zum Projektzwischenstand 11/2008 sowie zum Projektendstand 11/2009 durchgeführt. Im Rahmen des Zwischenberichts diente diese zur ersten Sichtung und Qualitätsbe- wertung der umfangreichen Basis. Des Weiteren wurde anhand dessen Defizite analysiert sowie ergänzende Messprogramme zur Vervollständigung der vorliegenden Da- tenbasis (aufbauend auf der genetischen Datenklassifikation) vorgeschlagen.

4.4.1 Plausibilitätsanalyse und Datenbereinigung

Nach der Zusammenführung aller Daten in einer einheitlichen Datenbank wurden die Daten einer Plausibilitätsanalyse und Datenbereinigung unterzogen. Dabei ließen sich folgende Probleme identifizieren und beheben: ⋅ Leere Datensätze: Knapp 1400 Datensätze bestanden lediglich aus Angaben des Probenahmeorts sowie des Probenahmezeitpunkts. Diese Daten wurden eliminiert. ⋅ Doppelte / Mehrfache Datensätze: Es gab eine Vielzahl an Datensätzen mit identischer Messstellennummer und Probenahmedatum. Diese wurden zu jeweils einem Datensatz zusammengefasst, wenn die vorhandenen Daten identisch waren oder wenn Analyseergebnisse bei nur einem Datensatz vorhanden waren. Unterschieden sich die Daten, wurden diese Datensätze nicht zusammengefasst (zwei oder mehr Probenahmen am selben Tag). Bei mehr als zwei Probenahmen pro Tag wurden die Datensätze vollständig eliminiert, da es sich in diesen Fällen nach Aussage des LHW um Extremereignisse handelt und diese Analysen keine Relevanz für die Ableitung geogener Hintergrundwerte haben. Zusätzlich traten mehrere Datensätze einer Messstelle auf, die nur bezüg-

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lich ihrer Milieuparameter (pH-Wert, Temperatur, Leitfähigkeit) ein weiteres Mal am gleichen Tag beprobt wurden. Dieser doppelte Datensatz wurde eliminiert, da er keine Auskunft zu den Wasserinhaltsstoffen gab. ⋅ Einzelfall-Entscheidungen: Bestimmte Datensätze wurden gelöscht, wenn offensichtliche Schreibfehler nicht behoben werden konnten, und die Plausibilität dieses Datensatzes in Frage gestellt werden musste (nach Vergleich mit den Rohdaten sowie anderen Analysen betreffenden an der Messstelle). ⋅ Nichtnumerische Einträge: Alle nichtnumerischen Einträge (bspw. „k.Pr.“, „n.best.“, „n.n.“, „#09“, „-“) im Datenblock wurden gelöscht. ⋅ Offensichtliche Schreibfehler: Alle erkennbaren Schreibfehler wurden überar- beitet (z.B. „6.84“ in „684“ µS/cm). Bei der Plausibilitätsanalyse wurde festgestellt, dass einigen Parametern (v. a. Schwermetallkonzentrationen) falsche Einheiten zugeordnet wurden. Diese Daten wurde entweder mit 1000 multipli- ziert oder wenn vorhanden dem Parameter mit der richtigen Einheit zugeordnet. ⋅ Nachweisgrenze: Alle Einträge von Konzentrationen unter der Nachweisgrenze wurden mit der halbierten Nachweisgrenze ersetzt. ⋅ Nullen löschen: Die Nullen wurden nur bei analytischen Parametern (v. a. Stoff- konzentrationen) eliminiert. Bei nachweislich berechneten Parametern blieben die Datensätze unverändert. ⋅ pH-Bereich: Alle pH-Werte außerhalb des Bereiches von pH 0 bis pH 14 wurden entfernt.

Die nach der beschriebenen Datenbereinigung verbleibenden Daten wurden im Rah- men der orientierenden statistischen Auswertungen sowie bei der Ermittlung der geogenen Hintergrundbelastungen weiter berücksichtigt.

4.4.2 Entwicklung eines Suchrasters für Fließgewässer

Das Ziel der durchgeführten Datenrecherche bestand darin, anhand möglichst vieler Beschaffenheitsdaten gewässerspezifische Informationen darüber zu erlangen, ob eine anthropogene Beeinflussung des Gewässers besteht. Ist dies nicht der Fall, weist das Gewässer eine Beschaffenheit auf, die zur Ableitung geogener Hintergrundwerte herangezogen werden kann. Zur Beurteilung der Gewässer dienen drei Basiskriterien (vgl. NORRA et al.): • Beprobung/Bewertung siedlungsferner Bach- und Flussoberläufe sowie Seen in Waldgebieten mit ≥95% Waldlandschaft unter Berücksichtigung der konkreten Umgebungslithologie, • Berücksichtigung der atmosphärischen Deposition und säureinduzierten Bo- denerosion, wie z.B. beim Nitrat bzw. Cadmium und Zink, • Ausschluss der Gewässer mit Konzentrationen an Inhaltsstoffen, die die Öko- systeme belasten und anthropogener Herkunft sind.

Das letztere Kriterium kann anhand chemischer Analysedaten angewandt werden. Bei der durchgeführten Datenrecherche wurde deshalb ein Maximum an verfügbaren Da- ten beschafft und ausgewertet. Zur Identifizierung eines anthropogenen Einflusses wurden die Nitrat-, Ammonium- und Phosphatgehalte herangezogen. Deutlich erhöhte

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Gehalte belegen einen anthropogenen Einfluss. Weiterhin wurden Gewässer als beeinflusst eingestuft, in denen häufig Gehalte an organischen Schadstoffen gefunden wurden, welche in der Natur nicht vorkommen. Folgende weitere Kriterien wurden hinsichtlich der Messwerte berücksichtigt: • Es wurden vorrangig Messstellen mit bewaldetem Einzugsgebiet als unbeein- flusst eingestuft, da bei abweichender Flächennutzung i. d. R. deutliche anthropogene Einflüsse auf die Gewässerchemie nachweisbar sind. Bei geringeren Waldanteilen, d.h. höheren Anteilen an landwirtschaftlicher Nutzfläche oder Siedlungen ist oft ein deutlicher Einfluss des Menschen auf die Zusammenset- zung der Oberflächenwässer zu erkennen (Kriterium: Flächennutzung im Ein- zugsgebiet). Die Flächennutzung wurde mittels GIS ermittelt. • Es wurden vorrangig Messstellen als möglicherweise geogen belassen eingestuft, die sich im Oberlauf von Fließgewässern befinden bzw. ein möglichst kleines Einzugsgebiet haben. Die Prüfung erfolgte im GIS.

Alle Messstellen, die sich im Gewässer unterhalb von Direkteinleitern befinden (kommunale Kläranlagen, Industrie, Deponien u. a.), wurden als anthropogen beeinflusst eingestuft (Kriterium: Einleiter). Die Lage der Direkteinleiter wurde im GIS ausgewertet (vgl. Abschnitt 4.4.4). Zur Lagebeschreibung wurden ferner auch die naturräumliche Gliederung (vgl. Anlage 1.1) sowie die Landnutzung (Anlage 1.5) in Sachsen-Anhalt in die Betrachtungen einbezogen.

4.4.3 Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen anhand der Be- schaffenheitsdaten

Im Rahmen der orientierenden statistischen Auswertung wurden die Mittelwerte der Wasserbeschaffenheitsdaten berechnet. Anhand dessen wurden daraufhin die Mess- stellen identifiziert, welche eindeutig anthropogen beeinflusst sind. Hierzu wurden die Konzentrationen an Nitrat, Ammonium, Phosphat sowie weitere Informationen aus der Datenbasis herangezogen.

Im Folgenden wird die Beurteilung von Messstellen ausschließlich auf Basis der recherchierten Daten beschrieben. Die Anwendung von Kriterien wie Siedlungsferne, Landnutzung im Einzugsgebiet, kleine Einzugsgebiete in Quellnähe oder Lage unterhalb von Einleitern erfolgt in einem späteren Arbeitsschritt.

Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen als Ausschlusskriterium Wie im Abschnitt 4.4.2 dargestellt, können Messstellen zur Charakterisierung der geogenen Hintergrundwerte ausgeschlossen werden, die deutlich erhöhte Nitrat-, Ammo- nium-, Phosphat- und Chloridwerte aufweisen. Aufgrund der starken Verbreitung von Salzvorkommen der Zechsteinformation in Sachsen-Anhalt kann die Chloridkonzentra- tion jedoch nicht ohne weitere Berücksichtigung der geografischen Lage der Messstel- len als Ausschlusskriterium herangezogen werden. Es verbleiben die Parameter Nitrat, Ammonium und Phosphat als Ausschlusskriterium.

Zur Einschätzung, wann eine deutliche Erhöhung der Konzentration an Nitrat und Am- monium vorliegt, wurden die Häufigkeitsverteilungen der Mittelwerte aller Messstellen berechnet. Des Weiteren fanden diesbezüglich Literaturrecherchen statt.

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Ausschlusskriterium ökologischer und chemischer Zustand Als Auswahlkriterium kann die Bewertung des ökologischen und chemischen Zustan- des der Oberflächenwasserkörper herangezogen werden, welche nach der WRRL-VO durchgeführt wurde (LHW 2008). Eine Einstufung in die Kategorien "mäßig", "schlecht", "unbefriedigend" oder "nicht gut" kann als Hinweis auf eine anthropogene Beeinflus- sung dienen. Dies zeigt auch der Zusammenhang mit der mittleren Nitratkonzentration (vgl. Abschnitt 4.4.5 und 4.4.7). Hierbei ist zu erwähnen, dass bei der zweiten orientierenden statistischen Auswertung der ökologische Zustand keine Berücksichtigung mehr fand, da der ökologische Zustand eines Gewässers auch ausschließlich aufgrund hydromorphologischer Kriterien schlechter als „gut“ bewertet worden sein kann. Demgegenüber wurde ein als „nicht gut“ eingestufter chemischer Gewässerzustand einer anthropogenen Beeinflussung gleichgesetzt.

Messstellen mit Datenbankeinträgen, die auf eine Lage unterhalb von Kläranlagen, Deponien u. ä. deuten, wurden als anthropogen beeinflusst angenommen. Dies gilt u.a. in folgenden Fällen:

Feld Messstelle beginnt mit "unterhalb KA" (unterhalb kommunaler Abwasseranlage) Feld Messstelle = "uh.KA" Feld Messstelle = "Furt ca. 1400 m unterhalb Flussspatbetrieb" Feld Messstelle = "unterhalb Deponie Liebfrauenberg" Feld Messstelle = "unterhalb Fischteichanlage Temps Mühle" Feld Messstelle = "unterhalb Betonwerk Kleinwusterwitz" Feld Messstelle = "unterhalb Fischanlage " Feld Messstelle = "Roitzsch, Ablauf Freiheit II"

4.4.4 GIS-basierte Beurteilung der Messstellen

Die Basiskriterien Siedlungsferne, Einzugsgebietsgröße und Landnutzung im Einzugs- gebiet sowie weitere Kriterien wie die geologischen Bedingungen können anhand der recherchierten Stammdatenbank der Messstellen nicht eingeschätzt werden. Daten zur Einzugsgebietsgröße der einzelnen Messstellen sind nicht vorhanden. Die in der Da- tenbank enthaltene Flusskilometrierung beginnt jeweils bei der Mündung und ist deshalb nicht zur Einschätzung der Entfernung zur Quelle anwendbar. Die genannten Kri- terien wurden deshalb in Anwendung eines Geografischen Informationssystems beurteilt. Dazu wurde auch eine vom LHW übergebene Datenbank der Direkteinleiter mit Koordinatenangaben genutzt, um anthropogen beeinflusste Messstellen zu identifizieren.

4.4.5 Ergebnisse der orientierenden statistischen Auswertung der Daten (Stand 11/2008)

Zum Sachstand des Zwischenberichtes wurde eine erste orientierende statistische Auswertung der recherchierten Daten durchgeführt. Diese diente zur ersten Sichtung und Qualitätsbewertung der umfangreichen Datenbasis. Sie umfasst eine Plausibili-

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tätskontrolle einschließlich einer darauf aufbauenden Datenbereinigung und die Ermitt- lung der Anzahlen und Mittelwerte. Die orientierende statistische Auswertung zum Projektstand 11/2008 enthält entsprechend des ursprünglichen Auftragsumfangs neben den Fließgewässern auch die Standgewässer. An dieser Stelle sei allerdings bereits darauf hingewiesen, dass sich nachträglich auf die alleinige Betrachtung der Fließgewässer geeinigt wurde (vgl. Ab- schnitt 4.4.7).

Recherchiert wurden die Stamm- und Bewegungsdaten von 1813 Fließgewässermess- stellen, 1522 Standgewässermessstellen und 116 Messstellen von Stollenwässern und Quellen. Die Fließgewässermessstellen befinden sich an 758 Fließgewässern. Für 56 Fließgewässermessstellen waren Sedimentanalysen vorhanden. Die Standgewässer- messstellen betreffen u. a. unterschiedliche Tiefen an 389 Messpunkten, die sich an insgesamt 200 Standgewässern befinden. Ausgewertet wurde der Probenahme- zeitraum 1993 bis 2008. Aus der Datenbasis wurden folgende Parameter extrahiert und in eine Datenbank überführt:

Tabelle 4.3: Berücksichtigte Parameter zur orientierenden statistischen Auswertung (Stand: 11/2008)

Parameter Einh. Parameter Einh. Parameter Einh. Parameter Einh. pH-Wert - Nitrat mg/l Blei µg/l Quecksilber µg/l elektr.Leitfähigkeit µS/cm Nitrit mg/l Cadmium µg/l Selen µg/l Ammonium mg/l Sulfat mg/l Chrom µg/l Silber µg/l Calcium mg/l Gesamt-Härte °dH Eisen(II) µg/l Tellur µg/l Chlorid mg/l Säurekapazität(4,3) mmol/l Gesamteisen µg/l Thallium µg/l Fluorid mg/l Aluminium µg/l Kobalt µg/l Titan µg/l Hydrogencarbonat mg/l Antimon µg/l Kupfer µg/l Uran µg/l Kalium mg/l Arsen µg/l Mangan µg/l Vanadium µg/l Magnesium mg/l Barium µg/l Molybdän µg/l Zink µg/l Natrium mg/l Beryllium µg/l Nickel µg/l Zinn µg/l

Es folgte eine Plausibilitätsanalyse und Datenbereinigung entsprechend des Abschnitts 4.4.1. Die Vielzahl von Datensätzen mit identischer Messstellennummer und Probe- nahmedatum (doppelte und mehrfache Datensätze) wurde jeweils zu einem Datensatz zusammengefasst, wenn die vorhandenen Daten identisch waren oder wenn Analy- senergebnisse bei nur einem Datensatz vorhanden waren. Nach der beschriebenen Bereinigung verblieben folgende Anzahlen an Datensätzen:

Fließgewässer: 71864 Datensätze Wasserproben 540 Datensätze Sedimentproben Standgewässer: 20070 Datensätze Wasserproben Stolln und Quellen: 687 Datensätze Wasserproben

Des Weiteren wurden alle nichtnumerischen Einträge im Datenblock gelöscht und offensichtliche Tippfehler korrigiert. Stoffkonzentrationen von Null wurden aus der Da- tenbank entfernt. Alle pH-Werte außerhalb des Bereiches von pH 0 bis pH 14 wurden gelöscht. Alle Einträge von Konzentrationen unter der Nachweisgrenze wurden mit der halbierten Nachweisgrenze ersetzt.

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Die Plausibilitätsanalyse ergab, dass die Schwermetalldaten möglicherweise in unterschiedlichen Einheiten in der Datenbank enthalten sind, so dass diese Daten im Zuge der weiteren Bearbeitung nochmals überprüft werden müssen.

Zur orientierenden statistischen Auswertung wurden sowohl für die Einzeljahre als auch für den Gesamtzeitraum Anzahlen und Mittelwerte berechnet. Als Mittelwert wurde sowohl der arithmetische Mittelwert berechnet als auch der Erwartungswert der Lognormalverteilung, da Analysedaten oftmals nicht normalverteilt sind, sondern eine stark linksschiefe Verteilung aufweisen. Der Erwartungswert der Lognormalverteilung wird von Extremwerten weniger beeinflusst.

Nach der beschriebenen Datenbereinigung verbleiben die in Tabelle 4.4 enthaltenen Anzahlen an Analysenergebnissen, die im Rahmen der orientierenden statistischen Auswertung berücksichtigt wurden.

Tabelle 4.4: Anzahlen an Analysenergebnissen

Parameter FG FG(S) SG Q Parameter FG FG (S) SG Q pH-Wert 66995 198 16949 676 Blei 23455 972 395 329 elektr.Leitfähigkeit 66522 197 14852 675 Cadmium 24233 1176 385 329 Ammonium 56337 0 14798 671 Chrom 23979 1179 292 329 Calcium 58946 0 11434649 Eisen(II) 267 38 229 0 Chlorid 61575 0 11690 649 Gesamteisen 2854011175 507 329 Fluorid 615 0 42 19 Kobalt 186 0 0 11 Hydrogencarbonat 19542 0 5686 599 Kupfer 25421 2437 418 329 Kalium 30511 0 6589 643 Mangan 25483 1154 550 329 Magnesium 58935 0 11431 649 Molybdän 1259 0 0 21 Natrium 30515 0 6614 643 Nickel 22926 952 388 329 Nitrat 67714 0 16429 671 Quecksilber 9788799 234 329 Nitrit 67840 0 15975 668 Selen 62 0 23 32 Sulfat 61067 0 11705 649 Silber 9 0 0 32 Gesamt-Härte 29379 0 10186629 Tellur 0 0 0 0 Säurekapazität(4,3) 46954 0 12642634 Thallium 0 42 0 0 Aluminium 689 0 807 37 Titan 0 0 0 0 Antimon 103 0 0 78 Uran 543 0 11 31 Arsen 7270 280 909 398 Vanadium 0 0 95 11 Barium 3 18 0 5 Zink 252752450 431 329 Beryllium 0 11 0 0 Zinn 318 0 72 43 mit FG: Fließgewässer (Wasserproben), FG(S): Fließgewässer (Sedimentanalysen), SG: Standgewässer, Q: Quellen und Stolln

Bei den Standgewässermessstellen handelt es sich oft um mehrere Messtiefen am selben Messpunkt. Die Mittelwerte wurden für die Messpunkte berechnet, d.h. es wurden Mittelwerte aus allen Messtiefen zusammengefasst.

Im weiteren Verlauf der orientierenden statistischen Auswertung wurden die berechneten Mittelwerte verwendet, um Messstellen zu identifizieren, welche eindeutig anthropogen beeinflusst sind. Hierzu wurden die Konzentrationen an Nitrat, Ammonium,

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Phosphat und organischen Schadstoffen und weitere Informationen aus der Datenba- sis herangezogen.

Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen als Ausschlusskriterium Wie bereits dargestellt, können Messstellen zur Charakterisierung der geogenen Hin- tergrundwerte ausgeschlossen werden, die deutlich erhöhte Nitrat-, Ammonium- und Phosphatwerte aufweisen. Zur Einschätzung, wann eine deutliche Erhöhung der Konzentration an Nitrat und Am- monium vorliegt, wurden die Häufigkeitsverteilungen der Mittelwerte aller Messstellen berechnet (Tabelle 4.5, Tabelle 4.6).

Tabelle 4.5: Häufigkeitsverteilungen der Nitratkonzentrationen Mittlere Nitratkon- Anzahl Messstellen Anzahl Messstellen Anzahl Messstellen zentration [mg/l] Fließgewässer Standgewässer Stolln und Quellen 0...2 233 799 18 2...4 209 117 2 4...6 134 68 6 6...8 98 31 5 8...10 109 25 2 10...15 192 38 7 15...20 166 37 7 20...30 249 12 15 30...50 219 4 21 50...100 129 0 27 100...200 11 1 6 Gesamt 1749 1132 116

Tabelle 4.6: Häufigkeitsverteilungen der Ammoniumkonzentrationen Mittlere Ammonium- Anzahl Messstellen Anzahl Messstel- Anzahl Messstellen konzentration [mg/l] Fließgewässer len Standgewässer Stolln und Quellen 0...0.1 364 705 103 0.1...0.2 339 130 6 0.2...0.4 272 103 2 0.4...0.6 100 30 1 0.6...0.8 72 18 1 0.8...1 37 17 1 1...2 136 29 0 2...5 127 15 0 5...10 82 5 1 10...20 48 9 0 20...200 37 4 1 Gesamt 1614 1065 116 Von einer deutlich erhöhten Nitratkonzentration, die ausschließt, dass das beprobte Wasser geogenen Ursprungs ist, kann ausgegangen werden, wenn der mittlere Nitrat- gehalt den Wert von 5 mg/l überschreitet. Bei der Ammoniumkonzentration wurde diese Grenze bei 0.2 mg/l festgelegt.

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Phosphatkonzentration als Ausschlusskriterium Ein erhöhter Phosphatgehalt im Oberflächenwasser lässt auf eine anthropogene Be- einflussung schließen. Anhand der Daten der Einzelproben wurde festgestellt, dass ca. 50 % der Orthophosphat-Phosphorgehalte über 0,05 mg/l liegen. Alle Messstellen, an denen Konzentrationen >0,1 mg/l gemessen wurden, wurden als anthropogen beeinflusst interpretiert.

Ausschlusskriterium ökologischer und chemischer Zustand Als weiteres Auswahlkriterium wurde die Bewertung des ökologischen und chemischen Zustandes der Oberflächenwasserkörper herangezogen werden, welche nach der WRRL-VO durchgeführt wurde (LHW, 2008). Im Folgenden wird der Zusammenhang zwischen dem ökologischen und chemischen Zustand mit der mittleren Nitratkonzent- ration dargestellt. Bei dieser ersten orientierenden Auswertung wurde postuliert, dass alle Messstellen als anthropogen beeinflusst zu bewerten sind, deren Gesamtbeurtei- lung des ökologischen Zustandes zur Einstufung "schlecht" führt oder deren Gesamt- beurteilung des chemischen Zustandes zur Einstufung "nicht gut" führt.

Tabelle 4.7: Mittlere Nitratkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des ökologischen Zustandes (Stand: 11/2008)

Gesamtbewertung des ökologischen Zustandes Mittlere Nitratkonzentration [mg/l] Gut 6.7 Mäßig 10.5 Unbefriedigend 15.0 Schlecht 27.4

Tabelle 4.8: Mittlere Nitratkonzentrationen der Messstellen der Fließgewässer bei unterschiedlicher Einstufung des chemischen Zustandes (Stand: 11/2008)

Gesamtbewertung des chemischen Zustandes Mittlere Nitratkonzentration [mg/l] Gut 14.9 Nicht gut 29.7

Weitere aus der Datengrundlage resultierende Ausschlusskriterien Messstellen der Elbe und Saale wurden als anthropogen beeinflusst bewertet. Weiter- hin wurden Messstellen an Fließgewässern mit einer Breite >20 m als nicht geogen bewertet. Wie bereits in Abschnitt 4.4.3 erläutert, wurden ebenso jene Messstellen als anthropogen beeinflusst angenommen, die in ihrer Bezeichnung eindeutig auf eine Lage unterhalb von Kläranlagen, Deponien u. ä. deuten.

Im Ergebnis konnte unter Anwendung der beschriebenen Kriterien ein sehr großer Teil der Fließgewässermessstellen und Stolln/Quellen als anthropogen beeinflusst identifiziert werden. Da die ausgewerteten Konzentrationen bei den Standgewässern generell geringer sind, ist der Anteil der als anthropogen beeinflusst identifizierten Messstellen deutlich kleiner. Die verbliebenen Messstellen können im Ergebnis der durchgeführten Suche nicht als geogen eingestuft werden, sie kommen lediglich als Messstellen geogener Wässer in Frage. Zur endgültigen Identifizierung geogener Messstellen ist die

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Anwendung weiterer Ausschlusskriterien erforderlich (Siedlungsferne, Landnutzung im Einzugsgebiet, kleine Einzugsgebiete in Quellnähe oder Lage unterhalb von Einlei- tern).

Tabelle 4.9: Ergebnis der Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen

Gesamt Als anthropogen Potentiell geogene beeinflusst einge- Messstellen stufte Messstellen Fließgewässer (Was- 1813 Messstellen 1632 Messstellen 181 Messstellen serproben) Standgewässer 1522 Messstellen 649 Messstellen 873 Messstellen 389 Messpunkte 199 Messpunkte 190 Messpunkte Stolln und Quellen 116 Messstellen 94 Messstellen 22 Messstellen

Ein weiterer Schritt der Datenselektion umfasste die GIS-basierte Beurteilung der verbliebenen Messstellen hinsichtlich weiterer anthropogener Einflussgrößen. Dazu wurden die Landnutzungstypen im Einzugsgebiet ermittelt. Es zeigte sich, dass sich ein großer Teil der nach der durchgeführten Vorauswahl verbliebenen Messstellen in bewaldetem Gebiet befinden. Es wurden zusätzlich Messstellen entfernt, die sich unterhalb von Siedlungen oder von Industriegebieten befinden. Weiterhin wurde eine vom LHW übergebene Datenbank der Direkteinleiter mit Koordinatenangaben genutzt, um anthropogen beeinflusste Messstellen zu identifizieren. Im Ergebnis dieser Arbeiten wurde die Zahl der Fließgewässermessstellen von 181 auf 141 reduziert.

4.4.5.1 Zusammenfassung und Defizitanalyse

Im Ergebnis der durchgeführten Datenauswertung wurden geogen belassene Mess- stellen in folgender Anzahl identifiziert:

Fließgewässer 141 Messstellen in 113 Fließgewässern Standgewässer 190 Messpunkte in 95 Standgewässern Quellen und Stolln 22 Messstellen

In der Tabelle 4.10 werden die als geogen identifizierten Messstellen den Wasserkör- pern zugeordnet.

Tabelle 4.10: Anzahlen der als geogen identifizierten Messstellen nach Wasserkörpern

Betrachtungsraum Fließgewässer Standgewässer EL03 0 8 HAV 28 21 MEL01 1 2 MEL02 1 9 MEL03 8 10 MEL04 6 0 MEL05 9 1

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Betrachtungsraum Fließgewässer Standgewässer MEL06 12 7 MEL07 0 7 MEL08 0 0 MES 42 0 SAL03 0 0 SAL04 0 0 SAL05 1 4 SAL06 0 12 SAL07 5 1 SAL08 1 5 SAL10 0 0 SAL11 13 1 SAL12 0 0 SAL15 1 5 SAL17 9 9 SAL18 1 1 SAL19 1 7 SAL20 0 3 SE04 0 0 VM01 0 0 VM02 0 8 WES 1 0

In der folgenden Tabelle 4.11 ist die Anzahl der Analysedaten der als geogen identifizierten Messstellen gegliedert nach Fließgewässerlandschaften (BRIEM, 1998) dargestellt. Dabei wurden nur die für zusätzliche Untersuchungen/Analysen infrage kom- menden Parameter berücksichtigt. Tabelle 4.12 enthält die Analyseanzahlen für die aggregierten Gewässerlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003).

Tabelle 4.11: Anzahl an vorhandenen Analyseergebnissen für die Fließgewässerland- schaften nach BRIEM (nur als geogen identifizierte Messstellen) Fließgewässerlandschaft Anzahl As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn MST Sandbedeckung 2 0 18 17 18 27 18 9 18 5 4 4 4 4 3 0 4 3 Terrassen 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 37 38 123 38 138 123 28 140 Moränen 12 12 107 89 107 121 77 6 121 32 74 88 88 89 54 66 54 167 Moore und Moorauen 7 0 60 60 60 65 53 11 64 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Sander 13 0 100 98 99 109 93 4 109 15 7 12 12 12 43 6 6 43 Auen 54 0 327 326 354 374 311 30 363 80 109 128 130 148 288 94 123 304

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Fließgewässerlandschaft Anzahl As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn MST Löß 1 0 0 0 0 6 0 0 6 19 36 44 44 44 217 26 36 220 Basalte 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Tertiäre Sedimente 2 0 0 0 0 0 0 0 0 2 67 54 55 67 65 48 47 65 Kreide, kalkig-mergelig 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Kreide, sandig-tonig 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 4 4 4 4 0 0 4 0 Lias, Dogger 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Malm 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Buntsandstein 2 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 38 0 0 38 Muschelkalk 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 13 14 14 14 3 1 13 3 Keuper 0 0 0 0 0 0 0 0 0 4 5 5 5 5 4 0 0 4 Rotliegendes, Sedimente 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Rotliegendes, Vulkanite 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Zechstein 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Schiefer 0 0 0 0 0 0 0 0 0 5 35 25 25 37 48 21 21 48 Gneis 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Granit 1 1 1 1 1 1 1 0 1 3 0 0 0 0 2 0 0 2 Kalkstein, Grundgebirge 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 Harz (Schiefer) 20 3 96 84 102 104 102 47 105 14 96 39 39 96 140 39 31 120 Fett – Fließgewässer, Kursiv – Standgewässer Tabelle 4.12: Anzahl an vorhandenen Analyseergebnissen für die Hauptgruppen der zusammengefassten Gewässerlandschaften (nur als geogen identifizierte Messstellen) Hauptgruppen der Ge- Anzahl As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn wässerlandschaften MST karbonatisch-dolomitische 2 0 0 0 0 0 0 0 0 Landschaften 7 80 68 69 81 68 49 60 68 metallogene Landschaften 20 3 96 84 102 104 102 47 105 14 96 39 39 96 140 39 31 120 Moore und Moorauen 7 0 60 60 60 65 53 11 64 0 0 0 0 0 0 0 0 0 salinare Landschaften 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 sandig-tonige Landschaften 82 36 552 530 569 637 499 49 617 157 276 323 410 339 860 315 261 881 silikatische Landschaften 8 3 56 57 57 57 57 0 48 12 43 34 34 53 110 30 21 110 Fett – Fließgewässer, Kursiv – Standgewässer

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Anhand der recherchierten Datenbasis wurden Messstellen identifiziert, die geeignet sind, geogene Hintergrundwerte abzuleiten. Diese Messstellen sind ungleichmäßig über die Fläche des Bundeslandes Sachsen-Anhalt verteilt. Das heißt, für einzelne Regionen, geologische Einheiten oder Fließgewässerlandschaftstypen sind mögli- cherweise keine oder zu wenig Messstellen vorhanden, um geogene Hintergrundwerte abzuleiten. Deshalb wurden mit Hilfe eines Geografischen Informationssystems die Anzahl der Messstellen je Fließgewässerlandschaft und Hauptgruppen Gewässerland- schaften ermittelt. Anhand dieser Ergebnisse erfolgte die Entscheidung, ob für einzelne geologische bzw. hydrologische Strukturen bzw. Regionen die Beprobung weiterer Messstellen erforderlich ist. Zur Analyse kommen die Schwermetalle Arsen, Blei, Cad- mium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber und Zink in Frage.

Für einige geologische bzw. hydrologische Strukturen bzw. Regionen wurden geogene Messstellen in ausreichender Anzahl identifiziert. Allerdings schwankt die Anzahl der durchgeführten Analysen an den betreffenden Messstellen. Deshalb wurde die Anzahl der vorliegenden Analysedaten, welche zur Ableitung geogener Hintergrundwerte ver- fügbar sind, ermittelt. Anhand dieser Zusammenfassung konnte entschieden werden, welche Parameter an den betreffenden Messstellen im Jahr 2009 zusätzlich beprobt werden sollten, um eine ausreichende Datengrundlage zu schaffen.

4.4.5.2 Vorschlag für ein weiterführendes Messprogramm

Das weiterführende Messprogramm sollte verschiedene Aspekte berücksichtigen. Ei- nerseits sollte sicher gestellt werden, dass die analytische Datengrundlage gleichmä- ßig in den zusammengefassten Fließgewässerlandschaftstypen verteilt ist. Grund hier- für sind Erfordernisse der räumlichen Repräsentativität der geogenen Hintergrundwer- te. Eine zusätzliche Beprobung sollte sich auf folgende Schwermetalle begrenzen: Ar- sen, Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber und Zink.

Des Weiteren bestand das Erfordernis der genetischen Repräsentativität der geogenen Hintergrundwerte, d.h. es muss sichergestellt sein, dass für jede der zusammengefassten Fließgewässerlandschaftstypen eine ausreichende Anzahl an Messwerten vorliegt. Hierbei gingen wir davon aus, dass es sich im Minimum um drei Messwerte je Mess- stelle handeln sollte, besser wären 5 Werte je Messstelle um die statistische Stabilität sicher stellen zu können. Dabei sollte jeweils die Wasserphase und die Schwebstoff- phase beprobt werden.

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Tabelle 4.13: Anzahl der als geogen eingeordneten Messstellen der Fließgewässer in Sachsen-Anhalt mit Bezug zum Gewässerlandschaftstyp sowie Anzahl der vorliegenden Messwerte Gewässer- Anzahl Anzahl Messwerte landschaft Messstellen As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn karbonatisch- dolomitische 2 0 0 0 0 0 0 0 0 Landschaften metallogene 20 3 96 84 102 104 102 47 105 Landschaften Moore und 7 0 60 60 60 65 53 11 64 Moorauen sandig-tonige 82 36 552 530 569 637 499 49 617 Landschaften silikatische 8 3 56 57 57 57 57 0 48 Landschaften salinare bisher 0 Landschaften

Für 21 Messstellen konnte keine Zuordnung zu den zusammengefassten Gewässer- landschaftstypen erfolgen. Des Weiteren konnten keine Messstellen der salinaren Landschaften zugeordnet werden.

Tabelle 4.14: Anzahl der als geogen eingeordneten Messstellen der Standgewässer in Sachsen-Anhalt mit Bezug zum Gewässerlandschaftstyp sowie Anzahl der vorliegenden Messwerte. Gewässer- Anzahl Anzahl Messwerte landschaft Messstellen As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn karbonatisch- dolomitische 7 80 68 69 81 68 49 60 68 Landschaften metallogene 14 96 39 39 96 140 39 31 120 Landschaften Moore und bisher 0 Moorauen sandig-tonige 157 276 323 410 339 860 315 261 881 Landschaften silikatische 12 43 34 34 53 110 30 21 110 Landschaften salinare bisher 0 Landschaften

Die Übersichtstabelle induziert den Eindruck, dass die zu betrachtenden Elemente im Hinblick auf die Anzahl der Analysen sehr gut abgedeckt seien. Dies ist nur bedingt der Fall, da sich die vorhandenen Daten in der Regel auf einzelne Messstellen konzentrieren, d.h. dass die räumliche Datenverteilung nicht optimal ist. Daher wurde folgende Vorgehensweise bei der Datenverdichtung vorgeschlagen:

Auswahl räumlich repräsentativ verteilter Messpunkte für die weiterführende Bepro- bung. Die räumliche Auswahl sollte auf dem Istzustand (Stand: 11/2008) erfolgen und

Datum: 25.01.2010 165 Abschlussbericht

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die Anteile der Fließgewässerlandschaftstypen in Sachsen-Anhalt berücksichtigen. Hierfür wurde folgender Vorschlag unterbreitet:

Tabelle 4.15 Vorschlag zur Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen aus den vorausgewählten Messstellen für Fließgewässer. Gewässer- Anzahl Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen landschaft Messstellen As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn karbonatisch- 2 2 2 2 2 2 2 2 dolomitische 2 Landschaften hier müssen noch Messstellen recherchiert werden metallogene 20 10 10 10 10 10 10 10 10 Landschaften Moore und 7 7 7 7 7 7 7 7 7 Moorauen sandig-tonige 81 20 - - - - - 20 - Landschaften silikatische 8 8 8 8 8 8 8 8 8 Landschaften salinare bisher 0 hier müssen noch Messstellen recherchiert werden Landschaften

Tabelle 4.16 Vorschlag zur Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen aus den vorausgewählten Messstellen für Standgewässer. Gewässer- Anzahl Anzahl der zur Beprobung vorgesehenen Messstellen landschaft Messstellen As Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn karbonatisch- dolomitische 7 7 7 7 7 7 7 7 7 Landschaften metallogene 13 10 10 10 10 10 10 10 10 Landschaften Moore und hier müssen noch Messstellen recherchiert werden Moorauen sandig-tonige 156 20 - - - - - 20 - Landschaften silikatische 11 10 10 10 10 10 10 10 10 Landschaften salinare hier müssen noch Messstellen recherchiert werden Landschaften

Anlage 4.2 enthält einen Vorschlag der zu beprobenden Messstellen. Die Untersu- chung der Parameter sollte im Labor des LHW erfolgen. Um die Vergleichbarkeit mit den bereits vorliegenden Daten aus GÜSA (2008) zu gewährleisten, sollten ebenfalls die in der Liste in Anlage 2.2 dargestellten Analysenverfahren angewendet werden.

Für einige der insgesamt zu bearbeitenden Elemente lagen zum Bearbeitungsstand 11/2008 keine Analysendaten vor. Dies betrifft: Fließgewässer: Kobalt, Molybdän, Silber, Tellur, Thallium, Titan, Uran, Vanadium, Zinn, Standgewässer: Antimon, Barium, Beryllium, Kobalt, Molybdän, Silber, Tellur, Titan, Uran, Vanadium, Zinn.

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Für diese Elemente wird auch geprüft, ob Hintergrundwerte aus den Daten der Schlichprospektion (RENTZSCH et al., 1984) abgeleitet werden können.

4.4.6 Realisiertes Messprogramm

Im Zeitraum Februar bis Juli 2009 fanden die zusätzlichen Beprobungen an den aus- gewählten (als geogen identifizierten) Messstellen statt. Die Untersuchungen wurden hierbei vom LHW geleitet und durchgeführt.

Vom vorgeschlagenen Messprogramm wurden rund 60% der empfohlenen Messstellen untersucht. Darüber hinaus wurden zusätzliche Messstellen beprobt, so dass insgesamt 48 Messstellen hinsichtlich der Wasserphase (gelöst und gesamt) und 5 Mess- stellen zur Feststoffphase (Schwebstoff) analysiert wurden. Die Auswahl der Messstel- len erfolgte auch auf der Basis von Vorortbegehungen durch das LHW. Hierbei stellte sich heraus, dass die theoretisch angenommene Eignung mancher Messstellen für die Ermittlung geogener Hintergrundwerte im Freiland nicht bestätigt werden konnte. Dies betraf u. a. die Eignung der Messstellen hinsichtlich der Schwebstoff-Probenahme. Gerade die Oberläufe von Fließgewässern, denen ein geogener Charakter zugesprochen werden konnte, liefern zumeist keine ausreichende Schwebstofffracht.

Hinsichtlich der Wasserphase wurden die in Tabelle 4.17 aufgeführten Parameter erfasst. Dabei wird deutlich, dass das Parameterspektrum weitaus umfassender umgesetzt wurde als vorgeschlagen (vgl. Anlage 4.3).

Tabelle 4.17: Untersuchte Parameter der Wasserphase im Rahmen des Sondermesspro- gramms Parameter Einheit Parameter Einheit Parameter Einheit Parameter Einheit Trübung Ag µg/l Fe mg/l Se µg/l Färbung Ag gel. µg/l Fe gel. mg/l Se gel. µg/l Geruch Ba µg/l Hg µg/l Sn µg/l T-Luft °C Be µg/l Hg gel. µg/l Sn gel. µg/l T °C Be gel. µg/l Mn mg/l Ti µg/l pH Bor mg/l Mn gel. mg/l Ti gel. µg/l Lf µS/cm Cd µg/l Mo µg/l Tl µg/l UH mV Cd gel. µg/l Mo gel. µg/l Tl gel. µg/l O2 mg/l Co µg/l Ni µg/l U µg/l SSI % Co gel. µg/l Ni gel. µg/l U gel. µg/l As µg/l Cr µg/l Pb µg/l V µg/l As gel. µg/l Cr gel. µg/l Pb gel. µg/l V gel. µg/l Al µg/l Cu µg/l Sb µg/l Zn µg/l Al gel. µg/l Cu gel. µg/l Sb gel. µg/l

Die Tabelle 4.18 verdeutlicht die Zuordnung der Messstellen zu den aggregierten Ge- wässerlandschaften. Die empfohlenen Beprobungen wurden überwiegend für die sandig-tonigen und karbonatisch-dolomitischen Landschaften sowie für die Moore und Moorauen umgesetzt.

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Tabelle 4.18: Angaben zum realisierten Messprogramm mit Bezug zu den aggregierten Gewässerlandschaften Aggregierte Gewässerlandschaft Anzahl Messstellen Anzahl Probenahme Gesamt Karbonatisch-dolomitische Landschaft 7 23 Silikatische Landschaft 6 16 Salinare Landschaft 7 20 142 Metallogene Landschaft 2 6 Moore und Moorauen 5 14 Sandig-tonige Landschaft 21 63

Die Messstellen zu den ergänzenden Schwebstoffanalysen sind hingegen ausschließ- lich in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft angesiedelt. Die Tabelle 4.19 zeigt diesbezüglich die untersuchten Parameter der Feststoffphase. Insgesamt wurden hierbei 10 Probenahmen an 5 Messstellen durchgeführt.

Tabelle 4.19: Untersuchte Parameter der Feststoffphase im Rahmen des Sondermess- programms Parame- Parame- Parame- Parame- ter Einheit ter Einheit ter Einheit ter Einheit Trübung AfS mg/l Hg mg/kg TS Sb mg/kg TS Färbung Ant<20µm % As mg/kg TS Be mg/kg TS Geruch Cd mg/kg TS Co mg/kg TS Ti mg/kg TS T °C Pb mg/kg TS Ag mg/kg TS Fe mg/kg TS pH Cr mg/kg TS Mo mg/kg TS Mn mg/kg TS Lf µS/cm Ni mg/kg TS V mg/kg TS Bor mg/kg TS O2 mg/l Cu mg/kg TS Se mg/kg TS Tl mg/kg TS SSI % Zn mg/kg TS Sn mg/kg TS U mg/kg TS

Dieses Messprogramm leistet einen wesentlichen Beitrag für die Ableitung geogener Hintergrundwerte in Sachsen-Anhalt (vgl. Abschnitt 4.4.7).

4.4.7 Ergebnisse der orientierenden statistischen Auswertung (Stand: 11/2009)

Zum Datenstand 11/2009 wurde eine zweite orientierende statistische Auswertung der recherchierten Daten durchgeführt. Erneut wurden die Daten hinsichtlich ihrer Plausibi- lität geprüft und bereinigt. Die Auswertung umfasst die Beschaffenheitsdaten der Fließ- gewässer, Stollen und Quellen.

Recherchiert wurden die Stamm- und Bewegungsdaten von 2435 Messstellen an Fließgewässern, Stollen und Quellen. Der Probenahmezeitraum umfasste dabei 1993 bis 2009. Die im Vergleich zur ersten orientierenden statistischen Auswertung (Stand: 11/2008) hinzugekommenen Messstellen ergeben sich aus den zusätzlich recherchierten Daten sowie den Analysedaten des LHW des Jahres 2009. Letzteres schließt die Sonderbeprobung gemäß Abschnitt 4.4.6 mit ein.

Entsprechend der beschriebenen Datenbereinigung (vgl. Abschnitt 4.4.1) verblieben folgende Anzahlen an Datensätzen: Wasserproben: 79588 Datensätze

Datum: 25.01.2010 168 Abschlussbericht

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Sedimentproben: 1367 Datensätze Schwebstoffproben: 923 Datensätze

Daran anschließend erfolgte die Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen anhand der Wasserbeschaffenheitsdaten. Hierzu erfolgte die Berechnung der parameter- und messstellenspezifischen Mittelwerte. Da von Lognormalverteilungen ausgegangen werden muss, erfolgte die Berechnung der arithmetischen Mittelwerte auf der Basis logarithmierter Wasserbeschaffenheitsdaten (ausgenommen pH-Wert, Tempera- tur, Sauerstoff). Wie in Abschnitt 4.4.3 bereits erläutert, wurden die mittleren Konzentrationen an Nitrat, Ammonium und Phosphat sowie weitere Informationen der Datenbank herangezogen.

Zur Einschätzung, wann eine deutliche Erhöhung der Konzentrationen an Nitrat und Ammonium vorliegt, wurden die Häufigkeitsverteilungen der Mittelwerte aller Messstel- len ermittelt.

Tabelle 4.20: Haufigkeitsverteilung der Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen Mittlere Nitratkonzentration Anzahl Mittlere Ammonium- Anzahl [mg/l] Messstellen konzentration [mg/l] Messstellen 0…2 274 0…0,1 492 2…4 201 0,1…0,2 365 4…6 153 0,2…0,4 277 6…8 107 0,4…0,6 106 8…10 112 0,6…0,8 67 10…15 200 0,8…1,0 42 15…20 167 1…2 136 20…30 271 2…5 128 30…50 252 5…10 85 50…100 153 10…20 46 100…200 17 20…100 39 Gesamt 1907 Gesamt 1783

Von einer deutlich erhöhten Nitratkonzentration, die ausschließt, dass das beprobte Wasser geogenen Ursprungs ist, kann ausgegangen werden, wenn die mittlere Nitrat- konzentration den Wert von 5 mg/l überschreitet. Bei der Ammoniumkonzentration wurde diese Grenze bei 0,2 mg/l festgelegt.

Ein erhöhter Phosphatgehalt im Fließgewässer lässt ebenfalls auf eine anthropogene Beeinflussung schließen. Im natürlichen, unbelasteten Grund- und Gebirgswasser liegt Phosphat hauptsächlich als löslicher Bestandteil der natürlichen phosphathaltigen Mi- neralien Apatit und Phosphorit und damit als ortho-Phosphat vor. Die meist unterhalb 3- von 0,1 mg/l PO4 -Gehalte in solchen Gewässern sind als natürlich zu betrachten und können in dieser Größenordnung auch im Trinkwasser vorhanden sein. Anhand der Daten der Einzelproben wurde festgestellt, dass ca. 50% der Ortho- phosphat-Phosphorgehalte über 0,05 mg/l liegen. Die LAWA (2007) definiert den Ori- entierungswert für o-PO4-P bei 0,07 mg/l. Demnach werden jene Messstellen als anthropogen beeinflusst gedeutet, deren Konzentrationen >0,07 mg/l sind.

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Als weiteres Ausschlusskriterium wurde der bei zweiten orientierenden statistischen Auswertung der chemische Zustand entsprechend der WRRL berücksichtigt. Der öko- logische Zustand erfuhr hingegen keine Berücksichtigung, da dieser auch ausschließ- lich aufgrund hydromorphologischer Kriterien schlechter als „gut“ bewertet worden sein kann. Der Vollständigkeit halber wurde trotzdem nicht auf die Darstellung der Vertei- lung der Nitrat- und Ammoniumkonzentration auf die verschiedenen Einstufungen verzichtet (Tabelle 4.21 und Tabelle 4.22).

Tabelle 4.21: Mittlere Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen der Messstellen der Fließ- gewässer bei unterschiedlicher Einstufung des ökologischen Zustands (Stand: 11/2009) Gesamtbewertung des Nitratkonzentration Ammoniumkonzentration ökologischer Zustand (Mittelwert) [mg/l] (Mittelwert) [mg/l] Gut 8,7 0,09 Mäßig 10,7 1,05 Unbefriedigend 16,2 1,69 Schlecht 28,3 3,19

Tabelle 4.22: Mittlere Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen der Messstellen der Fließ- gewässer bei unterschiedlicher Einstufung des chemischen Zustands (Stand: 11/2009) Gesamtbewertung des Mittlere Nitratkonzentration Mittlere Ammoniumkonzentration chemischen Zustandes [mg/l] [mg/l] gut 15,7 1,7 nicht gut 30,7 3,4

Im Ergebnis dieser Auswertung wurden jene Messstellen aus dem Datenpool entfernt, welche in der Gesamtbewertung des chemischen Zustands der Einstufung „nicht gut“ unterlagen. In der abschließenden Diskussion wurde dieses Selektionskriterium als nicht zielführend bei der Ermittlung geogener Hintergrundwerte befunden, da der schlechte chemische Zustand auch auf erhöhte Schwermetallgehalte zurückführbar ist. Aus diesem Anlass erfolgt in Tabelle 4.23 eine Auflistung jener Messstellen, die aus- schließlich aufgrund ihres schlechten chemischen Zustands vom Datenpool ausgeschlossen wurden.

Tabelle 4.23: Anthropogen beeinflusste Messstellen mit „nicht gutem“ chemischen Zu- stand MST-NR Gewässer H-WERT R-WERT Probenart 414675 Liethe 5743200 4473610 Wasser EP 360050 Wipper 5719157 4463508 Sediment EP 360055 Wipper 5723316 4466298 Sediment EP 2613214 Luppe 5692960 4502730 Schwebstoff EP Zentrifuge 2630026 Mulde 5727745 4521400 Schwebstoff EP Zentrifuge 2630036 Mulde 5744400 4517550 Schwebstoff EP Zentrifuge 2631020 Leine (Mulde) 5728680 4520100 Schwebstoff EP Zentrifuge 2634015 Spittelwasser 5728690 4520075 Schwebstoff EP Zentrifuge 2634103 Schachtgraben 5726051 4519930 Schwebstoff EP Zentrifuge

Datum: 25.01.2010 170 Abschlussbericht

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MST-NR Gewässer H-WERT R-WERT Probenart 2634110 Schachtgraben 5728070 4520195 Schwebstoff EP Zentrifuge 2130036 Mulde 5744400 4517550 Schwebstoff MMP Becken 2134015 Spittelwasser 5728690 4520075 Schwebstoff MMP Becken 2630031 Mulde 5732975 4520510 Sediment EP 2630040 Mulde 5749036 4516880 Sediment EP 2634013 Spittelwasser 5728730 4520030 Sediment EP 2634020 Spittelwasser 5730760 4519860 Sediment EP 2634111 Schachtgraben 5727640 4520020 Sediment EP 3000116 Mulde 5744411 4517517 Sediment MMP 419440 Flöt- und Mühlengraben 5858058 4456784 Wasser EP 419450 Flöt- und Mühlengraben 5861236 4456475 Wasser EP 2115010 Katschbach 5749855 4525070 Wasser EP 2130023 Mulde 5728780 4520695 Wasser EP 2130024 Mulde 5729310 4520500 Wasser EP 2130037 Mulde 5744400 4517550 Wasser EP 2136039 Sollnitzbach 5738875 4521625 Wasser EP 2137005 Lorkgraben 5741285 4517580 Wasser EP 2137010 Lorkgraben 5742260 4517380 Wasser EP 3000124 Mulde 5744414 4517488 Wasser EP 2610150 Wipper 5739340 4479530 Schwebstoff EP Zentrifuge 2630019 Mulde 5724380 4524570 Schwebstoff EP Zentrifuge 360060 Wipper 5739340 4479530 Sediment EP 2630020 Mulde 5724324 4524310 Sediment EP 3000111 Wipper 5739356 4479533 Sediment EP 345090 Quelle/Brunnen 5686851 4468024 Wasser EP

Analog der durchgeführten Vorgehensweise bei der ersten orientierenden statistischen Auswertung wurden die Messstellen an Elbe und Saale sowie jene an Fließgewässern mit einer Breite >20 m als anthropogen beeinflusst bewertet und aus dem Datenpool entfernt. Ebenso wurden Messstellen mit Lage unterhalb von Kläranlagen, Deponien u. ä. als nicht geogen bewertet.

Tabelle 4.24: Ergebnis der Identifizierung anthropogen beeinflusster Messstellen (Stand: 11/2009) Anzahl anthropogen beeinflusster Anzahl potentiell geogener Gesamt Messstellen Messstellen Fließgewässer 1915 1600 315 Stolln/Quellen 118 95 23 Gesamt 2033 1695 338

Die verbliebenen Messstellen wurden anschließend im GIS geprüft (vgl. Abschnitt 4.4.4). Als anthropogen beeinflusst eingestuft, wurden demnach wiederum Messstel- len, die sich in Siedlungsnähe befinden oder denen eine andersartige anthropogene Beeinflussung unterstellt werden konnte (Landnutzung, Nähe zu Einleitern), die im Rahmen der vorangegangenen Vorgehensweise bisher nicht festgestellt werden konnte.

Datum: 25.01.2010 171 Abschlussbericht

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Auf diese Weise konnten 89 weitere Messstellen als anthropogen beeinflusst identifiziert werden. Von bisher 338 potentiell geogenen Messstellen verbleiben damit noch 249 Messstellen. Anschließend erfolgte eine erneute Prüfung dieser Messstellen hinsichtlich ihrer Lage an Stollen und Quellen. An den betreffenden Messstellen wurden die gemittelten Was- serbeschaffenheitsdaten auf Anomalien untersucht. Es handelte sich hierbei nahezu ausschließlich um Quellen, denen allesamt unauffällige Werte innewohnen.

Im Ergebnis dieser Datenselektion verbleiben folgende Anzahlen an Messstellen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften:

Tabelle 4.25: Anzahlen der als geogen identifizierten Messstellen differenziert nach der Probenart und den aggregierten Gewässerlandschaften (Stand: 11/2009) Aggregierte Gewässerlandschaft Wasserphase Schwebstoffphase karbonatisch-dolomitisch 10 0 metallogen 39 0 Moore und Moorauen 20 2 salinar 7 0 sandig-tonig 156 2 silikatisch 12 1

Die Tabelle 4.25 lässt einen groben Überblick über die zum Projektstand 11/2009 vorliegende selektierte Datenlage zu. Während hinsichtlich der Wasserphase die Vertei- lung der Messstellen in den Gewässerlandschaften einen ausreichenden Eindruck vermittelt (vgl. Anlage 5.4), ist die Ausstattung der Gewässerlandschaften bezüglich der als geogen identifizierten Messstellen zur Schwebstoffphase (vgl. Anlage 5.5) weitaus defizitärer.

Die Tabelle 4.26 gibt die Anzahlen der verfügbaren Analysedaten der Wasserphase in den aggregierten Gewässerlandschaften wieder.

Tabelle 4.26: Anzahlen an vorhandenen Analysenergebnissen für die aggregierten Ge- wässerlandschaften (geogen identifizierte Messstellen - Wasserphase), Stand: 11/2009

Aggregierte Gewässerlandschaft Wasserphase karbonatisch- Moore und silikatisch metallogen salinar sandig-tonig dolomitisch Moorauen Al (gesamt) 42 16 34 14 49 96 Al (gelöst) 43 32 32 14 45 99 Sb (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Sb (gelöst) 21 16 6 14 19 60 As (gesamt) 87 33 34 66 45 136 As (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Ba (gesamt) 23 17 12 14 20 62 Ba (gelöst) 0 0 0 0 0 0 Be (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Be (gelöst) 21 16 6 14 19 60

Datum: 25.01.2010 172 Abschlussbericht

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Aggregierte Gewässerlandschaft Wasserphase karbonatisch- Moore und silikatisch metallogen salinar sandig-tonig dolomitisch Moorauen Pb (gesamt) 111 120 485 198 63 1185 Pb (gelöst) 37 16 65 51 31 171 B (gesamt) 64 18 15 14 23 80 B (gelöst) 0 0 0 0 0 0 Cd (gesamt) 116 120 485 199 75 1157 Cd (gelöst) 35 16 74 49 19 198 Cr (gesamt) 121 120 514 197 75 1183 Cr (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Fe (gesamt) 133 231 601 408 66 2701 Fe (gelöst) 22 16 7 14 19 60 Co (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Co (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Cu (gesamt) 122 174 514 228 75 1263 Cu (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Mn (gesamt) 132 122 500 255 66 1582 Mn (gelöst) 22 16 6 14 19 60 Mo (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Mo (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Ni (gesamt) 115 121 493 197 63 1113 Ni (gelöst) 36 26 43 55 42 235 Hg (gesamt) 42 31 87 72 54 161 Hg (gelöst) 12 11 13 60 7 182 Se (gesamt) 23 17 7 14 20 74 Se (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Ag (gesamt) 23 16 6 14 20 74 Ag (gelöst) 19 15 6 14 19 58 Sr (gesamt) 0 0 0 0 0 0 Sr (gelöst) 0 0 0 0 0 0 Ti (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Ti (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Tl (gesamt) 23 16 6 14 20 62 Tl (gelöst) 21 16 6 14 19 60 U (gesamt) 23 16 6 14 20 74 U (gelöst) 21 16 6 14 19 60 V (gesamt) 28 23 12 14 22 65 V (gelöst) 21 16 6 14 19 60 Zn (gesamt) 123 174 502 240 75 1234 Zn (gelöst) 1 0 0 0 0 0 Sn (gesamt) 23 16 6 14 20 74 Sn (gelöst) 21 16 6 13 19 58

Die Darstellung der Anzahlen der Analysewerte hinsichtlich der Schwebstoffphase erfolgt in der Tabelle 4.27.

Datum: 25.01.2010 173 Abschlussbericht

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Tabelle 4.27: Anzahlen an vorhandenen Analysenergebnissen für die aggregierten Ge- wässerlandschaften (geogen identifizierte Messstellen - Schwebstoffphase), Stand: 11/2009

Aggregierte Gewässerlandschaft Schwebstoff- karbonatisch- Moore und phase silikatisch metallogen salinar sandig-tonig dolomitisch Moorauen Al 0 0 0 0 0 0 Sb 0 0 0 0 0 10 As 0 3 0 137 0 16 Ba 0 0 0 0 0 5 Be 0 0 0 0 0 14 Pb 0 3 0 137 0 20 B 0 0 0 0 0 10 Cd 0 3 0 137 0 20 Cr 0 3 0 137 0 20 Fe 0 3 0 129 0 20 Co 0 0 0 0 0 14 Cu 0 3 0 137 0 20 Mn 0 3 0 131 0 20 Mo 0 0 0 0 0 14 Ni 0 3 0 137 0 20 Hg 0 3 0 137 0 20 Se 0 0 0 0 0 14 Ag 0 0 0 0 0 14 Ti 0 0 0 0 0 10 Tl 0 0 0 0 0 10 U 0 0 0 0 0 14 V 0 0 0 0 0 14 Zn 0 3 0 137 0 20 Sn 0 0 0 0 0 15

Analog der Tabelle 4.26 und Tabelle 4.27 bestehen Datendefizite für folgende Metalle und Schwermetalle:

Wasserphase (gesamt): Strontium Wasserphase (gelöst): Barium, Bor, Strontium, Zink

Hinsichtlich der Schwebstoffphase liegen grundsätzlich keine Analysedaten für die karbonatische, metallogene und salinare Gewässerlandschaft vor. Aber auch bei den verbleibenden Gewässerlandschaften lassen sich Defizite benennen:

Schwebstoffphase (Betrachtung der silikatischen, sandig-tonigen Gewässer- landschaften sowie der Moore und Moorauen): Aluminium, Antimon, Barium, Beryllium, Bor, Kobalt, Molybdän, Selen, Silber, Titan, Thallium, Uran, Vanadi- um, Zinn

Für die genannten Datendefizite lassen sich im Rahmen der statistischen Auswertung keine geogenen Hintergrundkonzentrationen ableiten.

Datum: 25.01.2010 174 Abschlussbericht

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4.5 Fehler- und Unsicherheitsbetrachtungen

Die Berechnung der Hintergrundwerte ist mit verschiedenen Fehlerquellen verbunden, die bei der Bewertung der Ergebnisse zu berücksichtigen sind. Das Fehlerpotenzial hängt zum einen von der Datengrundlage und zum anderen von den Unsicherheiten sowohl der Analysen- als auch der Auswertemethoden ab.

4.5.1 Fehlerpotenziale der Datengrundlage

Die Datengrundlage stellen die gemessenen Stoffkonzentrationen, und im Fall der Me- thode nach HELLMANN, die Abflusswerte dar. Das Fehlerpotenzial ergibt sich aus der Qualität und der Quantität der Daten.

4.5.1.1 Qualität der Daten

Die Methoden zur Qualitätssicherung der Daten, die aus den Datenbanken und der Recherche übernommen wurden, wurden in Abschnitt 4.4.1 dargestellt. Offensichtliche Mess- bzw. Eingabefehler wurden korrigiert. Unabhängig davon ergibt sich ein Unsi- cherheitspotenzial aus der analytischen Datengrundlage, insbesondere bei der Ver- wendung von Altdaten.

Für die im Rahmen des GÜSA erhobenen Daten fanden die Qualitätsgrundsätze und - forderungen, insbesondere bezüglich Dokumentation, Rückverfolgbarkeit und Transpa- renz, gemäß DIN EN ISO 9000: 2000 ff Berücksichtigung. Die wesentlichen durch die oben genannten Regelungen für die Durchführung einer Messung definierten Kriterien lassen sich wie folgt zusammenfassen (MEINRATH & SCHNEIDER, 2007):

Angabe der Messunsicherheit: Dem Messergebnis zugeordneter Parameter, der die Streuung der Werte kennzeichnet, die vernünftigerweise der Messgröße zugeordnet werden könnte (die Messunsicherheit ist nicht gesondert im Bericht dokumentiert, sondern bei Bedarf im Labor abrufbar), Rückverfolgbarkeit: Eigenschaft eines Messergebnisses oder eines Wertes eines Normals, durch eine ununterbrochene Kette von Vergleichsmessungen mit angegebener Messunsicherheiten auf geeignete Normale, im allgemeinen internationale oder nationale Normale, bezogen zu sein (die Rückverfolgbarkeit ist ebenfalls nicht gesondert im Bericht dokumentiert, sondern bei Bedarf im Labor abrufbar), Fitness for purpose: Eigenschaft von Daten, die durch eine Messung generiert wurden, die es dem Nutzer der Daten erlaubt technisch korrekte Schlussfolge- rungen im Zusammenhang mit einem festgelegten Zweck zu ziehen (die Si- cherstellung der Dateneignung für die Berechnung der Hintergrundwerte wurde durch verschiedene im Bericht dokumentierte Vorgehensweisen untersetzt).

Die Datenqualität der Daten der GÜSA unterliegt den Anforderungen der Guten Labor- praxis (GLP) unter Berücksichtigung der Qualitätsanforderungen der für die jeweilige Analytik relevanten DIN-Normen (siehe auch Anlage 2.2). Für diese Daten kann von der höchsten Belastbarkeit ausgegangen werden, da sie alle drei oben genannten Kri- terien erfüllen. Für die aus der Literatur gewonnenen Daten lässt sich dies nicht vorbe-

Datum: 25.01.2010 175 Abschlussbericht

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haltlos festhalten, da beispielsweise die laborinterne Angabe der Messunsicherheit in der Regel in der veröffentlichten Dokumentation in der Regel nicht erfolgt ist. Unab- hängig davon ist bei Altdaten zu berücksichtigen, dass sich die Qualität der Messme- thoden im Verlauf der letzten Jahrzehnte erheblich verbessert hat, d.h. dass davon auszugehen ist, dass den Daten der letzten 30 Jahre die höchste Belastbarkeit zuzu- schreiben ist.

Qualität der Abflussdaten Die den Frachtberechnungen zugrunde liegenden Abflusswerte werden nicht direkt gemessen, sondern über Wasserstands-Abflussbeziehungen (Abflusskurven) an den jeweiligen hydrologischen Pegeln ermittelt. Anhand dieser Abflusskurven werden gemessene Wasserstände in Abflusswerte umgerechnet. Die Fehlerbreite, die durch Messfehler (z.B. beim Ablesen der Pegelstände) und Umrechnungen verursacht wird, kann im Allgemeinen als gering eingestuft werden (KELLER et al., 1997). Für große Flüsse wird der Fehler bei der Abflussbestimmung meist in der Größenordnung von 10% angegeben (SYMADER, 1988). Darüber hinaus handelt es sich bei den verwendeten Abflüssen um Tagesmittelwerte, die sich insbesondere bei instationären Zuständen (z.B. bei starken Niederschlagsereignissen) von den Abflusswerten zum Zeitpunkt der Probenahme für die Konzentrationsmessungen unterscheiden können.

Qualität der Konzentrationsmesswerte Bei den Stoffkonzentrationen sind in qualitativer Hinsicht Fehler bei der Probenahme sowie bei der analytischen Bestimmung zu berücksichtigen. Die verwendeten Konzent- rationsmesswerte basieren auf Schöpfproben, die in der Strommitte entnommen werden. Es wird vorausgesetzt, dass die aus diesen Proben ermittelten Messwerte reprä- sentativ für den gesamten Fließquerschnitt sind. Das heißt, Inhomogenitäten des Was- serkörpers im Querprofil, die bei den partikelgebundenen Metallen beispielsweise durch die mit der Wassertiefe zunehmende Schwebstoffkonzentration auftreten können (KELLER et al., 1997), werden nicht berücksichtigt. Das Fehlerpotenzial durch die Pro- benahme und das Analyseverfahren liegt nach Angaben der LAWA (2003) im Allge- meinen bei mindestens 5-10%.

4.5.1.2 Quantität der Daten

Unter Vernachlässigung der oben aufgeführten qualitativen Fehler ist eine belastbare Berechnung von Hintergrundwerten nur dann möglich, wenn eine entsprechend reprä- sentative Anzahl von Stoffkonzentration vorliegt (siehe auch Abschnitt 4.4).

4.5.1.3 Quantität der Abflussdaten

Unter Einbeziehung der über die Einzugsgebietfaktoren abgeleiteten Werte liegen die Abflussdaten für die meisten Messstellen in kontinuierlicher Form vor. An einigen Messstellen sind an den entsprechenden Bezugspegeln jedoch erhebliche Datenlü- cken zu berücksichtigen. Die Reduzierung dieses Fehlerpotenzials wurde durch die Anforderungen an Mindestanzahlen für die Daten im Rahmen der statistischen Aus- wertung sicher gestellt.

Datum: 25.01.2010 176 Abschlussbericht

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4.5.2 Fehlerpotenziale und Unsicherheiten der verschiedenen Berechnungsme- thoden

Die Fehlerpotenziale und Unsicherheiten verschiedener Berechnungsmethoden wurden im Rahmen der Methodentestung untersucht und diskutiert. Sie sind in den Kapi- teln 3.2.1 bis 3.2.5 dargestellt und wurden in Tabelle 3.35 zusammenfassend bewertet.

Datum: 25.01.2010 177 Abschlussbericht

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5 Auswertung und Interpretation

5.1 Ergebnisse der statistischen Auswertung

Im Folgenden werden die Ergebnisse der statistischen Auswertung (vgl. auch Anlage 6.1) dargestellt und interpretiert. Diese ergeben sich aus der Datenpräselektion (Kapi- tel 4.4). Die Ableitung geogener Hintergrundwerte erfolgte demnach aus den als geogen identifizierten Messstellen mit ihren zugehörigen Wasserbeschaffenheitsdaten. Einen Überblick zu den geogen identifizierten Messstellen liefern die Karten der Anla- gen 5.4 und 5.5. Für die Ableitung der Hintergrundkonzentrationen fanden die folgenden statistischen Maßzahlen Anwendung: 50%-Perzentilwert (P50) 90%-Perzentilwert (P90) Stoffspezifische Charakteristika zu den Schwer- und Halbmetallen sind ergänzend in der Anlage 2.1 zusammengestellt.

5.1.1 Aluminium

Aluminium steht in der Häufigkeit der irdischen Elemente an dritter Stelle (7% der Erd- rinde) und ist das am weitesten verbreitete Metall. Es kommt in der Natur ausschließ- lich in Verbindungen mit Sauerstoff und in Strukturen oft auch mit Silizium vor. Zu seinen wichtigsten Vorkommen zählen die Gruppen der Feldspäte, Tone, Glimmer und Hydroxide. Metallisches Aluminium spielt im Rahmen von Umweltemissionen keine große Rolle. Seine Hydroxide bzw. Hydroxid-Komplexe sind im Wasser nur begrenzt löslich. In stark sauren Wässern können durch Herauslösung von Aluminiumkomplexen oder Al3+ aus mineralischen Festphasen (Tonminerale) erhöhte Al-Werte auftreten. Die Löslichkeit von Aluminium besitzt bei pH = 7 ein Minimum und steigt sowohl in Rich- tung sauer als auch alkalischer Bedingungen deutlich an.

Die auf Basis des Medians (P50) ermittelten Hintergrundkonzentrationen von Alumini- um bewegen sich in der Wasserphase der Fließgewässer hinsichtlich der Gesamtge- halte zwischen 25 µg/l (silikatische Landschaften) und 980 µg/l (salinare Landschaf- ten). Die gelösten Gehalte weisen ein deutlich geringeres Spektrum von 17,5 µg/l (metallogene Landschaften) bis 25 µg/l (karbonatisch-dolomitische Landschaft) auf (Abbildung 5.1). Die in SCHNEIDER et al. (2003) ermittelten Referenzwerte basieren ebenfalls auf der Basis des 50%-Perzentils. Der vorgeschlagene Wertebereich von 50 bis 200 µg/l wird überwiegend eingehalten (vgl. Abbildung 5.1). Lediglich die Gesamtgehalte der salinaren Gewässerlandschaften zeigen diesbezüglich stark erhöhte Werte. Nach SCHNEIDER et al. (2003) können insbesondere die metallogenen und Moorlandschaften die vorgeschlagene Referenzbedingung übertreffen (Al > 200 µg/l). Vergleichbare Schlüsse kön- nen im Rahmen dieser Studie allerdings nicht gezogen werden.

Die geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des P(90) liegen naturgemäß höher (Abbildung 5.2). Sie decken hinsichtlich der Gesamtgehalte einen Bereich von 72,5 µg/l (Moorlandschaften) bis 2426 µg/l (salinare Gewässerlandschaften) ab. Bei den gelösten Gehalten werden geogene Konzentrationen von 25 µg/l (u. a. in der sili-

Datum: 25.01.2010 178 Abschlussbericht

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katischen Gewässerlandschaft) bis 1948 µg/l (salinare Gewässerlandschaften) ausgewiesen. Auffällig ist, dass - die sandig-tonigen Gewässerlandschaften betreffend - die gelösten Al-Gehalte die Al-Gesamtgehalte überragen. Die Prüfung dieser Anomalie ergab, dass insbesondere die Taube bei Dessau (Messstelle 2117005 und 2117010) hohe gelöste Al-Konzentrationen aufweist (410 bis 5580 µg/l). Diesen gelösten Gehal- ten stehen allerdings keine Al-Gesamtgehalte gegenüber, so dass deren Plausibilität an dieser Stelle nicht weiter geprüft werden kann. Die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis ergab aber weiterhin, dass alle gelös- ten Al-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gegenübersteht (d. h. Probenahmestel- le und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtgehalt sind. Damit liegt kein Fehler in der Datenbank vor und die Plausibilität der Daten ist grundsätzlich ge- währleistet. Ein analytischer Fehler ist nicht auszuschließen, scheint aber in Anbetracht der Häu- figkeit dieser hohen Werte (12 von 99 verfügbaren Messwerten) an den besagten Messstellen unwahrscheinlich.

Für die Schwebstoffphase lagen keine auswertbaren Messdaten vor.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Aluminium - Wasserphase, P(50) 1000

900

800

700

600

500

400

Konzentration [µg/l] 300

200

100

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Aluminium (gelöst) Aluminium (gesamt)

Abbildung 5.1: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 179 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Aluminium - Wasserphase, P(90) 2500

2000

1500

1000 Konzentration [µg/l]

500

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Aluminium (gelöst) Aluminium (gesamt)

Abbildung 5.2: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.2 Antimon

Gediegenes Antimon kommt in der Natur meist in isomorpher Mischung mit Arsen vor. Gelegentlich findet es sich auch in sulfidischen Blei-, Kupfer- und Silbererzen. Gebun- den tritt es in der Natur in Form von Sulfiden/Doppelsulfiden und Oxiden auf. Antimon und seine Verbindungen spielen in der Hydrosphäre kaum eine Rolle. Hinsichtlich der Löslichkeit in Wasser sind nur die Anionen der Sb-Säuren von Bedeutung (analog der Anionen von As-Säuren). Als natürliche Sb-Konzentration für Oberflächengewässer wird in der Literatur ein Wert unterhalb von 100 ng/l (MERKEL & SPERLING, 1998) angegeben. Als Emissionsquellen für Sb-Verbindungen kommen in der Regel nur Prozess- abwässer des Erzbergbaus in Betracht. Die in SCHNEIDER et al. (2003) ermittelten Re- ferenzwerte (P50) für Antimon bewegen sich zwischen 0,2 und 53 µg/l, decken aber aufgrund der geringen Datenlage nur die Moorlandschaften, sandig-tonige sowie metallogene Gewässerlandschaften ab. Hinsichtlich der partikulär-gebundenen Phase konnte in SCHNEIDER et al. (2003) lediglich für die sandig-tonigen Gewässerlandschaf- ten ein Referenzbereich ausgewiesen werden (1,2 bis 1,6 mg/kg).

Die statistische Auswertung des als geogen identifizierten Datenpools ergibt für Anti- mon in der gelösten wie auch gesamten Wasserphase einheitlich einen geogenen Hin- tergrundwert von 1 µg/l – unabhängig von der zugrundeliegenden statistischen Maß- zahl zur Ableitung des geogenen Hintergrundwertes (vgl. Abbildung 5.3 und Abbildung 5.4). Für die Schwebstoffphase war der verfügbare Datenumfang nur gering, so dass lediglich für die sandig-tonigen Gewässerlandschaften eine geogene Hintergrundkonzentra- tion ermittelt werden konnte. Mit einer Anzahl von n = 10 kann hierbei nicht von einem

Datum: 25.01.2010 180 Abschlussbericht

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repräsentativen Ergebnis ausgegangen werden. Sowohl die Berechnung des P(50) als auch des P(90) ergibt einen geogenen Hintergrundwert von 10 mg/kg.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Antimon - Wasserphase, P(50) 1,2

0,8

0,6

0,4 Konzentration [µg/l]

0,2

0 karbonatisch silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandigtonig dolomitisch

Antimon (gelöst) Antimon (gesamt)

Abbildung 5.3: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Antimon - Wasserphase, P(90) 1,2

0,8

0,6

0,4 Konzentration [µg/l]Konzentration

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Antimon (gelöst) Antimon (gesamt)

Abbildung 5.4: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 181 Abschlussbericht

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5.1.3 Arsen

- 2- Arsen tritt im Wasser überwiegend in der Oxidationsstufe +5 als H2AsO4 - und HAsO4 -Anionen der Arsensäure auf. Die Oxidationsstufe +3 (als Anionen von H3AsO3) spielt in Oberflächengewässern in der Regel keine Rolle, sondern erst unter deutlich reduzierenden Bedingungen (anaerobes Grundwasser). Alle genannten Anionen sind sehr gut wasserlöslich und daher auf dem Wasserpfad hoch mobil. Arsen und einige seiner Verbindungen sind mittlerweile in allen Umweltmatrizes beinahe ubiquitär verbreitet. Wichtigste Arsen-Minerale sind die Sulfide (Arsenkies, Enargit). Erhöhte As- Konzentrationen können aus dem Kontakt von Wasser mit ungestörten Keuperformati- onen resultieren. Zudem ist Arsen in der Lage, Eisen, Silizium und Aluminium im Kris- tallgitter silikatischer Minerale zu ersetzen. Des Weiteren kommt Arsen in Phosphater- zen vor und reichert sich im Verlauf von Aufbereitungsprozessen in Phosphatdüngemit- teln und phosphathaltigen Wasch- und Reinigungsmitteln an. Als Hauptquellen der anthropogen bedingten Arsen-Freisetzung in die Umwelt sind die Verhüttung von Er- zen, die Energieerzeugung aus fossilen Kohlenstoffträgern und die Zementindustrie zu nennen. Anthropogen gering belastete und aus relativ As-freien geologischen Formati- onen gespeiste Fließgewässer weisen im Mittel Arsenkonzentrationen zwischen 0,3 und 3,5 μg/l auf (BRENK, 1997; FERGUSSON, 1990; MERKEL & SPERLING, 1998). In der TVO (2001) ist der Grenzwert für Arsen bei 10 µg/l festgelegt worden.

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) liegen für Arsen in der gelösten Phase überwiegend bei 0,25 µg/l (Abbildung 5.5). Le- diglich in den metallogenen (0,5 µg/l) sowie in den salinaren Gewässerlandschaften (0,9 µg/l) werden höhere Hintergrundkonzentrationen erreicht. Auffällig verhält sich der gelöste As-Gehalt in der metallogenen Gewässerlandschaft. Dieser übertrifft den zu- gehörigen Gesamtgehalt um das Doppelte. Die Prüfung dieser Anomalie ergab, dass nur eine geringe Anzahl von Analysewerten (n = 6) zur Berechnung des geogenen Hintergrundwertes in der gelösten Phase zur Verfügung stand. Damit ist die Repräsen- tativität dieses Wertes nicht gesichert. Ferner zeigte die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis, dass alle gelösten As-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gege- nübersteht (d. h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtgehalt sind, womit die Plausibilität der Daten in der Datenbank grundsätzlich gewährleistet ist.

Beim Betrachten der As-Gesamtgehalte (P50) weisen wiederum die salinaren Gewäs- serlandschaften erhöhte As-Konzentrationen auf (2,3 µg/l). Die geogenen Gesamtge- halte der übrigen Landschaften bewegen sich zwischen 0,25 µg/l (metallogen) und 0,9 µg/l (karbonatisch-dolomitisch). Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentratio- nen liegen damit im Bereich des in der Literatur angegebenen Backgrounds. Des Wei- teren wird der in SCHNEIDER et al. (2003) vorgeschlagene Referenzbereich von 0,5 bis 2 µg/l (Basis: P50) eingehalten.

Datum: 25.01.2010 182 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Arsen - Wasserphase, P(50) 2,5

1,5

1 Konzentration [µg/l]

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Arsen (gelöst) Arsen (gesamt)

Abbildung 5.5: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil) Die geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des P(90) liegen naturgemäß höher (Abbildung 5.6). Sie decken hinsichtlich der Gesamtgehalte einen Bereich von 0,8 µg/l (Moorlandschaften) bis 36,4 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaften) ab. Bei den gelösten Gehalten werden geogene Konzentrationen von 0,5 µg/l (karbonatische Gewässerlandschaft) bis 7,6 µg/l (salinare Gewässerlandschaften) ausgewiesen. Auffällig ist, dass - die salinaren Gewässerlandschaften betreffend - die gelösten As-Gehalte die As-Gesamtgehalte überragen. Die Prüfung der zugrundeliegenden Da- tenbasis ergab, dass alle gelösten As-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gege- nübersteht (d. h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtgehalt sind, womit die Plausibilität der Daten in der Datenbank grundsätzlich gewährleistet ist. Vielmehr liegt diese Unregelmäßigkeit in der statistischen Berech- nung begründet, da die gelösten Gehalte eine deutlich geringere Analysenanzahl als die Gesamtgehalte aufweisen.

Der Abbildung 5.6 ist weiterhin zu entnehmen, dass der As-Gesamtgehalt in den karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaften außergewöhnlich hoch liegt. Die Prü- fung der zugrundeliegenden Datenbasis ergab, dass ausschließlich die Messstelle 414650 an der Marbe für den Wert von 36,4 µg/l verantwortlich ist. Ein analytischer Fehler ist nicht auszuschließen, scheint aber in Anbetracht der Häufigkeit dieser hohen Werte (27 von 38 verfügbaren Messwerten) an der besagten Messstelle sowie deren zeitliche Kontinuität (2002 bis 2009) unwahrscheinlich.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnten geogene Hintergrundwerte (P50-P90) für die silikatischen (13 -14,6 mg/kg) und sandig-tonigen (24 -34,5 mg/kg) Gewässerland- schaften sowie für Gewässerlandschaften der Moore und Moorauen (38,1 - 45 mg/kg) ermittelt werden (Abbildung 5.7). Damit bleibt die Umweltqualitätsnorm von 40 mg/kg

Datum: 25.01.2010 183 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

für Arsen weitgehend unangetastet. Lediglich in den Moorlandschaften unter Verwen- dung des P90 wird die Umweltqualitätsnorm für Arsen überschritten.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Arsen - Wasserphase, P(90) 40

15 Konzentration [µg/l] 10

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Arsen (gelöst) Arsen (gesamt)

Abbildung 5.6: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 184 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Arsen - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 50

15 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Arsen (P50) Arsen (P90)

Abbildung 5.7: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%- Perzentil)

5.1.4 Barium

Barium kommt in elementarer Form nicht in der Natur vor, sondern hauptsächlich als BaSO4 (Schwerspat) und BaCO3 (Witherit). Anthropogene Einträge in Oberflächenge- wässer sind selten und ohne große Bedeutung, da die Löslichkeit von BaSO4 mit 2 mg/l bei 283 K limitierend auf die Mobilität von Ba2+-Ionen im Wasser wirkt. Die Mittelwerte in europäischen Flüssen liegen etwa bei 30 ± 10 μg/l. In Bächen und Seen, die in Kontakt mit Witherit-Lagerstätten stehen, wurden Werte zwischen 80 und 280 μg/l gemessen. In der TVO (2001) ist Barium nicht enthalten. Nach SCHNEIDER et al. (2003) wurden Referenzbedingungen von 10 bis 50 µg/l (P50) in der Wasserphase vorgeschlagen, wobei in der sandig-tonigen, silikatischen sowie metallogenen Gewässerlandschaft auch Hintergrundwerte (P50) > 50 µg/l ermittelt wurden.

Wie die statistische Auswertung der Gesamtgehalte (P50) in der Wasserphase zeigt (Abbildung 5.8), variieren die geogenen Hintergrundkonzentrationen in den verschiedenen Gewässerlandschaften zum Teil stark. Die Werte liegen zwischen 13 µg/l (salinare Gewässerlandschaften) und 110 µg/l (silikatische Gewässerlandschaften). Die hohen Werte der silikatischen Gewässerlandschaft decken sich mit den Erfahrungen in SCHNEIDER et al. (2003). Die Verteilung der geogenen Hintergrundwerte in den aggregierten Gewässerland- schaften auf der Basis des P90 zeigt ein sehr ähnliches Bild (Abbildung 5.9), wobei die Wertebereiche naturgemäß etwas höher liegen. Die geogene Schwankungsbreite von Barium reicht hierbei von 32,7 µg/l (metallogen) bis 240 µg/l (silikatisch). Der geringe Hintergrundwert (unabhängig vom Ableitungskriterium) in der metallogenen Gewässer-

Datum: 25.01.2010 185 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

landschaft wird auch in SCHNEIDER et al. (2003) bestätigt, wonach im Harz (v.a. Dia- bas) deutlich geringere Werte angetroffen werden als in anderen metallogenen Gebie- ten (z. B. Erzgebirge). Die Ableitung geogener Hintergrundwerte für die gelöste Phase war nicht möglich, da diesbezüglich keine Analysedaten zur Verfügung standen.

Auswertbare Daten zur Schwebstoffphase waren nur in der sandig-tonigen Gewässer- landschaft anzutreffen. Hier liegt der geogene Hintergrundwert für Barium bei 516 mg/kg (P50) bzw. 558,2 mg/kg (P90). Das Qualitätskriterium von Ba ≤ 1 g/kg kann entsprechend der EG-Richtlinie 76/464 hinzugezogen werden.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Barium - Wasserphase, P(50) 120

100

40 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Barium (gesamt)

Abbildung 5.8: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 186 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Barium - Wasserphase, P(90) 300

250

200

150

100 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Barium (gesamt)

Abbildung 5.9: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.5 Beryllium

Beryllium zählt zu den Erdalkalimetallen und ist von seinem chemischen Verhalten her dem Aluminium sehr ähnlich. Der Anteil des Berylliums am Aufbau der Erdrinde ist sehr gering, was auf Grund seiner extremen Toxizität für Mensch und Tier auch zu erwarten ist. Beryllium kommt auf der Erde nur in Verbindungen vor. Das wichtigste Be-Mineral ist der Beryll. Berylliumsulfate und -carbonate sind ausgesprochen selten, etwas häufiger finden sich dagegen seine Oxide und Phosphate. Be wird massiv parti- kulär transportiert. Unter pH-neutralen Bedingungen ist die Wasserlöslichkeit von BeO -5 gering (ca. 200 μg/l bei 293 K), die von Be(OH)2 x H2O nicht viel höher (~ 10 mol/l). Die maximalen Konzentrationen in Oberflächengewässern liegen in der Regel zwischen 0,1 und 0,2 μg/l. In der TVO (2001) gibt es keinen Grenzwert für Beryllium. In SCHNEIDER et al. (2003) wurde ein geogener Wertebereich von 0,02 (silikatisch) bis 2,5 µg/l (Moore) abgeleitet.

Wie der Abbildung 5.10 zu entnehmen ist, zeigt der Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte (P50) in den verschiedenen Gewässerlandschaften, dass überwie- gend ein Wert von 0,025 µg/l angetroffen wird. Lediglich in der silikatischen Gewässer- landschaft sind Werte von 0,0525 µg/l (gelöst) und 0,0575µg/l (gesamt) zu verzeichnen. Die mit Abstand höchsten geogenen Hintergrundkonzentrationen werden jedoch von der metallogenen Gewässerlandschaft beschrieben (0,215 µg/l - Gesamtgehalt). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit weitestgehend eingehalten.

Datum: 25.01.2010 187 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Die statistische Auswertung entsprechend des 90%-Perzentilwertes (Abbildung 5.11) legt differenziertere geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Gewässerland- schaften dar. Das ausgewiesene geogene Spektrum der Be-Gesamtgehalte reicht hierbei von 0,025 µg/l (Moorlandschaften) über 0,158 µg/l (salinar) bis hin zu 0,39 µg/l (silikatisch). Die gelösten Be-Gehalte bewegen sich zwischen 0,025 µg/l in den Moorland- schaften und 0,32 µg/l in den silikatischen Gewässerlandschaften.

Der geogene Hintergrund in der Schwebstoffphase der Fließgewässer beträgt 1,5 mg/kg (sandig-tonige Gewässerlandschaften). Mehr Daten standen hinsichtlich Beryllium nicht zur Verfügung.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Beryllium - Wasserphase, P(50) 0,25

0,2

0,15

0,1 Konzentration [µg/l]

0,05

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Beryllium (gelöst) Beryllium (gesamt)

Abbildung 5.10: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 188 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Beryllium - Wasserphase, P(90) 0,45

0,4

0,35

0,3

0,25

0,2

0,15 Konzentration [µg/l]

0,1

0,05

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Beryllium (gelöst) Beryllium (gesamt)

Abbildung 5.11: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.6 Blei

Blei tritt hauptsächlich in den Oxidationsstufen +2 und +4 auf, kommt in der Wasser- phase meist in der Stufe +2 vor. Die Menge des löslichen Bleis hängt vom pH-Wert, dem Redoxpotential sowie der Grundmineralisierung des Wassers ab. Die natürlichen Hintergrundbereiche sind in der Regel zwischen 5 und 50 ng/l (FERGUSSON, 1990) an- zusetzen. SCHUDUMA (1994) nennt 0,4 bis 1,7 μg/l. Der Transport erfolgt überwiegend in kolloidgebundener Form, so dass Ablagerungen in Sedimenten weit verbreitet sind. Gediegenes Blei ist in der Natur relativ selten. Sowohl metallisches Blei als auch seine Verbindungen sind toxisch. Die Zielvorgaben der LAWA (1998) für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaften“ betragen für Fließgewässer in der Schwebstoff- phase 100 mg/kg und umgerechnet auf die Wasserphase 3,4 μg/l. Nach der TVO (2001) liegt der Kennwert für Trinkwasser bei 10 µg/l. Entsprechend der EU- Wasserrahmenrichtlinie bzw. ihrer Tochterrichtlinie 2008/105/EG wird für die gelöste Phase eine Umweltqualitätsnorm von 7,2 µg/l festgelegt. In SCHNEIDER et al. (2003) werden auf der Basis des 50%-Perzentils geogene Wertebereiche von 0,9 bis 1,0 µg/l für Blei in der Wasserphase sowie 20 bis 30 mg/kg in der Schwebstoffphase festgehalten.

Beim Betrachten der Abbildung 5.12 lässt sich feststellen, dass die einzelnen Gewäs- serlandschaften weitestgehend ähnliche geogene Hintergrundgehalte (0,5 µg/l) hinsichtlich Blei aufweisen (P50). Ausnahmen bilden hierbei lediglich die Gesamtgehalte der silikatischen Gewässerlandschaft sowie die gelösten Gehalte der metallogenen Gewässerlandschaften (jeweils 1 µg/l). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird eingehalten. Auffällig verhält sich der gelöste Pb-Gehalt in der me-

Datum: 25.01.2010 189 Abschlussbericht

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tallogenen Gewässerlandschaft, der doppelt so hoch ist wie der zugehörige Pb- Gesamtgehalt. Ein Blick in die zugrundeliegende Datenbasis zeigt, dass die Ursache in der Anzahl der auswertbaren gelösten Pb-Gehalte zu suchen ist. Während der geogene Hintergrundwert der Gesamtgehalte der metallogenen Landschaft auf n = 485 Da- tensätzen beruht, liegen bei den gelösten Gehalten nur n = 65 Datensätze für die statistische Berechnung zugrunde. Die Prüfung der verwendeten Datenbasis zeigt weiterhin, dass alle gelösten Pb-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gegenübersteht (d.h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtge- halt sind, womit die Plausibilität der Daten in der Datenbank grundsätzlich gewährleis- tet ist.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Blei - Wasserphase, P(50) 1,2

0,8

0,6

0,4 Konzentration [µg/l]

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Blei (gelöst) Blei (gesamt)

Abbildung 5.12: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil) Die Ergebnisse unter Verwendung des 90%-Perzentils sind in der Abbildung 5.13 dargestellt. Der naturgemäß höhere Wertebereich zeigt wiederum in der silikatischen (3,12 µg/l) und metallogenen (3 µg/l) Gewässerlandschaft die höchsten Gesamtgehal- te. Der metallogenen Gewässerlandschaft wohnt auch der mit Abstand höchste gelöste Pb-Gehalte (2,82 µg/l) inne. Die übrigen Gewässerlandschaften weisen einen einheitlichen geogenen Wert von 0,5 µg/l in der gelösten Phase auf. Damit wird auch mit dieser statistischen Herangehensweise der in der Literatur beschriebene geogene Werte- bereich überwiegend eingehalten.

Für die Schwebstoffphase konnten geogene Hintergrundkonzentrationen (P50 – P90) für die silikatischen (47 – 53,4 mg/kg), die sandig-tonigen (45 – 109,2 mg/kg) sowie für die Gewässerlandschaften der Moore und Moorauen (55,1 – 77,6 mg/kg) ermittelt werden (vgl. Abbildung 5.14). Damit wird die Zielvorgabe der LAWA lediglich in der sandig- tonigen Gewässerlandschaft auf der Basis des 90%-Perzentils überschritten.

Datum: 25.01.2010 190 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Blei - Wasserphase, P(90) 3,5

2,5

1,5

Konzentration [µg/l] 1

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Blei (gelöst) Blei (gesamt)

Abbildung 5.13: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Blei - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 120

100

40 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Blei (P50) Blei (P90)

Abbildung 5.14: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 191 Abschlussbericht

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5.1.7 Cadmium

Cadmium bildet keine eigenständigen Primärminerale aus, sondern kommt meist als Begleiter des Zinks vor. Es kann Pb und Zn in deren Mineralphasen (Zinkblende, Zink- spat) ersetzen. Eine wichtige Eintragsquelle für die Atmosphäre und Gewässer stellt die Freisetzung von Cd durch die Verbrennung cadmiumhaltiger Stein- und Braunkohle dar. Ebenso ist die Boden- und Grundwasserbelastung beim Einsatz von Phosphat- düngemitteln zu beachten, die erhebliche geogene Konzentrationen an Cd aufweisen können. Die Wasserlöslichkeit von Cd-Salzen ist sehr hoch. Als Element-Ion tritt es in Gewässern in zweiwertiger Form auf, wobei es bevorzugt komplexgebunden mit Hu- minstoffen transportiert wird. Cd liegt zu 65% bis 75% adsorbiert an Schwebstoffen vor. Unbelastete Oberflächengewässer enthalten Cd-Konzentrationen bis maximal 100 ng/l (FERGUSSON, 1996), während SCHUDOMA (1994) 9 bis 36 ng/l als geogenen Hinter- grundlevel angibt. Im Gegensatz dazu nennen WEDEPOHL (1984, 1991) und FAUTH et al. (1985) Hintergrundkonzentrationen in Fließgewässern zwischen 300 ng/l und 400 ng/l Cd. Die TVO (2001) beschreibt einen Parameterwert für Cadmium mit 5 µg/l. Des Weiteren werden in der Richtlinie 2008/105/EG für Cadmium und seine Verbin- dungen Umweltqualitätsnormen vorgeschrieben. In Abhängigkeit von der Wasserhärte wird dabei ein Spektrum von ≤ 0,08 bis 0,25 µg/l (gelöste Phase) festgelegt. Ferner wurden in SCHNEIDER et al. (2003) Referenzbedingungen für Cadmium in der Wasser- phase (gesamt) von 0,1 bis 0,15 µg/l (karbonatische, silikatische, sandig-tonige und salinare Gewässerlandschaft) sowie 0,25 bis 0,35 µg/l (metallogene und Moorland- schaften) abgeleitet. Bei der schwebstoffgebundenen Fraktion wurden geogene Hin- tergrundwerte von 0,3 bis 0,5 mg/kg (karbonatische, silikatische, sandig-tonige Ge- wässerlandschaft) sowie 1 mg/kg (Moor- und Salzlandschaften) ermittelt.

Die Ergebnisse im Rahmen dieser Studie (Abbildung 5.15 bzw. Abbildung 5.16) zeigen geogene Schwankungsbreiten in der gesamten wie auch gelösten Wasserphase. Hin- sichtlich der Gesamtgehalte bewegen sich die Werte (P50) für Cd zwischen 0,025 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaften) und 0,16 µg/l (salinare Gewässerlandschaften). Mit Ausnahme der metallogenen Gewässerlandschaften (0,15 µg/l) gleichen sich in der gelösten Phase die Hintergrundwerte der Gewässerlandschaften (0,025 µg/l). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit mehrheitlich eingehalten. Beim Betrachten des gelösten Cd-Gehalts der metallogenen Gewässerlandschaft fällt auf, dass dieser den Cd-Gesamtgehalt übertrifft. Wie bereits schon in vorangegangenen Ergebnisdiskussionen dargelegt, zeigt die Prüfung der verwendeten Datenbasis, dass nicht etwa höhere Analysenwerte der gelösten Gehalte dieses Phänomen hervorbringen, sondern die Anzahl der zugrundeliegenden Datensätze hierfür ursächlich ist. In die Berechnung der geogenen Hintergrundwerte für Cadmium gingen 485 Datensät- ze zu den Gesamtgehalten und lediglich 74 Datensätze zu den gelösten Gehalten ein. Die Plausibilität der gelösten Gehalte und der Gesamtgehalte in der Datenbank bestä- tigte sich auch nach wiederholter Prüfung.

Die geogenen Hintergrundwerte, die auf der Basis des P(90) ermittelt wurden, liegen naturgemäß höher (Abbildung 5.16). Dabei decken sie hinsichtlich der Gesamtgehalte einen Bereich von 0,074 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaft) bis 0,34 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Bei den gelösten Gehalten werden geogene Konzentrationen von 0,025 µg/l (Moorlandschaften) bis 0,45 µg/l (metallogene Gewässerlandschaft) ausgewiesen.

Datum: 25.01.2010 192 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Dabei fällt in Abbildung 5.16 auf, dass die ermittelten geogenen Hintergrundwerte für die gelöste Phase in den karbonatisch-dolomitischen, silikatischen, metallogenen und sandig-tonigen Gewässerlandschaften die Werte der Gesamtgehalte übertreffen. Die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis in den verschiedenen Gewässerlandschaf- ten ergab, dass alle gelösten Cd-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gegenüber- steht (d.h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Ge- samtgehalt sind. Erneut zeigt sich damit, dass die in die jeweilige Berechnung einge- hende Analysenanzahl als Ursache für diese Anomalie angesehen werden kann.

Für die Schwebstoffphase lagen auswertbare Daten lediglich für die silikatische, sandig-tonige sowie die Gewässerlandschaft der Moore und Moorauen vor. Die geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) bewegen sich entsprechend der Abbildung 5.17 zwischen 0,6 mg/kg (silikatische Gewässerlandschaften) und 4,4 mg/kg (Moore und Moorauen). Die Zielvorgabe für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaften“ (Cd = 1,2 mg/kg) werden mit den ermittelten Hintergrundwerten überwiegend eingehalten (Ausnahme: Moore und Moorauen). Die statistische Auswertung mittels des 90%-Perzentils bringt einen geogenen Schwankungsbereich von 0,68 mg/kg (silikatisch) bis 5,58 mg/kg (Moorlandschaften) hinsichtlich der partikulär-gebundenen Fraktion hervor. Die LAWA-Zielvorgabe wird damit in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft (1,31 mg/kg) sowie in den Moorland- schaften überschritten.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Cadmium - Wasserphase, P(50) 0,18

0,16

0,14

0,12

0,1

0,08

0,06 Konzentration [µg/l]

0,04

0,02

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Cadmium (gelöst) Cadmium (gesamt)

Abbildung 5.15: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 193 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Cadmium - Wasserphase, P(90) 0,5

0,45

0,4

0,35

0,3

0,25

0,2

Konzentration [µg/l] 0,15

0,1

0,05

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Cadmium (gelöst) Cadmium (gesamt)

Abbildung 5.16: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Cadmium - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 6

2 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Cadmium (P50) Cadmium (P90)

Abbildung 5.17: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 194 Abschlussbericht

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5.1.8 Chrom

Chrom gehört zu den häufigen Elementen der oberen Erdkruste. Es kommt in der Na- tur fast nur in Verbindungen vor, wobei Chromeisenstein (FeMg)Cr2O4 ”Chromit” das häufigste Mineral ist. Außerdem tritt Chrom in Magmatiten gemeinsam mit Magnesium und Nickel (Amphibole, Pyroxene, Olivin), Metamorphiten (Biotite, Klinopyroxene sowie Mg-reiche Varietäten von Glimmer und Amphibolen) und Sedimenten (in Flussschot- tern hauptsächlich an Eisenoxide gebunden) auf. In natürlichen Gewässern kommt Chrom in gelöster Form in den Oxidationsstufen +3 und +6 vor. Cr3+ tritt primär als Ka- tion oder als Hydroxid auf. In dieser Oxidationsstufe ist seine Wasserlöslichkeit gering. Sehr gut löslich sind dagegen Cr6+-Verbindungen, die in wässriger Matrix weitgehend - 2- als HCrO4 und Cr2O7 vorliegen. Die gebundenen Chrom-Anteile an den Schwebstof- fen können sehr stark variieren, sind stark von deren Struktur und Oberflächenladung abhängig. Nach der TVO (2001) beträgt der Grenzwert für das Trinkwasser 50 µg/l. SCHUDOMA (1994) definiert als geogenen Hintergrund 1,3 bis 5 µg/l. Die Zielvorgabe der LAWA (1998) für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaft“ beträgt 320 mg/kg für die Schwebstoffphase und deren Umrechnung auf die Wasserphase 10 µg/l. Ferner wurden in SCHNEIDER et al. (2003) Referenzbedingungen für Chrom von 0,5 bis 2,5 µg/l für die Wasserphase bzw. 35 bis 80 mg/kg für die Schwebstoffpha- se abgeleitet.

Wie die Ergebnisse in der Abbildung 5.18 sowie in der Abbildung 5.19 verdeutlichen, zeichnet sich für die Gewässerlandschaften ein recht einheitliches Bild ab. Abgesehen vom Gesamtgehalt (P50) der Moore und Moorauen (0,5 µg/l) wurde in allen anderen Gewässerlandschaften eine geogene Hintergrundkonzentration von 1 µg/l berechnet (gelöste und gesamte Gehalte). Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich eingehalten. Im Hinblick auf den gelösten Cr-Gehalt in den Moorland- schaften (Abbildung 5.18) zeigt sich erneut, dass die Anzahl der zugrundeliegenden Datensätze diesen erhöhten Wert hervorruft.

Deutlich variabler zeigen sich die geogenen Hintergrundkonzentrationen in der Schwebstoffphase (Abbildung 5.20). Das Spektrum (P50 bzw. P90) reicht hier von 50 bzw. 52,4 mg/kg (silikatische Gewässerlandschaften) über 65,5 bzw. 109,1 mg/kg (sandig-tonige Gewässerlandschaften) bis hin zu 126 bzw. 210,8 kg/mg (Moore und Moorauen). Damit bleibt nicht nur die Umweltqualitätsnorm von 640 mg/kg für Chrom unberührt, sondern auch die Zielvorgabe für das Schutzgut „aquatische Lebensge- meinschaft“ der LAWA (Cr = 320 mg/kg).

Datum: 25.01.2010 195 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Chrom - Wasserphase, P(50) 1,2

0,8

0,6

0,4 Konzentration [µg/l]

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Chrom (gelöst) Chrom (gesamt)

Abbildung 5.18: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Chrom - Wasserphase, P(90) 1,2

0,8

0,6

0,4 Konzentration [µg/l]

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Chrom (gelöst) Chrom (gesamt)

Abbildung 5.19: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 196 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Chrom - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 250

200

150

100 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Chrom (P50) Chrom (P90)

Abbildung 5.20: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)

5.1.9 Eisen

Eisen ist mit 4,7% das häufigste Metall der Erdkruste und kommt dort nur in Verbin- dungen vor. Die verwertungstechnisch bedeutsamen Erze des Eisens unterteilen sich in oxidische (Magnetit, Hämatit), carbonatische (Siderit) und sulfidische Vorkommen (Eisenkies, Arsenkies). Die wichtigsten Mineralien der magmatischen Gesteine mit Fe und Mn werden von den Silikaten gebildet. Da Eisen geogen ubiquitär verteilt ist, wird es bereits durch natürliche Quellen in nahezu alle Oberflächengewässer mit geringer Konzentration (≤1,0 mg/l) eingetragen (MERKEL & SPERLING, 1996). WEDEPOHL (1984) nennt für Flüsse Durchschnittswerte von etwa 50 μg/l. Nicht alle Verbindungen des Eisens sind gut wasserlöslich wie z. B. FeS, FeCO3 und Fe(OH)3. Durch biogeochemi- sche und mikrobiologisch-enzymatische Prozesse sowie ein aktives Redoxgeschehen im Sediment wird Eisen gelöst und kann durch Exfiltrationsprozesse die Konzentratio- nen in den Flüssen weiter anheben. Anthropogen erfolgt der Eintrag von gelöstem oder auch komplexgebundenem Eisen über die Gruben- und Prozessabwässer des Erz- bergbaus und der Eisenmetallurgie. Als Folgeerscheinung der Pyritverwitterung bei der Gewinnung von Braunkohle können sich nach Abschluss der Förderung und Wasser- haltung stark saure und eisenhaltige Tagebaurestseen ausbilden, die über ihre Abflüs- se auf die Wasserinhaltsstoffe der Fließgewässer im Einzugsgebiet einwirken. Auch Halden- und Deponieaustrittswässer können sich durch erhöhte Konzentrationen an aquatischen Fe(III)-Komplexen auszeichnen. In der TVO (2001) ist der Grenzwert für gelöstes Eisen mit 0,2 mg/l festgelegt.

Datum: 25.01.2010 197 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Ferner wurde in SCHNEIDER et al. (2003) ein Referenzbereich für Eisen von 20 bis 200 µg/l vorgeschlagen, wobei in den salinaren und Moorlandschaften auch höhere Werte ermittelt wurden.

Wie die Ergebnisse in Abbildung 5.21 zeigen, bewegen sich die geogenen Hinter- grundwerte (P50) bei den meisten Gewässerlandschaften unterhalb 1 mg/l (gelöst und gesamt). Der mit Abstand höchste geogene Hintergrundwert für Eisen wohnt der salinaren Gewässerlandschaft inne. Dieser beläuft sich bei 2555 µg/l (Gesamtgehalt). Ins- gesamt betrachtet unterliegen die Gesamtgehalte von Eisen einer geogenen Schwan- kungsbreite von 50 µg/l (silikatisch) über 860 µg/l (Moore und Moorauen) bis hin zu 2555 µg/l (salinar). Die gelöste Fraktion des Eisens variiert deutlich weniger. Hier bewegen sich die geogenen Hintergrundkonzentrationen zwischen 25 µg/l (silikatische Gewässerlandschaft) und 150 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaft). Ein ähnliches Bild zeigt sich beim Betrachten der geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des 90%-Perzentilwerts (Abbildung 5.22). Hinsichtlich der Gesamtgehalte werden hier geogene Schwankungsbereiche von 200 µg/l (silikatisch) bis 9555 µg/l (salinar) verzeichnet. Die geogenen gelösten Gehalte bewegen sich hingegen zwischen 25 µg/l (silikatisch) und 812 µg/l (sandig-tonig). Hinsichtlich der Schwebstoffphase werden Hintergrundkonzentrationen (P50 bzw. P90) von 205.000 bzw. 233.200 mg/kg in den Gewässerlandschaften der Moore und Moor- auen erreicht. In der silikatischen Gewässerlandschaft liegen die mittleren Schweb- stoffkonzentrationen für Eisen bei 34.700 bzw. 35.900 mg/kg und in der sandig-tonigen Fließgewässerlandschaft bei 126.500 bzw. 228.900 mg/kg. Keine auswertbaren Daten lagen bei der karbonatisch-dolomitischen, metallogenen und salinaren Landschaft vor (vgl. Abbildung 5.23).

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Eisen - Wasserphase, P(50) 3000

2500

2000

1500

1000 Konzentration [µg/l]

500

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Eisen (gelöst) Eisen (gesamt)

Abbildung 5.21: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 198 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Eisen - Wasserphase, P(90) 10000

9000

8000

7000

6000

5000

4000

Konzentration [µg/l] 3000

2000

1000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Eisen (gelöst) Eisen (gesamt)

Abbildung 5.22: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Eisen - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 250000

200000

150000

100000 Konzentration [mg/kg]

50000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Eisen (P50) Eisen (P90)

Abbildung 5.23: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 199 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.10 Kobalt

Kobalt ist mit etwa 20 mg/kg an der Erdkruste vertreten und kommt weitgehend verge- sellschaftet mit Nickel vor. Kobaltverbindungen besitzen in der Regel eine geringe Wasserlöslichkeit. In Ionenform tritt es im Wasser in der Oxidationsstufe +2 auf, meist jedoch in komplexierter Form (Huminstoffe, synthetische Komplexbildner wie EDTA, NTA und Phosphonsäuren). Ausgeprägt sind seine Mitfällung an Fe- und Mn-Oxiden bzw. die Sorption an diesen. Daher enthalten Fließgewässer in der Wasserphase nur sehr geringe Mengen an Kobalt. Als Mittelwert wurden von MERKEL & SPERLING (1998) 0,2 μg/l genannt. Weder in der TVO (2001) noch in den LAWA-Zielvorgaben sind Grenzwerte oder Qualitätsziele für Kobalt in der Wasserphase festgelegt. Durch SCHNEIDER et al. (2003) wurden Referenzbedingungen für Kobalt in der Was- serphase mit 0,4 bis 2,2 µg/l vorgeschlagen, wobei in der metallogenen (Erzgebirge) und karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaft geogene Hintergrundwerte (P50) bis 5 µg/l ermittelt wurden.

Entsprechend der Untersuchungsergebnisse in Abbildung 5.24 (P50) verhält sich Ko- balt in den aggregierten Gewässerlandschaften weitestgehend einheitlich. Dies betrifft die gelösten wie auch gesamten Gehalte in der Wasserphase. Der geogene Hinter- grundwert wird bei 0,1 µg/l definiert. Davon ausgenommen ist lediglich der Co- Gesamtgehalt in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft mit 0,23 µg/l. Beim Betrachten der Abbildung 5.25 (P90) wird deutlich, dass die ermittelten geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des 90%-Perzentils stärker variieren. Die gelösten Ge- halte bewegen sich zwischen 0,1 µg/l (metallogene Gewässerlandschaft) und 1,6 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft) sowie die Co-Gesamtgehalte zwischen 0,1 µg/l (metallogene Gewässerlandschaft) und 1,8 µg/l (karbonatisch- dolomitische Gewässerlandschaft). Die vergleichsweise hohen Co-Gehalte in der karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaft bestätigen die Aussagen nach SCHNEIDER et al. (2003). Es werden – unabhängig vom verwendeten Ableitungskriterium – die in der Literatur beschriebenen Wertebereiche mehrheitlich nicht überschritten.

In Abhängigkeit von der verwendeten statistischen Maßzahl zur Ableitung des geogenen Hintergrundwerts wurden für die sandig-tonige Gewässerlandschaft 16 mg/kg (P50) bzw. 21,4 mg/kg (P90) ermittelt. Für die übrigen Gewässerlandschaften standen keine Daten zur Auswertung zur Verfügung.

Datum: 25.01.2010 200 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kobalt - Wasserphase, P(50) 0,25

0,2

0,15

0,1 Konzentration [µg/l]

0,05

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kobalt (gelöst) Kobalt (gesamt)

Abbildung 5.24: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kobalt - Wasserphase, P(90) 2

1,8

1,6

1,4

1,2

0,8

Konzentration [µg/l] 0,6

0,4

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kobalt (gelöst) Kobalt (gesamt)

Abbildung 5.25: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 201 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.11 Kupfer

Kupfer kommt in der Natur teilweise gediegen, überwiegend jedoch als Mineral vor. Kupfer tritt in der Umwelt ein- und zweiwertig auf. Hauptquelle für den Eintrag in die aquatische Umwelt ist der Bergbau. Die Löslichkeiten von Cu(NO3)2 und CuSO4 sind sehr hoch, die von Oxiden und Hydroxiden, speziell bei Cu(I) sehr gering. Kupfer reichert sich wie viele Übergangsmetalle und die meisten Schwermetalle stark in Sedi- menten an, wird durch Komplexbildner jedoch leicht remobilisiert. Die Menge an gelös- tem Kupfer ist zudem von der Wasserhärte abhängig. Anthropogen unbeeinflusste Oberflächengewässer enthalten in der Regel Kupferkonzentrationen von 0,1 bis 1,0 μg/l. SCHUDOMA (1994) nennt für den natürlichen Background unbelasteter Gewäs- ser einen Schwankungsbereich von 0,5 μg/l bis 2 μg/l. Die LAWA hat für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaften“ eine Zielvorgabe für die Schwebstoffphase von 80 mg/kg festgelegt, die Umrechnung auf die Wasserphase ergibt 4 μg/l. Unter besonderen hydrogeochemischen und anthropogenen Randbedingungen in den Flüssen wie hohe Säurelast bei geringem Säurepuffervermögen können die Werte bis auf 100 μg/l ansteigen. Die Umweltqualitätsnorm für Kupfer entsprechend der EU-Wasserrahmen- richtlinie beträgt 160 mg/kg. Entsprechend SCHNEIDER et al. (2003) werden Referenz- bedingungen (P50) für Kupfer von 0,9 bis 1,4 µg/l (silikatische, sandig-tonige und karbonatische Gewässerlandschaft) sowie 2,4 bis 4,8 µg/l (metallogene, salinare und Moorlandschaften) in der Wasserphase (gesamt) vorgeschlagen. Hinsichtlich der Schwebstoffphase wurden Hintergrundwerte (P50) von 7 bis 20 mg/kg (sandig-tonige, Moor- und Salzlandschaften) sowie 35 bis 40 mg/kg (silikatische und karbonatische Gewässerlandschaft) abgeleitet.

Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Kupfer (gesamt) bewegen sich zwischen 1 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft) und 7,8 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Hinsichtlich der gelösten Gehalte ergibt sich ein einheitliches Bild. In allen aggregierten Gewässerlandschaften wird der geogene Hintergrund- wert mit 1 µg/l definiert (Abbildung 5.26). Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich überwiegend eingehalten. Analog zu SCHNEIDER et al. (2003) weisen die salinaren Gewässerlandschaften höhere Hintergrundwerte auf.

Die in der Abbildung 5.27 dargestellten Hintergrundwerte basieren auf dem 90%- Perzentilwert und liegen naturgemäß höher. Die geogene Wertebereich zeigt sich im Gegensatz zur Abbildung 5.26 (P50) deutlich differenzierter. Hinsichtlich der Cu- Gesamtgehalte wird ein Spektrum von 1 µg/l (karbonatisch-dolomitisch) und 19,2 µg/l (salinar) abgedeckt. Neben den Salzlandschaften werden hohe Referenzwerte in der silikatischen und metallogenen Gewässerlandschaft erreicht. Die gelösten Cu-Gehalte zeigen sich weitgehend einheitlich (1 bis 2,34 µg/l). Eine Ausnahme bildet lediglich der Gehalt in der silikatischen Landschaft (20 µg/l), der damit den Cu-Gesamtgehalt um mehr als das Doppelte übertrifft. Die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis zeigte, dass diese Anomalie erneut auf die Analysenanzahlen zurückzuführen ist. Während in die Berechnung des geogenen Hintergrundwertes bezogen auf den Gesamtgehalt 174 Datensätze eingingen, waren es bezogen auf den gelösten Gehalt lediglich 16 Datensätze. Die Prüfung ergab weiterhin, dass alle gelösten Cu-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gegenübersteht (d.h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtgehalt sind. Damit ist die Plausibilität der Daten gewährleistet.

Datum: 25.01.2010 202 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Entsprechend der Abbildung 5.28 liegen die geogenen Schwebstoffkonzentrationen (P50 bzw. P90) in der silikatischen Landschaft bei 89 bzw. 96,2 mg/kg, in den Moor- landschaften bei 49 bzw. 65,7 mg/kg und in den sandig-tonigen Landschaften bei 58 bzw. 96,2 mg/kg. Damit bleibt die Umweltqualitätsnorm unangetastet. Die LAWA- Zielvorgabe wird teilweise eingehalten - vor allem die vergleichsweise hohen Werte in der silikatischen Gewässerlandschaft verhindern dies.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kupfer - Wasserphase, P(50) 9

3 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kupfer (gelöst) Kupfer (gesamt)

Abbildung 5.26: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 203 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kupfer - Wasserphase, P(90) 25

10 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kupfer (gelöst) Kupfer (gesamt)

Abbildung 5.27: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kupfer - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 120

100

40 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kupfer (P50) Kupfer (P90)

Abbildung 5.28: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 204 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.12 Mangan

Mangan findet sich in Verbindungen ubiquitär in der Erdkruste verteilt, allerdings in weit geringem Umfang als Eisen. Ausgesprochene Manganerze sind überwiegend in oxidi- scher Form als MnO2 (Braunstein), Mn3O4 (Hausmannit) und MnO(OH) (Manganit) anzutreffen. Außerdem sind MnCO3 und MnS von Bedeutung. Eisenerze sind in der Re- gel stark manganhaltig. In der aquatischen Umwelt liegt Mangan bei pH-Werten ≤ 7 in Form von Mn2+ vor. Unbeeinflusste Fließgewässer weisen in der Regel Mn- Konzentrationen von ≤100 μg/l auf (MERKEL & SPERLING, 1996). WEDEPOHL (1984) gibt für Flüsse mittlere Durchschnittskonzentrationen an Mangan bis 50 μg/l an. Die anthropogenen Quellen für den Eintrag von Mangen in die Oberflächengewässer ähneln denen des Eisens. Mangan gehört genauso wie Eisen zu den für die Lebensprozesse auf der Erde essentiellen Elementen. In der TVO (2001) wurde der Grenzwert für Mangan mit 50 µg/l festgelegt, wobei geogen bedingte Überschreitungen bis zu einem Level von 200 µg/l außer Betracht bleiben. Nach SCHNEIDER et al. (2003) wurde ein geogener Referenzbereich von 10 bis 100 µg/l (P50) vorgeschlagen, wobei die Moor- und Salzlandschaften sowie die sandig-tonigen Gewässerlandschaften Werte >100 µg/l aufweisen können.

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) für Mangan in der Wasserphase sind in Abbildung 5.29 dargestellt. Die Werte variieren bei den Gesamtgehalten von 60 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft) bis hin zu 945 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Hinsichtlich der gelösten Gehalte wurden geogene Schwankungsbreiten von 5 µg/l (silikatische Gewässerlandschaft) bis 165 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaft) ermittelt. Insgesamt betrachtet liegt der überwiegende Anteil der ermittelten geogenen Mn-Gehalte unter 200 µg/l. Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird teilweise eingehalten. Die im Rah- men dieser Studie ermittelten Ergebnisse bestätigen die in Schneider et al. (2003) beschriebenen Schlüsse, dass in den Moor- und Salzlandschaften sowie in der sandig- tonigen Gewässerlandschaft höhere geogene Gehalte angetroffen werden.

Datum: 25.01.2010 205 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Mangan - Wasserphase, P(50) 1000

900

800

700

600

500

400

Konzentration [µg/l] 300

200

100

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Mangan (gelöst) Mangan (gesamt)

Abbildung 5.29: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Die Abbildung 5.30 zeigt die ermittelten geogenen Hintergrundwerte entsprechend der statistischen Auswertung des 90%-Perzentils. Die naturgemäß höheren Werte bewegen sich hierbei zwischen 5 µg/l (silikatisch) und 620 µg/l (sandig-tonig) in der gelösten Phase sowie zwischen 155,4 µg/l (silikatisch) und 4390 µg/l (salinar) bei den Gesamt- gehalten.

Die berechneten geogenen Hintergrundgehalte (P50) in der Schwebstoffphase (Abbildung 5.31) bewegen sich zwischen 4875 mg/kg (sandig-tonig) bis 16.800 mg/kg (Moore und Moorauen). Die auf der Basis des 90%-Perzentils ermittelten Ergebnisse liegen deutlich höher und decken einen geogenen Wertebereich von 14.710 mg/kg (sandig-tonig) bis 35.200 mg/kg (Moorlandschaften) ab.

Datum: 25.01.2010 206 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Mangan - Wasserphase, P(90) 4500

4000

3500

3000

2500

2000

1500 Konzentration [µg/l]

1000

500

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Mangan (gelöst) Mangan (gesamt)

Abbildung 5.30: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Mangan - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 40000

35000

30000

25000

20000

15000

Konzentration [mg/kg] 10000

5000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Mangan (P50) Mangan (P90)

Abbildung 5.31: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50% und 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 207 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.13 Molybdän

Molybdän gehört zu den Elementen der 6. Nebengruppe des PSE und ist schon seit dem Altertum in einigen Mineralformen bekannt. Von der Oxidationsstufe +6 leiten sich ausschließlich Säuren ab, deren Alkalisalze, die Molybdate (Me2MoO4) recht gut wäs- serlöslich sind. Metallisches Molybdän oder Mo-haltige Legierungen spielen für den Eintrag in die Umwelt kaum eine Rolle. In pH-neutralen Gewässern liegt Molybdän, 2- wenn überhaupt vorhanden, als gelöste Spezies in anionischer Form als MoO4 , bei - pH-Werten < 4,5 auch als HMoO4 vor. Allerdings sind die Konzentrationen in der Re- gel sehr gering (≤1 μg/l). Erhöhte Werte (im mg/l-Bereich) wurden aber schon in Ab- wässern des Erzbergbaus gefunden, die neben Mo-haltigen Düngemitteln die wenigen punktuellen Quellen des Eintrags von gelösten Molybdänverbindungen in die Hydro- sphäre darstellen (SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1998). Die TVO (2001), die EU- Wasserrahmenrichtlinie sowie die Zielvorgaben der LAWA (1998) liefern keine Grenz- werte oder Qualitätsnormen.

Wie aus der Abbildung 5.32 hervorgeht, verhalten sich die geogenen Hintergrundkon- zentrationen (P50) von Molybdän in allen Gewässerlandschaften einheitlich und liegen bei 0,5 µg/l in der gelösten Phase wie auch bei den Gesamtgehalten. Der in der Litera- tur beschriebene geogene Wertebereich wird damit nicht überschritten.

Unter Verwendung des P90 als Ableitungskriterium wird ein geogener Wertebereich von 0,5 µg/l (karbonatisch-dolomitisch, metallogen, sandig-tonig) über 1,1 µg/l (Moore) bis hin zu 8,12 µg/l (salinar) hinsichtlich der Mo-Gesamtgehalte wie auch der gelösten Gehalte (nur geringe Abweichung zu den Gesamtgehalten) abgedeckt.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Molybdän - Wasserphase, P(50) 0,6

0,5

0,4

0,3

0,2 Konzentration [µg/l]

0,1

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Molybdän (gelöst) Molybdän (gesamt)

Abbildung 5.32: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 208 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Molybdän - Wasserphase, P(90) 9

3 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Molybdän (gelöst) Molybdän (gesamt)

Abbildung 5.33: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil) Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnten aufgrund der Datenlage nur für die sandig- tonige Gewässerlandschaft geogene Hintergrundwerte abgeleitet werden: 1 mg/kg (P50) bzw. 2,5 mg/kg (P90).

5.1.14 Nickel

Nickel kommt in seinen Verbindungen überwiegend zweiwertig gebunden vor. Es ist Bestandteil von Sulfid-Lagerstätten (basische und ultrabasische Magmatite) und kann in basaltischen Gesteinen hohe Konzentrationen erreichen, die vorwiegend aus der Verwitterung der Olvine entstammen. Bei pH-Werten zwischen 6 und 9 sind Nickel(II)- Salze überwiegend gut wasserlöslich. Nickel gehört zu den im Wasser besonders mo- bilen Schwermetallen. Ursache dafür sind Komplexierungsprozesse mit Huminstoffen und synthetischen Komplexbildnern. Flusswässer in Europa enthalten Ni- Konzentrationen zwischen 4 μg/l und 14 μg/l (SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1992). SCHUDOMA (1994) gibt einen Bereich von 0,6 bis 2,2 μg/l an. Nickel reichert sich in Sedimenten, Moosen und Wasserpflanzen an. In der TVO (2001) ist für Nickel ein ein- zuhaltender Parameterwert von 20 μg/l vorgeschrieben. In der EU-Wasserrahmenricht- linie wird die Umweltqualitätsnorm für Nickel bezogen auf die gelöste Phase ebenfalls mit 20 µg/l festgeschrieben. Die LAWA (1998) hat für das Schutzgut „aquatische Le- bensgemeinschaften“ eine Zielvorgabe von 120 mg/kg (Schwebstoffphase) festgelegt, die Umrechnung auf die Wasserphase ergibt 4,4 μg/l. Nach SCHNEIDER et al. (2003) wurden geogene Referenzbereiche für Nickel von 1,3 bis 2,0 µg/l (karbonatisch- dolomitisch, silikatisch, sandig-tonig, Moore) sowie von 4,5 bis 5,7 µg/l (metallogene und salinare Gewässerlandschaften) abgeleitet. Für schwebstoffgebundenes Nickel werden Wertebereiche von 10 bis 30 mg/kg (Moore, sandig-tonig, salinar) und 45 bis 60 mg/kg (karbonatisch, silikatisch, metallogen) angegeben.

Datum: 25.01.2010 209 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Die Abbildung 5.34 zeigt anschaulich die Verteilung der geogenen Schwankungsbrei- ten hinsichtlich der Ni-Gehalte (P50) in der gelösten wie auch gesamten Wasserphase. Die berechneten Mediane (gelöste Phase) bewegen sich zwischen 1 µg/l (u.a. metallogene Gewässerlandschaft) und 6,95 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Beim Be- trachten der Gesamtgehalte zeigt sich ein vergleichbares Bild. Die geogenen Hinter- grundwerte variieren hier zwischen 1 µg/l (u.a. metallogen) und 6,7 µg/l (salinar). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit nicht überschritten. Dass bei der salinaren Gewässerlandschaft die mit Abstand höchsten geogenen Ni-Gehalte ausgewiesen werden, wird durch die von SCHNEIDER et al. (2003) ermittelten Resultate bestätigt. Auffällig ist, dass einige Ni-Gesamtgehalte kleinere Werte aufweisen als ihre zugehöri- gen gelösten Gehalte (z.B. karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft). Die Prü- fung der zugrundeliegenden Datenbasis ergab, dass - im Falle der karbonatisch- dolomitischen Gewässerlandschaft - die Anzahl der Analysen für diese Anomalie verantwortlich ist, da die gelösten Gehalte in der Datenbank allesamt kleiner oder gleich dem Gesamtgehalt sind. Die Plausibilität der Daten in der Datenbank ist damit gewähr- leistet. Hinsichtlich der Gehalte der salinaren Gewässerlandschaft ist ein anderes Problem mitbestimmend: Die Prüfung der Datenbank ergab, dass einige wenige Ge- samtgehalte tatsächlich kleiner als die direkt gegenüberstehenden gelösten Gehalte sind. Die Ursache ist hierbei nicht analytischer Natur, sondern liegt an der durchgeführ- ten Datenbereinigung (vgl. Abschnitt 4.4.1). Hierbei wurden Werte kleiner der Nach- weisgrenze mit der halbierten Nachweisgrenze ersetzt.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Nickel - Wasserphase, P(50) 8

3 Konzentration [µg/l] 2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Nickel (gelöst) Nickel (gesamt)

Abbildung 5.34: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil) Die abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des 90%-Perzentils sind in Abbildung 5.35 dargestellt. Hinsichtlich der Gesamtgehalte werden geogene Schwan-

Datum: 25.01.2010 210 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

kungsbereiche von 3,1 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaft) bis 18,8 µg/l (salinare Gewässerlandschaft) ausgewiesen. In der karbonatisch-dolomitischen, silikatischen und sandig-tonigen Gewässerlandschaft sind ähnliche geogene Gehalte (Ni < 4 µg/l) anzutreffen. Neben den Salzlandschaften sind hohe Hintergrundwerte in der metallogenen (10,8 µg/l) und Moorlandschaft (7,8 µg/l) vorzufinden. Die gelösten Gehalte in den aggregierten Gewässerlandschaften variieren zwischen 3,1 µg/l (metallogen) und 17 µg/l (salinar). Auffällig ist, dass die gelösten Gehalte teilweise deutlich höher als der Gesamtgehalt in der entsprechenden Gewässerland- schaft. Die Prüfung der Datengrundlage zeigt erneut, dass kein analytischer Fehler vorliegt. Alle gelösten Ni-Gehalte, denen ein Gesamtgehalt direkt gegenübersteht (d.h. Probenahmestelle und -datum identisch), kleiner als oder gleich dem Gesamtgehalt sind. Die Plausibilität der Daten ist damit gewährleistet - der Datenumfang an gelösten Gehalten beträgt durchschnittlich 25% vom Datenumfang der Gesamtgehalte.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Nickel - Wasserphase, P(90) 20

Konzentration [µg/l] 6

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Nickel (gelöst) Nickel (gesamt)

Abbildung 5.35: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil) Hinsichtlich der Schwebstoffphase lässt sich eine deutliche geogene Schwankungs- breite erkennen (Abbildung 5.36). Die Werte bewegen sich zwischen 28 mg/kg in der silikatischen Gewässerlandschaft, 35,5 mg/kg in der sandig-tonigen Gewässerland- schaft und 104 mg/kg (Moore und Moorauen). Die Zielvorgabe der LAWA mit 120 mg/kg für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaft“ bleibt unberührt. Unter Verwendung des P90 als Ableitungskriterium erhöhen sich die geogenen Hinter- grundwerte für Schwebstoffphase in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft auf 51,2 mg/kg und in den Moorlandschaften auf 151,6 mg/kg. Der Vergleich mit den Er- gebnissen nach SCHNEIDER et al. (2003) zeigt, dass vor allem die silikatische Land- schaft höhere Ni-Gehalte in der partikulär-gebundenen Fraktion hervorbringen kann. Vergleichbare Schlüsse können im Rahmen dieser Studie allerdings nicht gezogen werden.

Datum: 25.01.2010 211 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Nickel - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 160

140

120

100

Konzentration [mg/kg] 40

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Nickel (P50) Nickel (P90)

Abbildung 5.36: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%- Perzentil)

5.1.15 Quecksilber

Quecksilber kommt nur in geringen Mengen in der oberen Erdkruste vor. Quecksilber ist das einzige bei Raumtemperatur flüssige Schwermetall und besitzt einen relativ hohen Dampfdruck. Aufgrund seiner hohen Flüchtigkeit ist es heute ubiquitär in der Umwelt verteilt, woran zunehmend Hg-organische Verbindungen ihren Anteil durch Bioalkylierung haben. Hg(I)-Verbindungen sind in der Regel nur wenig wasserlöslich, Hg(II) dagegen gut. Allerdings sind auch geringe Wasserlöslichkeiten aufgrund der enormen Toxizität von Bedeutung. Quecksilber in Oberflächengewässern entstammt zum einen Teil aus dem Gestein, zum anderen aus den Böden der Einzugsgebiete, in denen es in Spuren fast überall vorkommt. In sauerstoffhaltigen Wässern liegt Queck- silber überwiegend als Hg2+ vor. Die metallische Form tritt in reduzierend wirkenden Gewässern ab einem pH-Wert von > 5 auf. SCHUDOMA (1994) grenzt den natürlichen Hintergrund unbelasteter Fließgewässer für Hg im Bereich von 5 bis 20 ng/l ein. Die Umweltqualitätsnormen entsprechend der EU-Wasserrahmenrichtlinie schreiben 1 µg/l (Gesamtgehalte) sowie 0,05 µg/l (gelöste Phase) fest. In der TVO (2001) wird ein Grenzwert von 1 µg/l festgelegt. Ferner wurden in SCHNEIDER et al. (2003) geogene Referenzbereiche (P50) für die Wasserphase (gesamt) und Schwebstoffphase formu- liert: 0,02 bis 0,05 µg/l in der salinaren, sandig-tonigen sowie in den Moorlandschaften; 0,1 bis 0,2 µg/l in der karbonatisch-dolomitischen und metallogenen Gewässerland- schaft; 0,1 bis 0,2 mg/kg ohne GLS-Differenzierung.

Datum: 25.01.2010 212 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Die Ergebnisse (P50) dieser Studie (Abbildung 5.37) zeigen in Bezug auf Quecksilber, dass der einheitlich ermittelte geogene Hintergrundwert von 0,01 µg/l in der gelösten Phase die entsprechende Umweltqualitätsnorm nicht berührt (unabhängig von der Ge- wässerlandschaft). Die geogenen Schwankungsbreiten im Hinblick auf die Gesamtge- halte variieren zwischen 0,01 µg/l (u.a. salinare Gewässerlandschaft) und 0,025 µg/l (u.a. metallogene Gewässerlandschaft). Damit werden die in der Literatur beschriebenen geogenen Hg-Gehalte nicht überschritten.

Die nach dem P90 abgeleiteten Hintergrundwerte sind in Abbildung 5.38 dargestellt. Während die Gewässerlandschaften hinsichtlich der gelösten Phase einheitlich 0,01 µg/l aufzeigen, bewegen sich die Gesamtgehalte zwischen 0,025 und 0,05 µg/l. Damit werden auch hier die in der Literatur beschriebenen geogenen Hg-Gehalte nicht überschritten.

Die geogenen Gehalte (P50 bzw. P90) in der partikulär-gebundenen Fraktion (Abbildung 5.39) werden in den silikatischen Landschaften mit 0,4 mg/kg, in den sandig-tonigen Landschaften mit 0,2 bzw. 0,3 mg/kg sowie in den Moorlandschaften mit 0,9 bzw. 1,64 mg/kg ausgewiesen. Unter Ausschluss der Moorlandschaften wird die LAWA-Zielvorgabe für die „aquatische Lebensgemeinschaft“ (Hg = 0,8 mg/kg) nicht überschritten.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Quecksilber - Wasserphase, P(50) 0,03

0,025

0,02

0,015

0,01 Konzentration [µg/l]

0,005

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Quecksilber (gelöst) Quecksilber (gesamt)

Abbildung 5.37: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 213 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Quecksilber - Wasserphase, P(90) 0,06

0,05

0,04

0,03

0,02 Konzentration [µg/l]

0,01

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Quecksilber (gelöst) Quecksilber (gesamt)

Abbildung 5.38: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Quecksilber - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 1,8

1,6

1,4

1,2

0,8

0,6 Konzentration [mg/kg] 0,4

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Quecksilber (P50) Quecksilber (P90)

Abbildung 5.39: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 214 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.16 Selen

Selen ist ein Halbmetall der 6. Hauptgruppe des Periodensystems. Da seine +4- wertigen Verbindungen am beständigsten sind, treten diese überwiegend in der Natur auf – zumeist in Verbindung mit Sulfiden (Zinkblende, Kupferkies). Chemisch verhält sich Selen ähnlich dem Schwefel. In aquatischen Systemen liegt Selen unter oxidierenden Bedingungen als vierwertiges Selenit vor und ist extrem mobil. Unter reduzierenden Bedingungen kommt es in sehr geringen Konzentrationen auch als Selenid vor. Da die Löslichkeit durch Ausfällung des Selenids begrenzt wird, ist es hier kaum mobil. Selen hat Spurenelementcharakter und kommt in den meisten aquatischen Systemen in Konzentrationen unter 1 µg/l vor. Nur unter bestimmten Bedingungen können auch geogene Konzentrationen bis in den mg/l Bereich auftreten. Die Löslichkeit vieler Se- lenminerale ist abhängig vom Redoxpotential des Wassers. Die TVO (2001) hat mit 10 µg/l einen Grenzwert für das Trinkwasser festgeschrieben.

Wie die Abbildung 5.40 verdeutlicht, lassen sich mit Ausnahme der salinaren Gewäs- serlandschaften die geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) für die gelöste Phase wie auch Gesamtgehalte einheitlich bei 0,5 µg/l definieren. Für die salinare Landschaft werden höhere Werte ausgewiesen: 1,3 µg/l (gelöst) und 1,35 µg/l (gesamt). Insge- samt betrachtet wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich nicht überschritten.

Die nach dem 90%-Perzentilwert abgeleiteten Hintergrundwerte sind in Abbildung 5.41 dargestellt. Die gelösten Se-Gehalte bewegen sich bei 0,5 µg/l (u.a. karbonatisch- dolomitische Gewässerlandschaft bis 2,22 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Die Se- Gesamtgehalte zeigen eine sehr ähnliche Verteilung der geogenen Hintergrundwerte in den verschiedenen Gewässerlandschaften.

Daten zur Schwebstoffphase waren nur für die sandig-tonige Gewässerlandschaft ver- fügbar. Die geogene Hintergrundkonzentration liegt hier unabhängig vom Ableitungskri- terium bei 1 mg/kg.

Datum: 25.01.2010 215 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Selen - Wasserphase, P(50) 1,6

1,4

1,2

0,8

0,6 Konzentration [µg/l] 0,4

0,2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Selen (gelöst) Selen (gesamt)

Abbildung 5.40: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Selen - Wasserphase, P(90) 2,5

1,5

1 Konzentration [µg/l]

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Selen (gelöst) Selen (gesamt)

Abbildung 5.41: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 216 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.17 Silber

Silber zählt zu den kulturgeschichtlich bedeutsamen Metallen der Menschheit. Die Wasserlöslichkeit vieler Silberverbindungen liegt zwischen 100 ng/l und 10 μg/l, sieht man von AgF, AgNO3, Ag2SO4, AgClO4 und Silberacetat ab, die wesentlich besser lös- lich sind. Silberionen kommen in der Hydrosphäre entweder partikulär oder komplexgebunden vor. In den Gewässern liegt die Konzentration an Silber meist unterhalb von 500 ng/l, wenn keine Ag-haltigen Abwässer des Bunt- oder Schwermetallbergbaus im Einzugsgebiet eingeleitet werden. Da Silber ein wertvolles Metall ist, wird es in den Industrieländern fast vollständig aus den Abwässern zurück gewonnen. Daher ist die Gesamtbelastung der Gewässer in der Regel sehr gering. In der TVO (2001) ist kein Grenzwert für Silber ausgewiesen. Ein solcher in der alten TVO (1990) mit 10 µg/l wurde fallen gelassen. In SCHNEIDER et al. (2003) werden Konzentrationen an gelösten Silberionen von 0,01 bis 0,1 µg/l angegeben, wobei in Moorlandschaften und metallogenen Gewässerlandschaften (Erzgebirge) auch höhere Gehalte erreicht werden kön- nen. Bezüglich der Schwebstoffphase wurde für die sandig-tonige Gewässerlandschaft ein Referenzbereich von 0,3 bis 10 mg/kg ausgewiesen.

In den sächsisch-anhaltinischen Fließgewässern liegt die geogene Hintergrundkon- zentration (P50) für Silber flächendeckend bei 0,05 µg/l, was zugleich für die gelösten Gehalte wie auch die Gesamtgehalte zutrifft. Insgesamt betrachtet wird für die Was- serphase der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich eingehalten.

Unter Verwendung des 90%-Perzentils wird der geogene Hintergrundgehalt überwie- gend mit 0,05 µg/l in der gelösten wie auch gesamten Phase ausgewiesen. Ausnah- men bilden lediglich die Gesamtgehalte in der silikatischen (0,82 µg/l) wie auch salinaren Gewässerlandschaft (0,12 µg/l).

Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnten aufgrund der Datenlage lediglich Hinter- grundwerte für die sandig-tonigen Gewässerlandschaften abgeleitet werden: 0,5 mg/kg (P50) und 1 mg/kg (P90).

Datum: 25.01.2010 217 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Silber - Wasserphase, P(50) 0,06

0,05

0,04

0,03

0,02 Konzentration [µg/l]

0,01

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Silber (gelöst) Silber (gesamt)

Abbildung 5.42: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Silber - Wasserphase, P(90) 0,9

0,8

0,7

0,6

0,5

0,4

0,3 Konzentration [µg/l]

0,2

0,1

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Silber (gelöst) Silber (gesamt)

Abbildung 5.43: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 218 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.1.18 Titan

Titan steht in der Häufigkeit der Elemente in der Erdrinde an zehnter Stelle. Sein Name leitet sich von der Härte und Festigkeit des Rutils (TiO2) ab. Titanverbindungen sind in geringen Konzentrationen weitverbreitet, während konzentrierte Lagerstätten relativ selten sind. Titan und seine Verbindungen sind als Umweltemittenten sowohl men- genmäßig als auch ökotoxikologisch wenig relevant. Die geringen Konzentrationen in Fließgewässern (Mittelwerte im Bereich um 10 μg/l) resultieren aus suspendiert vorlie- gendem, unlöslichen TiO2. Sedimente und Seeschlamm von Binnenseen können bis zu 1% nichtreaktives Rutil enthalten. In der TVO (2001) wird Titan weder als chemischer noch als Indikatorparameter für Trinkwasser geführt. Nach Schneider et al. (2003) werden für die Wasserphase 5 bis 12 µg/l und für die Schwebstoffphase 0,8 bis 4,1 g/kg (sandig-tonige Gewässerlandschaft) angegeben.

Beim Betrachten der Abbildung 5.44 zeigt sich ein ähnliches Bild wie bei Silber. Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) zeigen keine Schwankungs- breiten und befinden sich damit bei einem Wert von 2,5 µg/l (gelöst und gesamt). Mit Ausnahme des Gesamtgehalts in der silikatischen Gewässerlandschaft (4,25 µg/l) werden bei der Verwendung des P90 als Ableitungskriterium durchgehend 2,5 µg/l als geogene Hintergrundwerte definiert.

Für die Feststoffgehalte der Schwebstoffphase wird der geogene Hintergrundwert für Titan bei 552 mg/kg (P50) bzw. 890,4 mg/kg (P90) definiert, der sich aufgrund der Da- tenlage nur auf die sandig-tonigen Landschaften bezieht.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Titan - Wasserphase, P(50) 3

2,5

1,5

1 Konzentration [µg/l]

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Titan (gelöst) Titan (gesamt)

Abbildung 5.44: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 219 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Titan - Wasserphase, P(90) 4,5

3,5

2,5

1,5 Konzentration [µg/l]

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Titan (gelöst) Titan (gesamt)

Abbildung 5.45: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.19 Thallium

In der Erdkruste ist es manchmal Begleiter der Metalle Zink und Eisen sowie des Kup- fers in Blenden und Kiesen. In seinen Verbindungen tritt es meist in der Oxidationsstu- fe +1, weniger häufig als +3 auf. Thallium-Verbindungen spielen technisch aber nur eine untergeordnete Rolle und tragen daher zur Gewässerbelastung kaum bei. Be- kannt ist für Tl seine Sorptionsfähigkeit an partikulären Tonmineralien. In Gruben- und Grundwässern des Erzgebirges wurden bereits Thallium-Konzentrationen (als TlOH bzw. Tl2CO3, die wasserlöslich sind) zwischen 2 und 10 μg/l gemessen (WEDEPOHL, 1978). Metallisches Thallium und seine Verbindungen sind außerordentlich stark giftig. Ein Parameterwert existiert für Tl in der TVO (2001) nicht. Nach SCHNEIDER et al. (2003) liegen die P90-Werte für gelöstes Thallium zwischen 0,04 und 0,07 µg/l. Moore können 1 µg/l (P50) und metallogene Gewässerlandschaften 0,7 bis 3,5 µg/l (P50) aufweisen.

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen (P50) für Thallium lassen sich einheitlich für alle Gewässerlandschaften bei 0,025 µg/l definieren, da keine geogene Schwankungsbreite für dieses Element in Sachsen-Anhalt ermittelt werden konnte. Mit Ausnahme der in der silikatischen Gewässerlandschaft angetroffenen Hintergrund- werte (P90) lassen sich alle übrigen geogenen Gehalte (P90) bei 0,025 definieren. In der silikatischen Landschaft hingegen werden gelöste geogene Gehalte in der Höhe von 0,0375 µg/l und Gesamtgehalte in der Höhe von 0,14 µg/l ausgewiesen.

Datum: 25.01.2010 220 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Hinsichtlich der Schwebstoffphase kann ein geogener Hintergrundwert (P50 wie auch P90) für die sandig-tonigen Landschaften (0,5 mg/kg) festgeschrieben werden. Für die übrigen aggregierten Gewässerlandschaften lagen keine Daten vor. Zur Einordnung dieses Wertes kann lediglich das Qualitätskriterium gemäß der Berichterstattung zur EG-Richtlinie 76/464 mit einem Wert ≤ 4 mg/kg herangezogen werden.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Thallium - Wasserphase, P(50) 0,03

0,025

0,02

0,015

0,01 Konzentration [µg/l]

0,005

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Thallium (gelöst) Thallium (gesamt)

Abbildung 5.46: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 221 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Thallium - Wasserphase, P(90) 0,16

0,14

0,12

0,1

0,08

0,06 Konzentration [µg/l] 0,04

0,02

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Thallium (gelöst) Thallium (gesamt)

Abbildung 5.47: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.20 Uran

Uran gehört zu den seltenen Metallen der Erdkruste. Obwohl etwa fünf Prozent aller Gesteine Uran enthalten, sind hochprozentige Erze relativ selten. Neben seiner radio- aktiven Wirkung ist Uran als Schwermetall auch ein sehr wirksames chemisches Gift. Uran vermag eine Vielzahl von Verbindungen einzugehen, da es die Oxidationsstufen von +2 bis +6 durchgehend betätigen kann. Die in der Natur beständigsten Uranver- bindungen leiten sich von den Oxidationsstufen +4 und +6 ab. Die Vielfalt der wasser- löslichen Uran-Spezies ist außerordentlich groß. Dabei nimmt das thermodynamisch 2+ sehr stabile Uranyl-Kation UO2 eine zentrale Stellung ein, während UO2 kaum was- serlöslich ist. Je nach hydrochemischen Bedingungen gruppieren sich anorganische Liganden wie Sulfat, Carbonat, OH, Halogenide, Phosphat bzw. Hydrogenphosphat oder auch Huminstoffe in unterschiedlicher Zahl und Geometrie um das Uranyl-Kation. Dabei können kationische, neutrale oder anionische Komplexe gebildet werden, die in wässriger Phase zum Teil hochmobil sind, wobei der natürliche partikulär-gebundene Transport in Abhängigkeit von den hydrogeochemischen Bedingungen im jeweiligen Einzugsgebiet beachtet werden muss. Die Uran-Konzentrationen in Oberflächengewässern werden durch die Konzentratio- nen in den Gesteinen des jeweiligen Einzugsgebiets bestimmt. Da diese meist gering sind (0,1 bis 3,0 μg/l in deutschen Flüssen), müssen auch die Einflüsse mineralischer Phosphat-Düngemittel sowie der atmosphärische Eintrag über die Niederschläge be- rücksichtigt werden (MERKEL & SPERLING, 1998). Im GEOCHEMISCHEN ATLAS (1985) werden für Bachwässer Medianwerte zwischen 0,1 µg/l und 0,9 µg/l angegeben. In der TVO (2001) sind für Uran keine chemischen oder Indikatorgrenzwerte fixiert. Nach

Datum: 25.01.2010 222 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

SCHNEIDER et al. (2003) wird ein geogener Referenzbereich von 0,05 bis 2,0 µg/l in der Wasserphase vorgeschlagen.

Die Ergebnisse der statistischen Auswertung (P50) in Abbildung 5.48 zeigen, dass die höchsten geogenen Hintergrundkonzentrationen in Sachsen-Anhalt bezüglich Uran in der karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaft anzutreffen sind (3,3 µg/l). Der geogene Schwankungsbereich reicht bei den Gesamtgehalten wie auch bei den gelös- ten Anteilen von 0,25 µg/l (metallogen) bis 3,3 µg/l (karbonatisch-dolomitisch).

Die geogenen Hintergrundwerte auf der Basis des P(90) liegen naturgemäß höher (Abbildung 5.49).

Geogene Gehalte in der Schwebstoffphase konnten aufgrund der Datenlage nur für die sandig-tonige Gewässerlandschaft (1,2 mg/kg) ermittelt werden.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Uran - Wasserphase, P(50) 3,5

2,5

1,5

Konzentration [µg/l] 1

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Uran (gelöst) Uran (gesamt)

Abbildung 5.48: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 223 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Uran - Wasserphase, P(90) 8

3 Konzentration [µg/l] 2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Uran (gelöst) Uran (gesamt)

Abbildung 5.49: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.21 Vanadium

Vanadium ist in seinen Verbindungen mit 0,14 ‰ am zugänglichen Teil der Erde enthalten. Vanadium kommt nahezu ubiquitär in Böden und Gesteinen sowie in fossilen Brennstoffträgern (Kohle, Erdöl) in Verbindungen der Oxidationsstufe +3 vor. Die Kon- zentrationen in den Böden schwanken in Abhängigkeit vom Gehalt der Muttergesteine zwischen 3 und 300 mg/kg. Die Konzentrationen an Vanadium-Verbindungen in Ober- 2- - flächengewässern, in der Regel lösliche Vanadate der Struktur [HVO4] und [H2VO4] , können in Abhängigkeit von der Geologie des durchströmten Naturraums, dem Re- genwassergehalt und den Industrieabläufen um vier Zehnerpotenzen schwanken (0,1 bis 100 μg/l in Süßwässern). Der geogene Background von Gewässern resultiert maß- geblich aus dem Vanadiumgehalt solcher Gesteine wie Keuper, Lias sowie von Vulka- niten und liegt in der Regel unter 10 μg/l. Vanadium-Verbindungen weisen eine starke Tendenz zur Adsorption an die Partikulärphase der Gewässer auf. Dort liegen sie maßgeblich in der Oxidationsstufe +4 vor. Die geringe Löslichkeit führt auch hier zur relativ schnellen Sedimentation. Für den anthropogenen Eintrag sind der Erzbergbau mit seinen Prozessabwässern, die Metallurgie (Stäube und Rauche) sowie die Kraft- werke auf Kohlebasis (Abgase) verantwortlich. In der TVO (2001) existiert kein Richt- oder Grenzwert für Vanadium und seine Verbindungen. Nach SCHNEIDER et al. (2003) liegen die Hintergrundkonzentrationen (P50) für Fließgewässer zwischen 0,5 und 5,0 µg/l.

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Vanadium liegen überwiegend bei 0,5 µg/l (P50). Ausnahmen bilden nur die Gesamt- gehalte in der silikatischen und metallogenen Gewässerlandschaft. Dort werden natür-

Datum: 25.01.2010 224 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

liche Konzentrationen von 2,75 bzw. 2,8 µg/l angetroffen (Abbildung 5.50). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit eingehalten. Eine etwas differenziertere Verteilung der geogenen Hintergrundwerte in den Fließge- wässerlandschaften zeigt sich in Abbildung 5.51 (P90). Das geogene Spektrum reicht hier von 0,5 bis 5,95 µg/l bei den gelösten Gehalten und von 0,5 bis 5,72 µg/l bei den Gesamtgehalten. Den oberen Wertebereich (Gesamtgehalte) decken vor allem die karbonatisch-dolomitische, silikatische und metallogene Gewässerlandschaft ab.

Entsprechend der Auswertung der Schwebstoffdaten konnten geogene Hintergrund- konzentrationen für Vanadium in der sandig-tonige Gewässerlandschaft ermittelt werden: 56 mg/kg (P50) und 69,9 mg/kg (P90).

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Vanadium - Wasserphase, P(50) 3

2,5

1,5

1 Konzentration [µg/l]

0,5

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Vanadium (gelöst) Vanadium (gesamt)

Abbildung 5.50: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 225 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Vanadium - Wasserphase, P(90) 7

Konzentration [µg/l] 2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Vanadium (gelöst) Vanadium (gesamt)

Abbildung 5.51: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

5.1.22 Zink

Zink kommt in den Primärgesteinen feinverteilt als Spurenbestandteil gesteinsbildender Mineralien wie Magnetit, Pyroxen, Amphibol, und Biotit vor. Es reichert sich vorwiegend an Tonmineralien der Montmorillonit-Gruppe an. Als Schwermetall der 2. Nebengruppe des Periodensystems der Elemente (PSE) tritt es in seinen Verbindungen in der Oxida- tionsstufe +2 auf. Zink wird vor allem zum Korrosionsschutz bei Eisen- und Stahler- zeugnissen sowie als Legierungsbestandteil verwendet. Nach MERKEL & SPERLING (1998) enthalten unbelastete oberirdische Gewässer in der Regel bis zu 10 μg/l Zink. SCHUDOMA (1994) nennt einen Bereich von 1,8 bis 7 μg/l. Wie Messungen im Rhein gezeigt haben, liegen nur ca. 20% des Zn2+ in gelöster, der weitaus größere Teil in partikulär-gebundener Form (Schwebstoffe, Hydrokolloide) vor. Bei niedrigen pH-Werten verschiebt sich die Bilanz zugunsten der gelösten Fraktion an 2+ - Zn . Dagegen liegen bei pH-Werten ≥ 8 Hydroxidkomplexe in Form von Zn(OH)3 und 2- Zn(OH)4 vor, die sich leicht an die partikuläre Fracht anlagern. Anthropogenes Zink in Oberflächengewässern entstammt aus Abwässern der zinkverarbeitenden Industrie, kommunalen Abwässern und diffusen Einträgen. Zink reichert sich im Sediment stark an. Hier liegen 45% bis 60% des Zinks residual gebunden vor und sind somit für Was- serorganismen nicht verfügbar. Zn kann durch Komplexbildner remobilisiert werden (EDTA). Die LAWA (1998) hat für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaften“ eine Zielvorgabe von 400 mg/kg (Schwebstoffphase) festgelegt, die Umrechnung auf die Wasserphase ergibt 14 μg/l. In der TVO (2001) ist kein Parameterwert für Zink ausgewiesen. In SCHNEIDER et al. (2003) wird ein Hintergrundwert für die karbonatisch- dolomitischen wie auch sandig-tonigen Gewässerlandschaften von ~5 µg/l (P50) angegeben. Für die Moorlandschaften, die silikatischen sowie salinaren Gewässerland-

Datum: 25.01.2010 226 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

schaften wurde ein Referenzbereich von 10 bis 15 µg/l abgeleitet. Der metallogenen Gewässerlandschaft wohnt mit 28 µg/l der höchste geogene Zn-Gehalt inne. Bezüglich der schwebstoffgebundenen Fraktion wurden für Zink Referenzbereiche von 35 bis 90 mg/kg (Moor- und Salzlandschaften sowie sandig-tonige Gewässerlandschaften) sowie 125 bis 140 mg/kg (silikatische und karbonatisch-dolomitische Gewässerland- schaft) abgeleitet.

Entsprechend der Abbildung 5.52 war der auswertbare Datenumfang hinsichtlich der gelösten Zn-Gehalte wenig zufriedenstellend, so dass lediglich für die karbonatisch- dolomitische Gewässerlandschaft eine natürliche Konzentration (P50) abgeleitet werden konnte (38 µg/l). Der geogene Schwankungsbereich bei den Gesamtgehalten variiert zwischen 5 µg/l (u.a. metallogene Gewässerlandschaft) und 70 µg/l (salinare Ge- wässerlandschaft). Insgesamt betrachtet, wird in der Wasserphase nur teilweise der in der Literatur beschriebene Wertebereich eingehalten. Unter Verwendung des 90%-Perzentilwerts liegen die geogenen Hintergrundwerte na- turgemäß höher (Abbildung 5.53). Die geogene Schwankungsbreite hinsichtlich der Gesamtgehalte reicht von 21,7 µg/l (sandig-tonige Gewässerlandschaft) über 44 µg/l (Moorlandschaften) bis 156 µg/l (salinare Gewässerlandschaft).

Für die Schwebstoffphase konnten natürliche Elementkonzentrationen (P50 bzw. P90) für Zink in der silikatischen (260 bzw. 276 mg/kg) und sandig-tonigen Gewässerland- schaft (318 bzw. 439 mg/kg) sowie in den Moorlandschaften (850 bzw. 1068 mg/kg) abgeleitet werden (Abbildung 5.54). Die Umweltqualitätsnorm entsprechend der EU- Wasserrahmenrichtlinie (Zn = 800 mg/kg) wird weitestgehend eingehalten (Ausnahme: Moorlandschaften).

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zink - Wasserphase, P(50) 80

30 Konzentration [µg/l] 20

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zink (gelöst) Zink (gesamt)

Abbildung 5.52: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 227 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zink - Wasserphase, P(90) 180

160

140

120

100

60 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zink (gelöst) Zink (gesamt)

Abbildung 5.53: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zink - Schwebstoffphase, P(50) / P(90) 1200

1000

800

600

400 Konzentration [mg/kg]

200

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zink (P50) Zink (P90)

Abbildung 5.54: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 50%- und 90%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 228 Abschlussbericht

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5.1.23 Zinn

Zinn kommt in der Natur nur sehr selten gediegen vor. Wichtigstes Zinnerz ist SnO2 (Zinnstein). Zinn ist außerdem als sogenannter Seifenzinn in Granit, Sanden und Ton enthalten. Auch in fossilen Kohlenstoffträgern ist Zinn in unterschiedlichen Konzentra- tionen enthalten. Erhöhte Zinn-Konzentrationen in Oberflächengewässern resultieren einerseits aus dem Bergbau und andererseits aus dem Einsatz von Phosphatdüngemitteln, die zinnhaltig sein können. Unter Normalbedingungen ist elementares Zinn gegenüber Wasser und Luftsauerstoff stabil. Aus Zinnverbindungen resultierende Spezies treten in den Oxida- tionsstufen +2 und +4 auf. In der Wasserphase haben Sn(II)-Ionen eine starke Nei- gung, in Sn(IV) überzugehen. Insgesamt ist die Chemie des Zinns im Wasser äußerst 2- komplex. So sind die Salze der Zinnsäure, die Stannate wie z. B. [Sn(OH)6] in Wasser gering bis sehr gering löslich. Die Mobilität des Zinns ist im Wasser schon auf Grund der geringen Löslichkeit relativ gering. Zudem sind ca. 25% bis 30% des in der Was- serphase vorliegenden Zinns kolloidal gebunden. SnO2 selbst liegt überwiegend in Kol- loidform vor. In den Flüssen wurden bisher Zinn-Konzentrationen zwischen 4 und 60 μg/l gemessen, in den Seen meist kleiner als 2 μg/l. In der TVO (2001) werden Zinn und seine Verbindungen nicht genannt.

Entsprechend den Ergebnissen der statistischen Auswertung (P50 und P90) liegen in Sachsen-Anhalt für Zinn keine Schwankungsbereiche vor (Abbildung 5.55). Es liegt für alle aggregierten Gewässerlandschaften ein einheitlicher Hintergrundwert vor. Dieser beträgt 0,5 µg/l, unabhängig von der untersuchten Fraktion der Wasserphase.

Bezüglich der Sn-Gehalte im Schwebstoff wurde für die sandig-tonige Gewässerland- schaft eine natürliche Konzentration von 5 mg/kg ermittelt - unabhängig vom verwendeten Ableitungskriterium. In den übrigen Gewässerlandschaften lagen keine auswertbaren Messwerte vor. Als Qualitätskriterium für partikuläres Zinn kann ein Wert von ≤ 20 mg/kg (EG-Richtlinie 76/464) herangezogen werden. Dieser Wert wird vom ermittelten geogenen Hintergrundwert eingehalten.

Datum: 25.01.2010 229 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zinn - Wasserphase, P(50) 0,6

0,5

0,4

0,3

0,2 Konzentration [µg/l]

0,1

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zinn (gelöst) Zinn (gesamt)

Abbildung 5.55: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 50%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zinn - Wasserphase, P(90) 0,6

0,5

0,4

0,3

0,2 Konzentration [µg/l]

0,1

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore / Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zinn (gelöst) Zinn (gesamt)

Abbildung 5.56: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 90%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 230 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.2 Ergebnisse der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff

Im Rahmen der Methodentestung wurde hinsichtlich der genetischen Datenklassifikati- on neben der Einteilung in die aggregierten Fließgewässerlandschaften auch die Ein- teilung in die differenzierten Fließgewässerlandschaften untersucht. Dabei stellte sich heraus, dass die differenzierten Gewässerlandschaften die geogenen Verhältnisse detaillierter repräsentieren, wohingegen die aggregierten Gewässerlandschaften geochemisch divergente Gebiete oft vereinheitlichen. Da mit einer detaillierten räumlichen Einteilung die verfügbaren Datensätze pro Ge- wässerlandschaft deutlich reduziert werden, galt es zu prüfen, inwieweit die differenzierten Gewässerlandschaften auf das gesamte Bundesland Sachsen-Anhalt anwendbar sind. Es kann hierbei angenommen werden, dass bei bestimmten Metallen und Schwermetallen die Ableitung geogener Hintergrundwerte nicht durchführbar sein wird.

Bei der Ableitung der geogenen Hintergrundwerte, die auf dem 84,1%-Perzentilwert beruht, wird im Rahmen dieses Verfahrens der gesamte Datenpool in die Bewertung einbezogen. Es erfolgt damit - im Gegensatz zur statistischen Methode - keine Da- tenpräselektion (vgl. Abschnitt 2.7.3). Eine Übersicht zu der Verteilung der Messstellen in Sachsen-Anhalt liefert die Anlage 5.1 (Wasserphase) und Anlage 5.3 (Schwebstoffphase).

5.2.1 Anwendung der differenzierten Fließgewässerlandschaften

In den folgenden drei Tabellen sind die ermittelten geogenen Hintergrundwerte unter Einsatz der differenzierten Fließgewässerlandschaften (BRIEM, 1998) aufgelistet (Anla- ge 6.2). Wie aus der Methodenbeschreibung (Abschnitt 2.7.3) hervorgeht, fand der 84,1%-Perzentilwert zur Ableitung geogener Hintergrundwerte Anwendung.

Die Tabelle 5.1 zeigt die Ergebnisse hinsichtlich der Gesamtgehalte (vgl. Anlage 6.2.4) und die Tabelle 5.2 die der gelösten Gehalte (vgl. Anlage 6.2.5) in der Wasserphase. Die Tabelle 5.3 bezieht sich auf die geogenen Feststoffkonzentrationen der Schweb- stoffphase (vgl. Anlage 6.2.6).

Beim Betrachten dieser Tabellen wird deutlich, wo Datendefizite vorliegen. Es ist fest- stellbar, dass die Datendefizite ausgehend von den Gesamtgehalten über die gelösten Gehalte zu den Feststoffgehalten stets zunehmen. Damit können bei den Gesamt- gehalten der Wasserphase die meisten geogenen Hintergrundwerte ausgewiesen werden. Eine flächendeckende Ableitung von geogenen Hintergrundkonzentrationen für jedes beliebige Metall bzw. Schwermetall ist auf diese Weise nicht möglich. In Anbet- racht der durchgeführten Studie erwies sich diese Herangehensweise als nicht voll- ständig zielführend.

Datum: 25.01.2010 231 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 5.1: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Wasserphase (Gesamtgehalte) – Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l]

Fließgewässerland- Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Gesamtgehalte der Wasserphase (Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l]) schaften (BRIEM) Al Sb As Ba Be Pb B Cd Cr Fe Co Cu Mn Mo Ni Hg Se Ag Sr Ti Tl U V Zn Sn Auen 590 50 5,5 85,4 0,025 5 160 0,34 2,1 1170 10 7,5 260 1,3 6,6 0,18 0,5 0,05 - 2,5 0,025 3,53 0,5 88 25 Basalte - - 0,25 - - 2,01 25 0,15 1 310 - 3,39 139,2 - 1 0,025 ------5 34 - Buntsandstein 75 50 3,32 210 0,394 8,2 129,3 0,35 1 430 0,78 20,2 165 0,5 5 0,12 3,44 0,155 - 4,49 0,14 4,20 5 103,8 25 Granit - - 0,5 5 - 1,03 25 0,07 1 373 - 1,63 57,3 - 1 0,025 1 - - - - - 5 10 - Kalkstein Grundge------1 - 0,1 1 1417 - 3,10 2669 - 3,76 ------16,3 - birge Keuper 2118 50 3,18 1700 - 4,14 210,9 0,21 1 680 - 13,27 199,7 - 6,02 0,05 0,5 0,05 72 - 0,1 3,02 5 49 25 Kreide, kalkig------1,44 - 0,025 1 210 - 2,03 64,1 - 1 ------12 - mergelig Kreide, sandig-tonig 2302 - 1,32 - - 1,5 160 0,08 1 800 - 3,8 240 - 2,7 0,025 ------19,5 - Lias, Dogger - - - - - 1 - 0,1 1 300 - 2,8 86,8 - 2,35 0,05 ------12 - Löss 60 50 2,57 75,4 0,025 4,1 415,1 0,15 1 630 10 6,9 270 0,5 4,1 0,1 0,85 0,05 - 2,5 0,025 3,36 5 60,1 34,8 Moore und Moorau- 82 1 0,6 64,7 0,025 1,3 220 0,12 1,2 2268 0,42 3,4 430 1,06 7,2 0,025 0,5 0,05 - 2,5 0,025 1,40 0,5 37 0,5 en Moränen 3049 1 7,7 74 0,2163,36 370,7 0,29 1,7 1531 5 5,9 255,7 0,5 8,6 0,12 0,5 0,05 - 3,42 0,025 6,27 0,5 69 50 Muschelkalk 137 1 1,6 100 0,0252,10 6782 0,1 1 638 0,1 3,9 124 0,5 2,8 0,1 0,5 0,05 - 2,5 0,025 3,62 5 26 0,5 Rotliegend Sediment 25 50 2,05 242,1 0,025 4,4 331,9 0,22 1,31 551 0,1 9 152 6,06 7,15 0,17 1,12 0,05 - 2,5 0,025 4,13 5,96 63 25 Rotliegend Vulkanit - - 9,7 - - 2,1 60 0,72 1 291 10 4,9 181,1 - 8,07 0,025 0,5 0,05 - - - 2,35 - 93 0,5 Sandbedeckung - - - - - 0,5 - 0,025 1 2122 - 2,31 597,3 - 2,37 ------9,91 - Sander 110 1 2,5 32,2 0,132 5 60,6 0,5 5 1948 0,51 5 527,7 0,5 5 0,025 0,5 0,05 - 2,5 0,025 0,25 0,5 27,4 0,5 Schiefer Harz 280 50 13,38 69,4 0,226 2 50 0,12 1 600 0,1 3,4 370 0,5 5,53 0,05 0,52 0,05 8,9 2,5 0,1 0,25 5 21 25 Schiefer - 50 5,2 - - 610 531,1 37 5 377 - 300 300 - 47,27 0,16 25 - - - - 46,9 - 16716 25 Terrassen - - 1,42 - - 3 - 0,39 1,7 753 - 6,4 178,9 - 14 0,05 ------45 - Tertiär 766 50 1,2 88,8 0,215 1 324,8 0,1 1 914 2,05 3 190 0,5 5,2 0,06 0,5 0,05 - 3,53 0,025 1,08 2,82 29 25 Zechstein 2221 50 4,8 110 0,12914,8 1079 0,86 1 501 0,1 35,96 197,9 6,89 10 0,25 2,30 0,05 0,27 2,5 0,025 3,50 0,5 202 25

Datum: 25.01.2010 232

Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 5.2: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Wasserphase (gelöste Gehalte) – Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l], Sr [mg/l]

Fließgewässerlandschaften Geogene Hintergrundkonzentrationen für die gelösten Gehalte der Wasserphase (Angabe des 84,1%-Perzentils [µg/l], Sr [mg/l]) (BRIEM) Al Sb As Be Pb B Cd Cr Fe Co Cu Mn Mo Ni Hg Se Ag Ti Tl U V Zn Sn Auen 31 1 2,9 0,025 0,5 85,05 0,2 1,2 138,1 0,4 4 166,5 0,5 4,5 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 1,3 0,5 26 0,5 Basalte 6 - - - 1,21 - 0,55 - 868,5 - 32,5 313,8 - 2,51 0,01 ------121,2 - Buntsandstein 21 1 0,25 0,321 0,5 - 0,2 1 53,8 0,77 20,3 5 0,5 3,94 0,01 0,5 0,05 2,5 0,04 1,26 0,5 41 0,5 Granit 5 ------Kalkstein Grundgebirge - - - - 0,5 - - - 30,1 - - - - 0,75 ------Keuper 167 - - - 0,5 - 0,18 - 194 - 12 64 - 5,15 0,01 ------66 - Kreide, kalkig-mergelig - - - - 0,5 ------0,75 ------Kreide, sandig-tonig 171 - - - 0,5 - 0,025 - 260 - - 240 - 1,84 0,01 ------Lias, Dogger - - - - 0,5 - 0,025 ------4,76 0,01------Löss 25 1 0,25 0,025 0,5 - 0,16 1 25 0,1 1 5 0,5 3,33 0,01 2,37 0,05 2,5 0,025 6,40 0,5 - 0,5 Moore und Moorauen 25 1 0,6 0,025 0,5 - 0,025 1 164,6 0,38 1 218,7 1,06 4,10 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 2,07 0,5 - 0,5 Moränen 1037 1 0,61 0,092 0,5 - 0,23 1 144,6 0,54 1 148,2 0,5 6,2 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 1,25 0,5 - 0,5 Muschelkalk 25 1 0,25 0,025 0,5 - 0,05 1 25 0,1 1 5 0,5 2,41 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 7,03 0,5 38 0,5 Rotliegend Sediment 25 1 2,56 0,025 0,5 - 0,025 1 25 0,1 1 5 5,98 4,44 0,011,4 0,05 2,5 0,025 4,30 6,02 - 0,5 Rotliegend Vulkanit - - - - 0,5 - 0,339 ------4,75 0,01------Sandbedeckung - - - - 0,5 - 0,025 ------1 0,01 ------Sander 25 1 0,25 0,030 5 - 0,5 1 286,4 0,31 1 148,2 0,5 3,58 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 0,25 0,5 - 0,5 Schiefer Harz 83 1 0,66 0,212 3,6 - 0,383 1 595,1 0,1 12 745 0,5 2,90 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 0,25 0,5 75,3 0,5 Schiefer - - - - 590 - 46,92 ------56 0,01 ------Terrassen - - - - 0,5 - 0,281 ------6,82 0,01------Tertiär 145 1 0,57 0,111 0,5 - 0,270 1 766,4 2,04 1 127,3 0,5 7,9 0,01 0,5 0,05 2,5 0,025 1,13 1,1 - 0,5 Zechstein 1659 1 6,74 0,067 1 - 0,551 1 7020,6 0,1 1 21,4 7,07 11,49 0,01 2,11 0,05 2,5 0,025 3,64 0,5 - 0,5

Datum: 25.01.2010 233

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 5.3: Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Schwebstoffphase – Angabe des 84,1%-Perzentils [mg/kg]

Fließgewässerlandschaften Geogene Hintergrundkonzentrationen für die Feststoffgehalte der Schwebstoffphase (Angabe des 84,1%-Perzentils [mg/kg]) (BRIEM) Sb As Ba Be Pb B Cd Cr Fe Co Cu Mn Mo Ni Hg Se Ag Ti Tl U V Zn Sn Auen 10 206 495,3 5,2 260 29,6 19,1 134 178219 36,8 157 14522 2,5 108 8,1 2,9 1 834 0,5 3,99 89,1 1970 19,8 Basalt ------Buntsandstein - 25 - - 418 - 7,8 84,2 38846 - 745,2 2794 - 74,3 0,4 ------1389 - Granit ------Kalkstein Grundgebirge ------Keuper ------Kreide - kalkig, mergelig ------Kreide - sandig, tonig ------Lias / Dogger ------Löss - 28,8 - - 178 - 2,4 166,0 42300 - 142,6 2482 - 59,2 0,7 3,8 - - - 1,67 - 581 5 Moore - 43,2 - - 74 - 5,3 197,4 228000 - 63,5 30896 - 136,4 1,5 ------1030 - Moränen - 13,0 - - 148 - 2,8 59,9 45563 - 99,9 12587 - 29 0,8 ------884 - Muschelkalk - 13,5 - - 72,7 - 1,1 88,6 36910 - 67,7 2915 - 49,1 0,4 - 1 - - 1,27 - 333 5 Rotliegend Sediment ------Rotliegend Vulkanit - 197,0 - - 294 - 21,3 148,9 53884 - 144,0 6784 - 110,9 0,9 ------1685 - Sandbedeckung ------Sander ------Schiefer Harz ------Schiefer - 14,4 - - 52,5 - 0,7 52,0 35723 - 95,1 13117 - 28 0,4 ------274 - Terrassen - 37 895,6 - 168 - 9,0 288,8 86291 - 189,0 5687 5,7 149,6 1,5 4,2 3,56 - - 9,61 - 1655 21,6 Tertiär ------Zechstein ------

Datum: 25.01.2010 234

Abschlussbericht

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5.2.2 Anwendung der aggregierten Fließgewässerlandschaften

Insgesamt betrachtet, ähnelt die Datenlage hinsichtlich der Flächendeckung für das Land Sachsen-Anhalt der der statistischen Auswertung (Abschnitt 5.1). Im Gegensatz zur statistischen Auswertung fließt hierbei jedoch der gesamte verfügbare Datenpool in die Auswertung ein. Damit gingen in die Berechnungen der geogenen Hintergrundwer- te auch anthropogen beeinflusste Messstellen ein. Das Ableitungskriterium ist der 84,1%-Perzentilwert. Die Ergebnisdarstellung für diese Methode erfolgt ergänzend in Tabellenform in der Anlage 6.2.1 (Gesamtgehalte), Anlage 6.2.2 (gelöste Gehalte) und Anlage 6.2.3 (Schwebstoffe).

5.2.2.1 Aluminium

Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Aluminium (Abbildung 5.57) liegen hinsichtlich der gelösten Phase überwiegend unter 100 µg/l. Eine Ausnahme bildet hierbei die salinare Gewässerlandschaft mit 1659 µg/l. Auch im Hinblick auf die Gesamtgehalte werden in dieser Gewässerlandschaft die höchsten natürlichen Gehalte verzeichnet (2221 µg/l), gefolgt von der sandig-tonigen Gewässerlandschaft mit 782 µg/l. Die in der Literatur beschriebenen geogenen Wertebereiche werden vor allem in der salinaren (gelöst und gesamt) sowie sandig-tonigen (gesamt) Gewässerland- schaft überschritten.

Für die Schwebstoffphase konnten keine Hintergrundgehalte abgeleitet werden, da diesbezüglich keine Daten vorlagen.

Datum: 25.01.2010 235 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Aluminium - Wasserphase, P(84,1)

2500

2000

1500

1000 Konzentration [µg/l]

500

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Aluminium (gelöst) Aluminium (gesamt) Abbildung 5.57: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Aluminium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.2 Antimon

Die im Rahmen dieser Methodik ermittelten Ergebnisse für Antimon zeigen beim Ver- gleich der aggregierten Gewässerlandschaften ein relativ einheitliches Bild (Abbildung 5.58). Die Gewässerlandschaft der Moore und Moorauen ausgenommen, wurden für die gelöste Phase 1 µg/l und für die Gesamtgehalte 50 µg/l berechnet. Für die Moor- landschaften liegen die geogenen Hintergrundkonzentrationen bei 1 µg/l für beide Fraktionen der Wasserphase. Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich (Abschnitt 5.1.2) nicht überschritten.

Die Ableitung geogener Hintergrundwerte für die Schwebphase war aufgrund der Da- tenlage lediglich für die sandig-tonige Gewässerlandschaft möglich (10 mg/kg).

Datum: 25.01.2010 236 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Antimon - Wasserphase, P(84,1)

20 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Antimon (gelöst) Antimon (gesamt) Abbildung 5.58: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Antimon in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.3 Arsen

Für Arsen in der Wasserphase (Abbildung 5.59) bewegen sich die ermittelten natürli- chen Konzentrationen (gelöste Fraktion) zwischen 0,46 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft) und 6,74 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Der geogene Schwankungsbereich der Gesamtgehalte variiert zwischen 0,6 µg/l (Moorlandschaften) und 13,4 µg/l (metallogene Gewässerlandschaft). Damit wird der in der Literatur beschriebene Wertebereich nur teilweise eingehalten (vgl. Abschnitt 5.1.3). Dass in der salinaren Gewässerlandschaft die gelösten Gehalte die Gesamtgehalte übertreffen, liegt an der jeweils eingeflossenen Analysenanzahl. Während bei den Ge- samtgehalten 692 Datensätze in die Berechnung einflossen, sind es bei den gelösten Gehalten lediglich 19 Datensätze. Damit ist die Plausibilität der Datenbank gewährleis- tet.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnten Hintergrundkonzentrationen für die karbonatisch-dolomitische (13,5 mg/kg), silikatische (175,5 mg/kg), sandig-tonige (201 mg/kg) sowie die Gewässerlandschaften der Moore und Moorauen (43,2 mg/kg) ermittelt werden (Abbildung 5.60). Diese Werte sind teilweise kritisch zu hinterfragen, da die Umweltqualitätsnorm (40 mg/kg) für Arsen nicht durchweg eingehalten wird.

Datum: 25.01.2010 237 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Arsen - Wasserphase, P(84,1)

6 Konzentration [µg/l] 4

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Arsen (gelöst) Arsen (gesamt) Abbildung 5.59: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Arsen - Schwebstoffphase, P(84,1) 250

200

150

100 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Arsen

Abbildung 5.60: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Arsen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 238 Abschlussbericht

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5.2.2.4 Barium

Geogene Hintergrundwerte konnten bezüglich der Wasserphase nur für die Ba- Gesamtgehalte abgeleitet werden (Abbildung 5.61). Das Spektrum reicht hier von 65 µg/l (Moore und Moorauen) über 110 µg/l (salinar) bis hin zu 240 µg/l (silikatisch). Der in der Literatur beschriebene Wertebereich wird nur teilweise eingehalten (vgl. Ab- schnitt 5.1.4).

Lediglich für die sandig-tonige Gewässerlandschaft konnte ein natürlicher Feststoffge- halt von 574,2 mg/kg ermittelt werden. Damit wird der in der Literatur beschriebene Wertebereich nicht überschritten (vgl. Abschnitt 5.1.4).

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Barium - Wasserphase, P(84,1)

300

250

200

150

100 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Barium (gesamt) Abbildung 5.61: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Barium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.5 Beryllium

Die Abbildung 5.62 veranschaulicht die Verteilung der geogenen Schwankungsbreiten hinsichtlich der Be-Gehalte in der gelösten wie auch gesamten Wasserphase. Die berechneten Perzentile bewegen sich zwischen 0,025 µg/l (sandig-tonig) und 0,298 µg/l (silikatisch) in der gelösten Fraktion sowie zwischen 0,025 µg/l (Moore und Moorauen) und 0,352 µg/l (silikatisch) in der gesamten Fraktion. Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich nur teilweise eingehalten (vgl. Abschnitt 5.1.5).

Datum: 25.01.2010 239 Abschlussbericht

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In Bezug auf die Schwebstoffphase wird der geogene Hintergrundwert in der sandig- tonigen Gewässerlandschaft bei 5,2 mg/kg definiert. Bei den übrigen Gewässerland- schaften lagen keine auswertbaren Daten vor.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Beryllium - Wasserphase, P(84,1)

0,40

0,35

0,30

0,25

0,20

0,15 Konzentration [µg/l] 0,10

0,05

0,00 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Beryllium (gelöst) Beryllium (gesamt) Abbildung 5.62: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Beryllium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.6 Blei

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Blei liegen überwiegend unter 2 µg/l. Ausnahmen bilden die Gesamtgehalte in der silikatischen (7,9 µg/l), salinaren (14,8 µg/l) und sandig-tonigen Gewässerlandschaft (4,8 µg/l). Mit 3,6 µg/l wird der höchste natürliche Gehalt hinsichtlich der gelösten Pha- se in der metallogenen Landschaft definiert (Abbildung 5.63). Damit bleibt die Umwelt- qualitätsnorm von 7,2 µg/l (für die gelöste Phase) unangetastet. Hinsichtlich der Ge- samtgehalte wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich nur teilweise eingehalten. Beim Betrachten der Abbildung 5.62 fällt auf, dass in der metallogenen Gewässerland- schaft die geogenen Hintergrundwerte der gelösten Gehalte höher liegen als die der Gesamtgehalte. Dies ist erneut auf die ungleichmäßige Datenlage zurückzuführen (nPb gel. = 114 und nPb ges. = 1097).

Die geogenen Hintergrundgehalte für die Schwebstoffphase bewegen sich zwischen 73 mg/kg in der karbonatisch-dolomitischen und 349 mg/kg in der silikatischen Gewäs- serlandschaft (Abbildung 5.64). Die Zielvorgabe der LAWA für „aquatische Lebensge- meinschaften“ (Pb = 100 mg/kg) bleibt nur in den karbonatisch-dolomitischen wie in den Moorlandschaften unberührt.

Datum: 25.01.2010 240 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Blei - Wasserphase, P(84,1)

6 Konzentration [µg/l] 4

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Blei (gelöst) Blei (gesamt) Abbildung 5.63: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Blei - Schwebstoffphase, P(84,1) 400

350

300

250

200

150 Konzentration [mg/kg] 100

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Blei

Abbildung 5.64: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Blei in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 241 Abschlussbericht

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5.2.2.7 Cadmium

Die berechneten geogenen Schwankungsbreiten von Cadmium hinsichtlich der Ge- samtphase variieren zwischen 0,1 µg/l (karbonatisch-dolomitische Gewässerland- schaft) und 0,86 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Die gelöste Fraktion bewegt sich weitestgehend in einem ähnlichen Spektrum (Abbildung 5.65). Kritisch zu betrachten ist allerdings der Wert von 33,4 µg/l in der silikatischen Landschaft, die geprüfter Weise den Wasserbeschaffenheitsdaten der Schlenze (Schlüsselstollen) zuordenbar sind. Dieser Wert sollte nicht flächendeckend für die silikatische Gewässerlandschaft angewendet werden. Hinsichtlich der Gesamtgehalte bleibt die Umweltqualitätsnorm für Cadmium (1 µg/l) unberührt. In der silikatischen wie auch metallogenen Gewässerlandschaft treten höhere gelöste Gehalte als Gesamtgehalte auf. Die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis ergab erneut, dass ungleiche Analysenzahlen dafür verantwortlich sind. Außerdem zeigte die Prüfung, dass einige Gesamtgehalte im Rahmen der Datenbereinigung (durch die Hal- bierung der Werte kleiner der Nachweisgrenze) kleinere Werte annahmen als die der gelösten Gehalte.

Die Abbildung 5.66 zeigt die Verteilung der geogenen Cd-Gehalte bezogen auf die Schwebstoffphase. Das Spektrum reicht von 1,1 mg/kg in der karbonatisch- dolomitischen Gewässerlandschaft bis zu 18,3 mg/kg in der sandig-tonigen Gewässer- landschaft. Die Zielvorgaben der LAWA für die „aquatische Lebensgemeinschaft“ (Cd = 1,2 mg/kg) werden ausschließlich in der karbonatisch-dolomitischen Gewässer- landschaft eingehalten.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Cadmium - Wasserphase, P(84,1)

15 Konzentration [µg/l] 10

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Cadmium (gelöst) Cadmium (gesamt) Abbildung 5.65: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 242 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Cadmium - Schwebstoffphase, P(84,1) 20

6 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Cadmium

Abbildung 5.66: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Cadmium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil)

5.2.2.8 Chrom

Wie der Abbildung 5.67 zu entnehmen ist, lassen sich mit Ausnahme der sandig- tonigen Gewässerlandschaft sowie der Moorlandschaften die geogenen Hintergrund- konzentrationen für die gelöste Phase wie auch Gesamtgehalte einheitlich bei 1 µg/l definieren. Für die sandig-tonige Landschaft werden höhere Werte ausgewiesen: 1,2 µg/l (gelöst) und 2 µg/l (gesamt). Die Gewässerlandschaft der Moore und Moorau- en weist hingegen lediglich auf die Cr-Gesamtgehalte eine höhere geogene Beschaf- fenheit mit 1,2 µg/l auf. Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird eingehalten (Abschnitt 5.1.8).

Die geogenen Hintergrundkonzentrationen in der Schwebstoffphase (Abbildung 5.68) bewegen sich zwischen 88 mg/kg (karbonatisch-dolomitisch) und 197 mg/kg (Moore und Moorauen). Die Umweltqualitätsnorm von 640 mg/kg für Chrom bleibt damit unangetastet. Auch die Zielvorgabe der LAWA für das Schutzgut „aquatische Lebensge- meinschaft“ (Cr = 320 mg/kg) wird in keinem Fall überschritten.

Datum: 25.01.2010 243 Abschlussbericht

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Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Chrom - Wasserphase, P(84,1)

2,5

2,0

1,5

1,0 Konzentration [µg/l]

0,5

0,0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Chrom (gelöst) Chrom (gesamt) Abbildung 5.67: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Chrom - Schwebstoffphase, P(84,1) 250

200

150

100 Konzentration [mg/kg]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Chrom

Abbildung 5.68: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Chrom in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 244 Abschlussbericht

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5.2.2.9 Eisen

Die Ergebnisse der Auswertung nach SCHLEYER & KERNDORFF in Abbildung 5.69 zeigen, dass die höchsten geogenen Gehalte in Sachsen-Anhalt bezüglich dem gelösten Eisen in der salinaren Gewässerlandschaft (7021 µg/l) sowie bezüglich dem Fe- Gesamtgehalt in den Moorlandschaften (2268 µg/l) anzutreffen sind. Die gelöste wie auch gesamte Fraktion der verbleibenden Gewässerlandschaften übertrifft 1000 µg/l nicht. Der auffällig hohe Fe-Gehalt in der gelösten Phase der Salzlandschaften begründet sich erneut in der geringen Analysenanzahl der gelösten Gehalte und hohen Anzahl der Gesamtgehalte. Die Plausibilität der Daten in der Datenbank ist gewährleistet.

Die ermittelten geogenen Gehalte in der Schwebstoffphase variieren zwischen 36.910 mg/kg in der karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaft und 228.000 mg/kg in den Moorlandschaften.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Eisen - Wasserphase, P(84,1)

8000

7000

6000

5000

4000

3000 Konzentration [µg/l] 2000

1000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Eisen (gelöst) Eisen (gesamt) Abbildung 5.69: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 245 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Eisen - Schwebstoffphase, P(84,1) 250000

200000

150000

100000 Konzentration [mg/kg]

50000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und salinar sandig-tonig dolomitisch Moorauen

Eisen

Abbildung 5.70: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Eisen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.10 Kobalt

Entsprechend der Abbildung 5.71 verteilen sich die berechneten geogenen Hinter- grundkonzentrationen in den aggregierten Gewässerlandschaften wie folgt: In der ge- lösten Phase reichen die natürlichen Gehalte von 0,1 µg/l (salinar) über 0,47 µg/l (silikatisch) bis hin zu 1,15 µg/l (karbonatisch-dolomitisch). Hinsichtlich der Gesamtgehalte wird weitestgehend ein ähnliches Spektrum abgedeckt: von 0,1 µg/l (salinar) bis hin zu 1,75 µg/l (karbonatisch-dolomitisch). Einzige Ausnahme bildet die sandig-tonige Ge- wässerlandschaft mit 10 µg/l (gesamt). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich kann nur teilweise eingehalten werden (vgl. Abschnitt 5.1.10).

Daten zur Schwebstoffphase waren nur für die sandig-tonige Gewässerlandschaft ver- fügbar. Die geogene Hintergrundkonzentration liegt hier bei 36,8 mg/kg.

Datum: 25.01.2010 246 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kobalt - Wasserphase, P(84,1)

4 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kobalt (gelöst) Kobalt (gesamt) Abbildung 5.71: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kobalt in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.11 Kupfer

In den sächsisch-anhaltinischen Fließgewässern bewegen sich die natürlichen Hinter- grundgehalte für Kupfer (Abbildung 5.72) zwischen 1 µg/l und 18,6 µg/l (gelöste Frakti- on). Letzteres umfasst die silikatischen Gewässerlandschaften, die auch bezüglich der Cu-Gesamtgehalte hohe Werte aufweisen (19,1 µg/l). Übertroffen wird dieser jedoch noch von der salinaren Gewässerlandschaft mit 36 µg/l. Insgesamt betrachtet, heben sich die silikatische und salinare Landschaft erneut mit hohen geogenen Gehalten hervor. Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereiche (vgl. Abschnitt 5.1.11) wird häufig überschritten. Aufgrund deutlicher Unterschiede in der Anzahl der Datensätze kommt es bei zu wi- dersprüchlichen Ergebnissen, die in der metallogenen Gewässerlandschaft einen zu hohen geogenen Hintergrundwert hinsichtlich der gelösten Gehalte verursachen.

Der geogene Schwankungsbereich bei den Schwebstoffgehalten variiert zwischen 63,5 mg/kg (Moorlandschaften) und 601 mg/kg (Abbildung 5.73). Die Umweltqualitäts- norm von 160 mg/kg erfährt damit im Falle der silikatischen Gewässerlandschaft eine Überschreitung. Die LAWA-Zielvorgabe von 80 mg/kg wird nur in der karbonatisch- dolomitischen Gewässerlandschaft sowie in den Moorlandschaften eingehalten.

Datum: 25.01.2010 247 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kupfer - Wasserphase, P(84,1)

15 Konzentration [µg/l] 10

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kupfer (gelöst) Kupfer (gesamt) Abbildung 5.72: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Kupfer - Schwebstoffphase, P(84,1) 700

600

500

400

300

200 Konzentration [mg/kg]

100

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Kupfer

Abbildung 5.73: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Kupfer in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 248 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.2.2.12 Mangan

Die Abbildung 5.74 veranschaulicht die Verteilung der ermittelten geogenen Schwan- kungsbereiche von Mangan. Der überwiegende Teil der Gewässerlandschaften zeigt hinsichtlich der gelösten wie auch gesamten Fraktion der Wasserphase natürliche Konzentrationen bis zu 250 µg/l. Ausnahmen bilden die metallogene Gewässerland- schaft mit 745 µg/l (gelöst) und 370 µg/l (gesamt) sowie die Moorlandschaften mit 430 mg/l (gesamt). Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich bei einigen Gewässerlandschaften überschritten (vgl. Abschnitt 5.1.12). Beim Betrachten der Abbildung 5.74 fällt die hohe geogene Konzentration der gelösten Fraktion in der metallogenen Gewässerlandschaft auf. Diese ergibt sich nachweislich aus der bedeutend geringeren Anzahl an Datensätzen zu gelösten Gehalten (nMn, gel. = 32, nMn, ges. = 1174).

Entsprechend der Abbildung 5.75 bewegen sich die geogenen Mn-Gehalte in der Schwebstoffphase zwischen 2915 mg/kg (silikatische Gewässerlandschaft) und 30.896 mg/kg (Moorlandschaften).

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Mangan - Wasserphase, P(84,1)

800

700

600

500

400

300 Konzentration [µg/l] 200

100

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Mangan (gelöst) Mangan (gesamt) Abbildung 5.74: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 249 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Mangan - Schwebstoffphase, P(84,1) 35000

30000

25000

20000

15000

10000 Konzentration [mg/kg]

5000

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und salinar sandig-tonig dolomitisch Moorauen

Mangan

Abbildung 5.75: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Mangan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil)

5.2.2.13 Molybdän

Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Molybdän weisen für die beiden Fraktionen der Wasserphase nur geringe Unterschiede auf (Abbildung 5.76). Die Variationsbreite umfasst 0,5 µg/l bis ca. 7 µg/l. Hierbei stellen die silikatische und salinare Gewässerlandschaft die höchsten natürlichen Gehalte bereit. Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich teilweise nicht eingehalten (vgl. Ab- schnitt 5.1.13).

Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnte aufgrund der Datenlage lediglich ein Hinter- grundwert für die sandig-tonigen Gewässerlandschaften abgeleitet werden (5,2 mg/kg).

Datum: 25.01.2010 250 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Molybdän - Wasserphase, P(84,1)

3 Konzentration [µg/l] 2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Molybdän (gelöst) Molybdän (gesamt) Abbildung 5.76: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Molybdän in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.14 Nickel

Entsprechend der Abbildung 5.77 liegen die geogenen Hintergrundwerte für Nickel in der gelösten Wasserphase zwischen 2,9 µg/l (metallogen) und 11,5 µg/l (salinar). Hin- sichtlich der Ni-Gesamtgehalte wird ein Wertespektrum von 4 µg/l (karbonatisch- dolomitisch) bis 10 µg/l (salinar) bedient. Die salinare Gewässerlandschaft fällt damit erneut durch ihre hohen Werte auf. Die Umweltqualitätsnorm von 20 µg/l (gelöste Pha- se) bleibt allerdings unberührt. Damit wird der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich nicht überschritten (vgl. Abschnitt 5.1.14). Die erhöhten gelösten Ni-Gehalte in der karbonatisch-dolomitischen und salinaren Ge- wässerlandschaft lassen sich wiederum auf die ungleichen Anzahlen an Datensätzen zurückführen. Die Plausibilität der Daten ist geprüfter Weise gewährleistet.

Der Abbildung 5.78 nach ließen sich bezüglich der Schwebstoffphase geogene Hinter- grundgehalte für die Moorlandschaften (136,4 mg/kg), die karbonatisch-dolomitischen (49,1 mg/kg), die silikatischen (97 mg/kg) sowie die sandig-tonigen Gewässerland- schaften (110 mg/kg) ableiten. Die Zielvorgabe der LAWA mit 120 mg/kg für das Schutzgut „aquatische Lebensgemeinschaft“ bleibt weitestgehend unberührt (Ausnah- me: Moorlandschaften).

Datum: 25.01.2010 251 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Nickel - Wasserphase, P(84,1)

Konzentration [µg/l] 4

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Nickel (gelöst) Nickel (gesamt) Abbildung 5.77: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Nickel - Schwebstoffphase, P(84,1) 160

140

120

100

60 Konzentration [mg/kg] 40

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Nickel

Abbildung 5.78: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Nickel in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 252 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.2.2.15 Quecksilber

Die im Rahmen dieser Methode ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Quecksilber in der gelösten Fraktion liegen allesamt bei 0,01 µg/l (Abbildung 5.79). Die natürlichen Hg-Gesamtgehalte weisen Schwankungen von 0,025 µg/l bis 0,25 µg/l auf, wobei letzteres der salinaren Landschaft zugeordnet werden kann. Die Einhaltung der Umweltqualitätsnormen von 1 µg/l (Gesamtgehalt) ist damit lediglich teilweise gewähr- leistet. Hinsichtlich der gelösten Phase bleibt die Umweltqualitätsnorm von 0,05 µg/l unberührt.

Die geogenen Hg-Gehalte in der Schwebstoffphase variieren zwischen 0,4 mg/kg (karbonatisch-dolomitische Gewässerlandschaft) und 7,8 mg/kg (sandig-tonige Gewässer- landschaft). Die Ableitung geogener Hintergrundkonzentrationen (Schwebstoffphase) konnte in der metallogenen und salinaren Gewässerlandschaft aufgrund der Datenlage nicht durchgeführt werden. Die Zielvorgabe der LAWA für die „aquatische Lebensge- meinschaft“ (Hg = 0,8 mg/kg) wird lediglich in der karbonatisch-dolomitischen und silikatischen Gewässerlandschaft eingehalten werden.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Quecksilber - Wasserphase, P(84,1)

0,30

0,25

0,20

0,15

0,10 Konzentration [µg/l]

0,05

0,00 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Quecksilber (gelöst) Quecksilber (gesamt) Abbildung 5.79: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%- Perzentil)

Datum: 25.01.2010 253 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Quecksilber - Schwebstoffphase, P(84,1) 9

3 Konzentration [mg/kg] 2

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Quecksilber

Abbildung 5.80: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Quecksilber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%- Perzentil)

5.2.2.16 Selen

Die Abbildung 5.81 zeigt die Ergebnisse für Selen in der Wasserphase. Der überwie- gende Teil der Gewässerlandschaften verhält sich mit geogenen Werten von 0,5 µg/l (gelöst und gesamt) gleich. Ausnahmen stellen die silikatische und salinare Gewässer- landschaft dar. Für die gelöste Fraktion wurden hier geogene Konzentrationen bis zu 2,11 µg/l (silikatisch) und für die gesamte Fraktion bis zu 23 µg/l (salinar) ermittelt. Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich für Selen wird damit teilweise überschritten (vgl. Abschnitt 5.1.16).

Hinsichtlich der Schwebstoffphase wurde für die sandig-tonige Gewässerlandschaft eine natürliche Elementkonzentration abgeleitet (3,4 mg/kg).

Datum: 25.01.2010 254 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Selen - Wasserphase, P(84,1)

10 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Selen (gelöst) Selen (gesamt) Abbildung 5.81: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Selen in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.17 Silber

In den sächsisch-anhaltinischen Fließgewässern liegt die geogene Hintergrundkon- zentration für Silber flächendeckend bei 0,05 µg/l, was zugleich für die gelösten Gehal- te wie auch die Gesamtgehalte zutrifft. Insgesamt betrachtet wird für die Wasserphase der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich eingehalten (vgl. Abschnitt 5.1.17).

Die Ableitung geogener Hintergrundkonzentrationen für die Schwebstoffphase ließ sich lediglich für karbonatisch-dolomitische (1 mg/kg) und sandig-tonige Gewässerland- schaft (2,2 mg/kg) durchführen.

Datum: 25.01.2010 255 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Silber - Wasserphase, P(84,1)

0,06

0,05

0,04

0,03

0,02 Konzentration [µg/l]

0,01

0,00 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Silber (gelöst) Silber (gesamt) Abbildung 5.82: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Silber in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.18 Titan

Beim Betrachten der Abbildung 5.83 zeigt sich ein ähnliches Bild wie bei Silber. Die ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen zeigen keine Schwankungsbreiten und befinden sich damit bei einem Wert von 2,5 µg/l (gelöst und gesamt).

Für die Feststoffgehalte der Schwebstoffphase wird der geogene Hintergrundwert für Titan bei 834 mg/kg definiert, der sich aufgrund der Datenlage nur auf die sandig- tonigen Landschaften bezieht.

Datum: 25.01.2010 256 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Titan - Wasserphase, P(84,1)

3,0

2,5

2,0

1,5

1,0 Konzentration [µg/l]

0,5

0,0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Titan (gelöst) Titan (gesamt) Abbildung 5.83: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Titan in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.19 Thallium

Die Abbildung 5.84 vermittelt abgesehen von den Gesamtgehalten in der silikatischen und metallogenen Gewässerlandschaft einen einheitlichen Eindruck. Bei den meisten Gewässerlandschaften liegt der natürliche Gehalt in der gelösten wie auch gesamten Fraktion bei 0,025 µg/l. Bezüglich der Gesamtgehalte werden in der silikatischen Ge- wässerlandschaft 0,096 µg/l und in der metallogenen Gewässerlandschaft 0,1 µg/l als natürliche Konzentrationen identifiziert.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase kann ein geogener Hintergrundwert für die sandig- tonigen Landschaften (0,5 mg/kg) festgeschrieben werden. Zur Einordnung dieses Wertes kann lediglich das Qualitätskriterium gemäß der Berichterstattung zur EG- Richtlinie 76/464 mit einem Wert ≤ 4 mg/kg herangezogen werden. Für die übrigen aggregierten Gewässerlandschaften lagen keine Daten vor.

Datum: 25.01.2010 257 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Thallium - Wasserphase, P(84,1)

0,12

0,10

0,08

0,06

0,04 Konzentration [µg/l]

0,02

0,00 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Thallium (gelöst) Thallium (gesamt) Abbildung 5.84: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Thallium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.20 Uran

Die geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in der Wasserphase liegen über- wiegend unter 5 µg/l. Eine offensichtliche Ausnahme bildet der geogene Gehalt der silikatischen Gewässerlandschaft (42,2 µg/l). Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit nicht eingehalten. Beim Betrachten der Abbildung 5.85 fallen die widersprüchlichen Ergebnisse auf. Die Prüfung der zugrundeliegenden Datenbasis ergab, dass eine deutlich geringere Anzahl an Datensätze der gelösten Fraktion als an Datensätzen der Gesamtgehalte vorhanden ist. Die Plausibilität der Daten ist gewährleistet.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase wurden natürliche Elementkonzentrationen für die karbonatisch-dolomitische (1,27 mg/kg) sowie sandig-tonige Gewässerlandschaft (4,6 mg/kg) ermittelt.

Datum: 25.01.2010 258 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Uran - Wasserphase, P(84,1)

15 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Uran (gelöst) Uran (gesamt) Abbildung 5.85: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Uran in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.21 Vanadium

Die im Rahmen dieser Studie ermittelten geogenen Hintergrundkonzentrationen für Vanadium liegen in der gelösten Fraktion überwiegend bei 0,5 µg/l. Eine Ausnahme bildet nur die silikatische Gewässerlandschaft mit 4,75 µg/l. Hinsichtlich der Gesamt- gehalte wird die natürliche Elementkonzentration weitestgehend mit 5 µg/l definiert. Lediglich in der salinaren Gewässerlandschaft sowie in den Moorlandschaften wurde ein Wert von 0,5 µg/l ermittelt. Der in der Literatur beschriebene geogene Wertebereich wird damit eingehalten (vgl. Abschnitt 5.1.21).

Für die Schwebstoffphase waren auswertbare Daten lediglich für die sandig-tonige Gewässerlandschaft verfügbar. Dort beträgt der natürliche Gehalt 89,1 mg/kg.

Datum: 25.01.2010 259 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Vanadium - Wasserphase, P(84,1)

2 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Vanadium (gelöst) Vanadium (gesamt) Abbildung 5.86: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Vanadium in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

5.2.2.22 Zink

Die Abbildung 5.87 zeigt die Ergebnisse der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte für Zink. Hinsichtlich der gelösten Gehalte konnten lediglich für die karbonatisch- dolomitische (38 µg/l), silikatische (55,7 µg/l), metallogene (75,3 µg/l) und sandig- tonige Gewässerlandschaft (26 µg/l) geogene Gehalte ermittelt werden. Der geogene Schwankungsbereich bei den Gesamtgehalten variiert zwischen 21 µg/l (metallogene Gewässerlandschaft) und 202,3 µg/l (salinare Gewässerlandschaft). Insgesamt betrachtet, wird in der Wasserphase nur teilweise der in der Literatur beschriebene Wer- tebereich eingehalten (vgl. Abschnitt 5.1.22). Die erhöhten gelösten Zn-Gehalte in der karbonatisch-dolomitischen und salinaren Gewässerlandschaft lassen sich wiederum auf die ungleichen Anzahlen an Datensät- zen zurückführen. Die Plausibilität der Daten ist geprüfter Weise gewährleistet.

Für die Schwebstoffphase konnten natürliche Elementkonzentrationen für Zink in der karbonatisch-dolomitischen (333 mg/kg), silikatischen (1624 mg/kg) und sandig- tonigen Gewässerlandschaft (1950 mg/kg) sowie in den Moorlandschaften (1030 mg/kg) abgeleitet werden (Abbildung 5.88). Abgesehen von der karbonatisch- dolomitischen Gewässerlandschaft kann damit die Umweltqualitätsnorm (800 mg/kg) nach der EU-Wasserrahmenrichtlinie nicht eingehalten werden. Die Zielvorgabe der LAWA (Zn = 400 mg/kg) für die „aquatische Lebensgemeinschaft“ bleibt hinsichtlich der karbonatisch-dolomitischen Gewässerlandschaft unberührt.

Datum: 25.01.2010 260 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zink - Wasserphase, P(84,1)

250

200

150

100 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zink (gelöst) Zink (gesamt) Abbildung 5.87: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zink - Schwebstoffphase, P(84,1) 2500

2000

1500

1000 Konzentration [mg/kg]

500

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zink

Abbildung 5.88: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zink in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Schwebstoffphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 261 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

5.2.2.23 Zinn

Entsprechend den Ergebnissen dieser Auswertung (Abbildung 5.89) liegen in Sach- sen-Anhalt für Zinn relativ einheitliche geogene Hintergrundkonzentrationen vor. Es liegt für alle aggregierten Gewässerlandschaften ein einheitlicher Hintergrundwert für die gelöste Phase vor (0,5 µg/l). Abgesehen von den Moorlandschaften lässt sich ebenso ein einheitlicher Wert hinsichtlich der Sn-Gesamtgehalte definieren (25 µg/l). Entsprechend liegt der geogene Gesamtgehalt in der Gewässerlandschaft der Moore und Moorauen bei 0,5 µg/l.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase konnten natürliche Hintergrundgehalte für die karbonatisch-dolomitische (5 mg/kg) sowie für die sandig-tonige Gewässerlandschaft (21,2 mg/kg) abgeleitet werden. In den anderen Gewässerlandschaften standen keine auswertbaren Daten zur Verfügung. Als Qualitätskriterium für partikuläres Zinn kann ein Wert von ≤ 20 mg/kg (EG-Richtlinie 76/464) herangezogen werden. Dieser Wert wird vom ermittelten geogenen Hintergrundwert in der sandig-tonigen Gewässerland- schaft nicht eingehalten.

Geogene Hintergrundwerte in den aggregierten Fließgewässerlandschaften Zinn - Wasserphase, P(84,1)

10 Konzentration [µg/l]

0 karbonatisch- silikatisch metallogen Moore und Moorauen salinar sandig-tonig dolomitisch

Zinn (gelöst) Zinn (gesamt) Abbildung 5.89: Verteilung der geogenen Hintergrundkonzentrationen von Zinn in den aggregierten Fließgewässerlandschaften (Wasserphase, 84,1%-Perzentil)

Datum: 25.01.2010 262 Abschlussbericht

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5.3 Vergleich der ermittelten Ergebnisse

Im Folgenden werden die Ergebnisse der Auswertungen entsprechend des Abschnitts 5.1 und des Abschnitts 5.2.2 verglichen. Beide Auswertungen beruhen hierbei auf der genetischen Datenklassifikation der aggregierten Gewässerlandschaften. Der wesent- lichste Unterschied der methodischen Ansätze ist - neben dem jeweiligen Ableitungs- kriterium - der zugrundeliegende Datenpool, wobei bei der Methode nach SCHLEYER & KERNDORFF der gesamte Datenpool in die Berechnung der geogenen Hintergrundwerte einging und im Rahmen der statistischen Auswertung lediglich ein als potentiell geogen identifizierter Datenpool. Die Tabelle 5.4 fasst die wesentlichen Kriterien der angewendeten Methoden kurz zusammen.

Tabelle 5.4: Methodenspezifische Kriterien bei der Ableitung der geogenen Hintergrund- werte Auswertung nach Kriterium Statistische Auswertung Schleyer & Kerndorff Aggregierte Fließgewässerlandschaften nach SCHNEIDER et Genetische Datenklassifikation al. (2003) Präselektion des Datenbe- Ja Nein stands (vgl. Abschnitt 4.4) Statistische Kenngrößen zur 50%-Perzentilwert (Median) Ableitung der geogenen Hin- 84,1%-Perzentilwert 90%-Perzentilwert tergrundwerte

Um die Ergebnisse beider Methoden anschaulich vergleichen zu können, wurden die Abweichungen der einzelnen Elemente in der jeweiligen Gewässerlandschaft berechnet. Der Vergleich erfolgt in den folgenden drei Tabellen, wobei die angegebenen Wer- te die Faktoren darstellen, die das Vielfache des Basiswertes wiedergeben. Der Ba- siswert wird hierbei von den Ergebnissen der statistischen Auswertung (P50) repräsen- tiert, da schon während der Auswertung der Ergebnisse ersichtlich wurde, dass die Ergebnisse der Auswertung nach SCHLEYER & KERNDORFF teilweise um ein Vielfaches höher liegen als die der statistischen Auswertung (P50).

Die Tabelle 5.6 zeigt die Analyse der Faktoren im Hinblick auf die Gesamtgehalte in der Wasserphase und die Tabelle 5.7 im Hinblick auf die gelösten Gehalte in der Was- serphase. In Tabelle 5.8 werden die ermittelten Faktoren in Bezug auf die Schweb- stoffphase wiedergegeben.

Zur Veranschaulichung wurden die Faktoren entsprechend ihres Wertes klassifiziert und farblich hervorgehoben (Tabelle 5.5).

Datum: 25.01.2010 263 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Tabelle 5.5: Klassifizierung und Farbgebung der Faktoren Faktor Beschreibung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist kleiner als der HGW der <1 statistischen Auswertung HGW der statistischen Auswertung entspricht dem HGW der Auswertung nach 1,00 Schleyer & Kerndorff (Identische Hintergrundwerte) HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >1 bis 2fache größer >1…2 als der HGW der statistischen Auswertung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >2 bis 4fache größer >2...4 als der HGW der statistischen Auswertung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >4 bis 6fache größer >4…6 als der HGW der statistischen Auswertung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >6 bis 8fache größer >6…8 als der HGW der statistischen Auswertung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >8 bis 10fache größer >8…10 als der HGW der statistischen Auswertung HGW der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff ist um >10fache größer als >10 der HGW der statistischen Auswertung

Tabelle 5.6: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Wasserphase – gesamt) Aggregierte Fließgewässerlandschaften Wasserphase (gesamt) Karbonatisch- Moore / sandig- dolomitisch silikatisch metallogen Moorauen salinar tonig Aluminium 2,48 3,27 2,15 3,29 2,27 15,18 Antimon 50,00 50,00 50,00 1,00 50,00 50,00 Arsen 1,67 12,80 53,51 1,20 2,09 11,20 Barium 1,33 2,18 3,15 1,21 8,46 1,36 Beryllium 6,60 6,13 1,05 1,00 5,17 1,00 Blei 2,60 7,90 4,00 2,60 29,60 9,60 Cadmium 4,00 8,00 1,71 4,80 5,39 13,20 Chrom 1,00 1,00 1,00 2,40 1,00 2,00 Eisen 7,39 8,06 3,33 2,64 0,20 1,17 Kobalt 17,50 7,70 1,00 4,19 1,00 43,48 Kupfer 3,40 6,82 3,40 3,40 4,61 7,20 Mangan 3,92 2,45 5,44 2,26 0,21 1,13 Molybdän 1,00 8,51 1,00 2,12 13,78 2,60 Nickel 4,00 3,25 5,53 7,20 1,49 6,60 Quecksilber 4,44 5,20 2,00 1,00 25,00 18,00 Selen 1,00 46,00 1,05 1,00 1,70 1,00 Silber 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Titan 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Thallium 1,00 3,83 4,00 1,00 1,00 1,00 Uran 1,07 33,77 1,00 2,60 3,72 15,20

Datum: 25.01.2010 264 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

Aggregierte Fließgewässerlandschaften Wasserphase (gesamt) Karbonatisch- Moore / sandig- dolomitisch silikatisch metallogen Moorauen salinar tonig Vanadium 10,00 1,79 1,82 1,00 1,00 10,00 Zink 5,00 5,52 4,20 7,40 2,89 16,40 Zinn 50,00 50,00 50,00 1,00 50,00 50,00

In der Tabelle 5.6 sind die berechneten Faktoren hinsichtlich der Gesamtgehalte in der Wasserphase dargestellt. Es wird hierbei deutlich, welche Elemente eine gleiche oder annähernd gleiche Bewertung durch die Anwendung der zwei unterschiedlichen Me- thoden erfuhren (dunkel- und hellgrüne Farbgebung). Dies betrifft insbesondere Silber und Titan. Hier konnte in allen Gewässerlandschaften der gleiche geogene Hinter- grundwert für ein Element abgeleitet werden. Wesentlich häufiger treten einzelne element- und gewässerlandschaftsspezifische Übereinstimmungen auf. Zu nennen sind beispielhaft Zinn (Moorlandschaften), Uran (metallogene Gewässerlandschaft) oder auch Beryllium (sandig-tonige Gewässerlandschaft). Im Gegensatz dazu wurden zum Teil beachtlich hohe Faktoren festgestellt: zum Bei- spiel betrifft dies Antimon und Zinn in der karbonatisch-dolomitischen, silikatischen, metallogenen, salinaren sowie sandig-tonigen Gewässerlandschaft. Die ermittelten geogenen Hintergrundwerte nach dem Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF liegen demnach um das 50fache höher als die ermittelten natürlichen Gehalte entsprechend der statistischen Auswertung. Auch hier treten element- und gewässerlandschaftsspe- zifisch einzelne hohe Faktoren auf. Am augenscheinlichsten ist hierbei Selen. Nur in der silikatischen Gewässerlandschaft können immense Abweichungen festgestellt werden. Der geogene Hintergrundwert nach SCHLEYER & KERNDORFF übertrifft den geogenen Hintergrundwert der statistischen Auswertung um das 46fache (rot). In den verbleibenden Landschaften treten hinsichtlich Selen weitestgehend übereinstimmen- de Werte auf (grün).

Ausschließlich in der salinaren Gewässerlandschaft wurden für Eisen und Mangan geringere geogene Hintergrundkonzentrationen mittels der Auswertung nach SCHLEYER & KERNDORFF ermittelt.

Insgesamt betrachtet, wird deutlich, dass beim Vergleich beider Methoden in der Was- serphase (Gesamtgehalte) nicht selten identische (35 Übereinstimmungen) oder nahezu identische (17 Übereinstimmungen) geogene Hintergrundkonzentrationen abgeleitet wurden. Wohingegen bei 84 Werten zum Teil beachtliche Abweichung (maximaler Fak- tor = 53,51 bei Arsen in der metallogenen Gewässerlandschaft) festgestellt wurden.

Die häufigsten Abweichungen lassen sich in der silikatischen und salinaren Gewässer- landschaft identifizieren. Die höchste Abweichung ist, wie bereits erwähnt, in der metallogenen Gewässerlandschaft anzutreffen.

Die Ergebnisse der Tabelle 5.6 bestätigen, dass hinsichtlich der Gesamtgehalte in der Wasserphase die ermittelten geogenen Hintergrundwerte nach SCHLEYER & KERNDORFF einer kritischen Betrachtung unterzogen werden sollten. Dies geht verein- zelt bereits aus der ersten Auswertung (vgl. Abschnitt 5.2.2) hervor, wonach zum Teil die in der Literatur recherchierten geogenen Wertebereiche nicht eingehalten werden konnten. Dies ist überwiegend auf den zugrundeliegenden Datenpool zurückzuführen,

Datum: 25.01.2010 265 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

wonach alle vorhandenen Datensätze - ohne jegliche Vorauswahl - in die Bewertung einflossen. Damit werden die häufig sehr hohen geogenen Hintergrundwerte stark durch die anthropogen beeinflussten Analysenwerte beeinflusst.

Tabelle 5.7: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Wasserphase – gelöst)

Wasserphase Aggregierte Fließgewässerlandschaften (gelöst) karbonatisch- Moore / dolomitisch silikatisch metallogen Moorauen salinar sandig-tonig Aluminium 1,00 1,11 4,76 1,00 66,36 2,76 Antimon 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Arsen 1,82 10,00 1,32 2,40 7,49 11,60 Beryllium 2,15 5,68 1,06 1,00 2,68 1,00 Blei 1,00 3,16 3,60 1,00 2,00 1,00 Cadmium 2,15 1337,52 2,55 1,00 22,04 8,00 Chrom 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,20 Eisen 18,76 2,31 4,25 1,94 280,83 1,04 Kobalt 11,51 4,69 1,00 3,79 1,00 4,00 Kupfer 1,00 18,55 12,00 1,00 1,00 4,00 Mangan 21,32 1,00 74,50 1,90 4,28 1,03 Molybdän 1,00 8,51 1,00 2,12 14,13 1,00 Nickel 2,29 4,03 2,90 4,10 1,65 4,70 Quecksilber 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Selen 1,00 2,72 1,00 1,00 1,63 1,00 Silber 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Titan 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Thallium 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 Uran 2,06 3,33 1,00 3,83 4,09 5,20 Vanadium 1,00 9,49 1,00 1,00 1,00 1,00 Zink 1,00 - - - - - Zinn 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00

Die Werte in der Tabelle 5.7 stellen die ermittelten Faktoren für die gelösten Gehalte in der Wasserphase dar. Auffällig ist, dass mehr Faktoren mit dem 1,0 auftreten, d.h. mehr Übereinstimmungen zwischen den ermittelten geogenen Hintergrundwerten angetroffen werden können. Für Antimon, Chrom, Quecksilber, Silber, Titan Thallium und Zinn wurden mit beiden methodischen Ansätzen exakt dieselben Hintergrundwerte ermittelt. Im Gegensatz dazu zeigen die ermittelten Werte teilweise immense Faktoren. Beispielhaft sind hierfür Aluminium in der salinaren Landschaft (66,36x) und Cadmium in der silikatischen Ge- wässerlandschaft (1337,5x). Die häufigen Übereinstimmungen der ermittelten geogenen Hintergrundwerte bei den gelösten Gehalten sind mit deren geringen Datenverfügbarkeit in Verbindung zu bringen.

Insgesamt betrachtet, wird deutlich, dass beim Vergleich beider Methoden in der Was- serphase (Gesamtgehalte) überwiegend identische (69 Übereinstimmungen) oder nahezu identische (12 Übereinstimmungen) geogene Hintergrundkonzentrationen abge-

Datum: 25.01.2010 266 Abschlussbericht

Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

leitet wurden. Wohingegen bei 46 Werten zum Teil beachtliche Abweichung (maximaler Faktor = 53,51 bei Arsen in der metallogenen Gewässerlandschaft) festgestellt wurden.

Tabelle 5.8: Ermittelte Faktoren im Rahmen des Vergleichs der abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (Schwebstoffphase)

Aggregierte Fließgewässerlandschaften Schwebstoff- karbonatisch- Moore / sandig- phase silikatisch metallogen salinar dolomitisch Moorauen tonig Antimon - - - - - 1,00 Arsen - 13,50 - 1,13 - 8,38 Barium - - - - - 1,11 Beryllium - - - - - 3,44 Blei - 7,42 - 1,34 - 5,58 Bor - - - - - 2,19 Cadmium - 29,32 - 1,20 - 20,33 Chrom - 2,30 - 1,57 - 2,11 Eisen - 1,40 - 1,11 - 1,36 Kobalt - - - - - 2,30 Kupfer - 6,75 - 1,30 - 2,74 Mangan - 2,87 - 1,84 - 2,78 Molybdän - - - - - 5,19 Nickel - 3,46 - 1,31 - 3,10 Quecksilber - 1,41 - 1,67 - 38,90 Selen - - - - - 3,45 Silber - - - - - 4,40 Titan - - - - - 1,51 Thallium - - - - - 1,00 Uran - - - - - 3,82 Vanadium - - - - - 1,59 Zink - 6,25 - 1,21 - 6,14 Zinn - - - - - 4,24

Die Tabelle 5.8 gibt schließlich noch die ermittelten Faktoren hinsichtlich der schwebstoffgebundenen Fraktion wieder. Es zeigt sich, dass bezüglich der Moorlandschaften die geringsten Abweichungen zwischen beiden methodischen Ansätzen bestehen. Der ermittelte geogene Hintergrundwert (P84,1) liegt um das 1 bis 2fache höher als der P50. In der sandig-tonigen Gewässerlandschaft ist die Datenlage am umfangreichsten. Die P84,1-Werte überschreiten die P50-Werte häufig um das 2 bis 4fache. Besonders auf- fällig zeigen sich die Faktoren für Quecksilber (39x) und Cadmium (20x). Die silikatische Gewässerlandschaft weist insbesondere für Arsen und Cadmium hohe Faktoren auf. Ferner wird hier ähnlich wie in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft ein breites Faktorenspektrum angetroffen, womit die Unterschiedlichkeit der methodischen Ansätze zur Ermittlung geogener Hintergrundwerte anschaulich dargelegt wird.

Hinsichtlich der Schwebstoffphase kann festgehalten werden, dass insgesamt betrachtet eine sehr defizitäre Datenlage vorliegt.

Datum: 25.01.2010 267 Abschlussbericht

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5.4 Ergebnisse der Auswertung der Sedimentdaten (Geoakkumulationsindex)

Die Bewertung der Sedimentdaten erfolgte nach dem Geoakkumulationsindex (MÜLLER, 1979). Analog der beschriebenen Vorgehensweise in Abschnitt 2.7.6 und 3.2.4 kam folgende Berechnungsgrundlage zur Anwendung:

cn I geo = log 2 5,1 ⋅ Bn

Dabei ergibt sich die Konzentration cn aus dem ermittelten element- und messstellenspezifischen Median. Der Background Bn wurde in der Literatur recherchiert. Bei der Auswahl der regionalen geogenen Hintergrundkonzentrationen war von Bedeutung, dass diese den auswertbaren Messstellen räumlich möglichst genau zuordenbar waren. Die Anlage 6.3.2 liefert eine detaillierte Übersicht zu den recherchierten Hinter- grundwerten und den zugehörigen Messstellen. Dabei kam überwiegend der geogene Hintergrundwert der Elberegion „Elbe-GHW“ (PRANGE et al., 1997) zur Anwendung (siehe Tabelle 5.9). Ebenso hätte der „Elbe-GHW“ für das gesamte Messstellenkollek- tiv eingesetzt werden können, da sich nahezu alle Messstellen im Elbe-Einzugsgebiet befinden. Es wurde allerdings Wert darauf gelegt ein möglichst detailliertes Abbild der geogenen Hintergrundwerte im Sinne der Teileinzugsgebiete zu schaffen. Auch wenn die Ergebnisse von PRANGE et al. (1997) zeigen, dass es für das Einzugsgebiet der Elbe nur geringe regionale Einflüsse auf die Verteilung der Elemente gibt. Lediglich einige Elemente zeigen regionale Unterschiede. Dazu zählen bspw. Mangan, Cadmi- um, Zinn und Blei. Die Uniformität der Auensedimente wird durch die Größe der Ein- zugsgebiete der Elbe, aber auch schon durch die Größe der betrachteten drei Teilein- zugsgebiete (Hradec Králové, Roudnice und Tangermünde) begründet (PRANGE et al., 1997). Demnach ist das Elbtal als Sammelbacken für vielerlei Sedimente anzusehen. Umso mehr Sedimente ins Elbtal erodiert werden, umso stärker werden regionale Ein- flüsse ausgeglichen (PRANGE et al., 1997).

Tabelle 5.9: Anzahl der auswertbaren Messstellen (Sediment/schwebstoffbürtiges Sedi- ment) unter Angabe der zugeordneten regionalen geogenen Hintergrund- werte Regionale geogene Hintergrundwerte Anzahl auswertbarer Messstellen Elberegion (PRANGE et al., 1997) 56 Harz (RENTZSCH et al., 1984) 5 Tangermünde (PRANGE et al., 1997) 1 Flussgebiet Weiße Elster (MÜLLER et al., 2003) 3 Flussgebiet Saale (MÜLLER et al., 2003) 13 Vereinigte Mulde (KUNZ et al., 2000) 6

Im Zuge der Recherche regionaler geogener Hintergrundwerte wurde die räumliche Gliederung des Harzes in deren geochemische Landschaften nach RENTZSCH et al. (1984) digitalisiert. Dies war erforderlich, um den Messstellen des Harzes die dort auf- geführten geogenen Hintergrundwerte zuordnen zu können. Die Digitalisierung und Georeferenzierung gestaltete sich schwierig, da die Unterlagen (insbesondere das Kar- tenwerk) der geochemischen Prospektion nicht vollständig vorlagen. Die nachfolgende

Datum: 25.01.2010 268 Abschlussbericht

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Abbildung 5.90 zeigt die digitalisierten geochemischen Landschaften des Harzes. Auch wenn einige Flächen keine Zuordnung erfuhren, mindert dies die Auswertung der Se- dimentdaten nur gering. Wie der Anlage 5.2 zu entnehmen ist, befinden sich nur wenige auswertbare Messstellen (Sediment/schwebstoffbürtiges Sediment) im Harz.

Abbildung 5.90: Geochemischen Landschaften des Harzes – Einteilung nach RENTZSCH et al. (1984)

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Wie bereits angedeutet, gingen in die Auswertung jene Messstellen ein, denen die Probenart „Sediment“ innewohnte. Des Weiteren wurden auch die Messstellen einbezogen, die Analysen zu so genannten schwebstoffbürtigen Sedimenten bereitstellten. Dies betraf konkret die Probenart „Schwebstoff MMP Becken“. Hierbei handelt es sich ausschließlich um Monatsmischproben sedimentierter Schwebstoffe der automatischen Messstationen an der Elbe, Saale, Mulde sowie Spittelwasser. Dazu wird Flusswasser in Sedimentationsbecken gepumpt, wobei sich auf diese Weise ca. 20 - 30% der Schwebstoffe absetzen (ARGE Elbe, 2009). Der so gewonnene Schlick wird monatlich einmal abgeführt und analysiert. Aufgrund der Beprobungsart wird auch von frischen schwebstoffbürtigen Sedimenten gesprochen (ARGE Elbe, 2009). Von insgesamt 100 Messstellen, denen diese Probenarten zugeordnet werden konnten, gingen schließlich 84 Messstellen in die Auswertung ein (siehe Anlage 5.2). Die Reduktion begründet sich hierbei im Fehlen relevanter Feststoffkonzentrationen einiger Datensätze. Die Anlage 6.3.1 gibt einen Überblick über die auswertbaren Messstellen, einige relevante Stammdaten sowie deren Datenlage pro Parameter. Für die Bewertung der Sedimente mithilfe des Geoakkumulationsindex standen an den untersuchten Messstellen Daten für folgende Schwermetalle zur Verfügung (Tabelle 5.10):

Tabelle 5.10: Überblick zum Datenumfang (Anzahl) hinsichtlich der Schwermetalle im Sediment/schwebstoffbürtige Sediment Anzahl Datensätze <10 10…50 50..100 1700…1900 Schwermetall Li Ba, Co, Ag Sb, Se, U Mn, Fe, Hg, Cd, Cu, Zn, As, Pb, Cr, Ni

Die Bewertung der Sedimente erfolgte zum einen unter Verwendung regionaler Hinter- grundwerte und zum anderen unter Verwendung des Tongesteinsstandards nach TUREKIAN & WEDEPOHL (1961). Die Ergebnisse werden in der Anlage 6.3.3 sowie Anla- ge 6.3.4 umfassend dargestellt.

Sedimentbewertung mit dem Igeo-Index (Verwendung regionaler Hintergrundwer- te)

Die Anlage 6.3.3 zeigt die Ergebnisse der Bewertung der Sedimente unter Verwen- dung regionaler Hintergrundwerte (vgl. Anlage 6.3.2). Die Einstufung in Igeo-Klassen erlaubt bei Anwendung regionaler Hintergrundwerte eine fundierte ökologische Bewer- tung im Sinne der üblichen Bezeichnung der Igeo-Klasse 0 als „praktisch unbelastet“ bis 6 als „übermäßig belastet“. Die Bewertung erfolgt damit in erster Linie nicht vom ökoto- xikologischen Standpunkt aus, sondern vom Anreicherungs- bzw. Belastungsfaktor her, einem allgemeinen, umweltgeochemischen Maß.

Wie der Anlage 6.3.3 zu entnehmen ist, sind die Sedimente hinsichtlich der Antimon- gehalte mäßig-stark belastet (Igeo-Klasse 3) bis übermäßig belastet (Igeo-Klasse 6). Die- se Belastung beschränkt sich ausschließlich auf die Dornburger Alte Elbe, was darin begründet liegt, dass nur hier Antimongehalte erfasst wurden.

Die Flusssedimente Sachsen-Anhalts sind bezüglich der Arsengehalte als überwie- gend unbelastet-mäßig belastet bis mäßig belastet einzustufen. Lokal werden Konzent- rationen einer mäßig-starken bis hin zu einer starken Belastung vorgefunden. Dies

Datum: 25.01.2010 270 Abschlussbericht

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betrifft insbesondere Abschnitte der Mulde und des Spittelwassers, ferner auch Ab- schnitte der Dornburger Alten Elbe sowie Wipper.

Bariumgehalte im Sediment wurden nur an Saale und Elbe ermittelt. Sie weisen durchweg maximal eine geringe Belastung (Igeo-Klasse 0 bis 1) auf. Die Sedimente der untersuchten Fließgewässermessstellen Sachsen-Anhalts sind überwiegend deutlich mit Blei angereichert. Besonders hohe Akkumulationen werden in der Wipper (Igeo-Klasse 5), Bode und Spittelwasser (Igeo-Klasse 4) sowie Saale (Igeo- Klasse 2 bis 4) angetroffen. Des Weiteren sind mäßig bis starke Anreicherungen (Igeo- Klasse 2 bis 3) in Elbe, Mulde und Weiße Elster zu verzeichnen.

In den Sedimenten werden bei über 50% der untersuchten Messstellen extrem hohe Cadmiumanreicherungen festgestellt. Besonders stark belastet zeigen sich hierbei die Bode, Mulde (stark - übermäßig belastet) sowie das Spittelwasser und die Wipper (bis hin zu übermäßig belastet). Die Elbe (Igeo-Klasse 3 bis 5) und Saale (Igeo-Klasse 2 bis 6) weisen eine messstellenspezifische Heterogenität auf, wobei beide Fließgewässer als überwiegend stark belastet identifiziert werden können. Abgesehen von der Dorn- burger Alten Elbe kann jeder untersuchten Fließgewässermessstelle eine deutliche Cadmiumanreicherung zugeschrieben werden.

Die Flusssedimente Sachsen-Anhalts sind bezüglich der Chromgehalte weitgehend als unbelastet bis mäßig belastet einzustufen. Lediglich vereinzelte Messstellen weisen eine erhöhte Anreicherung (Igeo-Klasse 2 bis 3) auf. Dies betrifft Messstellen an der Ilse, Saale, Spittelwasser und Weiße Elster.

Hinsichtlich der Eisen- und Kobaltgehalte sind die Sedimente der untersuchten Fließ- gewässermessstellen nahezu vollständig als unbelastet einzustufen, wobei diese Pa- rameter lediglich bei der Dornburger Alten Elbe bewertet werden konnten. Lokale Kon- zentrationserhöhungen für Kobalt wurden in einem Untersuchungsgebiet (Krebsge- wässer) der Dornburger Alten Elbe nachgewiesen (Igeo-Klasse 2). Hingegen sind die Sedimente sächsisch-anhaltinischer Fließgewässer in Bezug auf Kupfer deutlich belastet. Lokal extrem erhöht, zeigt sich die Wipper (Igeo-Klasse 5 bis 6). Aber auch die Ilse, Bode und das Spittelwasser weisen lokalspezifisch stark erhöh- te Kupfergehalte auf (Igeo-Klasse 3 bis 4). Ferner werden in der Elbe, Mulde und Saale erhöhte Akkumulationen (Igeo-Klasse 2 bis 3) vorgefunden.

Für die Bewertung von Lithium in Sedimenten konnte nur eine Messstelle herangezogen werden, wobei keine Belastung festgehalten werden kann (Igeo-Klasse 0). Die Sedimente der untersuchten Fließgewässermessstellen Sachsen-Anhalts sind bezogen auf die Mangangehalte überwiegend unbelastet bis mäßig belastet (Igeo-Klasse 0 bis 1). Lokal erhöhte Akkumulationen treten an der Mulde, der Weißen Elster und der Schwarzen Elster sowie am Spittelwasser auf (Igeo-Klasse 2 bis 4). Im Hinblick auf die Nickelgehalte offenbart sich ein ähnliches Bild: Bis auf wenige Ausnahmen werden überwiegend unbelastete bis mäßig belastete Sedimente angetroffen. Als mäßig-stark belastet (Igeo-Klasse 3) zeigt sich insbesondere die Wipper und Ilse. Die Sedimente der Mulde weisen eine mäßige Belastung auf (Igeo-Klasse 2).

Beim Betrachten der Quecksilbergehalte sind die Sedimente der untersuchten Mess- stellen außerordentlich belastet. Ein Großteil der Messstellen an der Saale weist eine

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übermäßige Belastung (Igeo-Klasse 6) auf. Ein ähnliches Bild zeigt sich auch bei der Mulde (Igeo-Klasse 3 bis 6). Stark erhöhte Akkumulationen werden aber auch in der Bode, Wipper und Weißen Elster erreicht (Igeo-Klasse 3 bis 5).

Silbergehalte wurden lediglich an jeweils einer Messstelle in Elbe und Mulde erfasst. Sie werden als mäßig-stark belastet (Mulde) und stark-übermäßig belastet (Elbe) bewertet. Die Urangehalte in Sedimenten wurden ebenfalls nur an wenigen Messstellen untersucht. Im Gegensatz zum Silber sind die Sedimente allerdings weitgehend unbelastet (Igeo-Klasse 0 bis 1).

In den Sedimenten der sächsisch-anhaltinischen Fließgewässer wird bei der Mehrzahl der Messstellen eine sehr deutliche Zinkanreicherung beobachtet. Besonders hohe Akkumulationen werden in der Wipper und im Spittelwasser vorgefunden (Igeo-Klasse 3 bis 5). Ein unwesentlich geringeres Konzentrationsniveau wird in der Elbe, Saale, Ha- vel, Ilse, Mulde, Schwarze und Weiße Elster (Igeo-Klasse 2 bis 4) erreicht. Die Dornbur- ger Alte Elbe zeigt sich hingegen weitgehend unbelastet (überwiegend Igeo-Klasse 0).

Einen zusammenfassenden Überblick über die Belastungssituation der Fließgewäs- sersedimente Sachsen-Anhalts gibt die Abbildung 5.91.

Belastungssituation der Sedimente Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand regionaler Hintergrundwerte) 100%

80%

60%

40%

20%

0% Sb As Ba Pb Cd Cr Fe Co Cu Li Mn Ni Hg Ag U Zn praktisch unbelastet unbelastet - mäßig belastet mäßig belastet mäßig - stark belastet stark belastet stark - übermäßig belastet übermäßig belastet

Abbildung 5.91: Häufigkeitsverteilung der Igeo-Klassen in den Sedimenten/schwebstoffbürtig- en Sedimenten der Fließgewässer Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand regionaler Hintergrundwerte)

Die Abbildung 5.91 zeigt deutlich, dass die Sedimente hauptsächlich durch Antimon, Blei, Cadmium, Quecksilber und Zink stark belastet sind. Eine repräsentative Aussage zu Silber ist nicht möglich, da nur zwei Messstellen zur Verfügung standen. Insbeson-

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dere Quecksilber weist die stärkste Akkumulation in den Sedimenten auf. Nur rund 10% der Messstellen lassen sich als praktisch unbelastet bis unbelastet-mäßig belastet einstufen. Während Arsen, Chrom, Kobalt, Mangan und Nickel lokalspezifisch noch in erhöhten Gehalten auftreten, zeigen die Sedimente hinsichtlich Barium, Eisen, Lithium und Uran keine oder nur geringe Belastungen. In der Tabelle 5.11 werden die Fließgewässer mit ihren Hauptbelastungen zusammenfassend dargestellt.

Tabelle 5.11: Hauptbelastungsfaktoren einzelner Fließgewässer Fließgewässer Schwermetall Bode As, Pb, Cd, Cu, Hg, Zn Ilse As, Pb, Cr, Cu, Ni, Zn Dornburger Alte Elbe Sb, As, Pb Elbe Pb, Cd, Zn, Cu Mulde As, Pb, Cd, Mn, Cu, Ni, Hg, Zn Saale Pb, Cd, Hg, Cu, Zn Schwarze Elster Cd, Mn, Zn Spittelwasser As, Pb, Cd, Cr, Cu, Zn Weiße Elster Pb, Cd, Hg, Zn Wipper Pb, As, Cd, Cu, Hg, Zn Erläuterung: Fett: überwiegend übermäßige Kursiv: überwiegend mäßige Normal: überwiegend starke Belastung Belastung Belastung

Die regionalen Hintergrundwerte für den Harz (nach RENTZSCH et al., 1984) liegen insbesondere für Quecksilber, Zink, Mangan, Kupfer und Blei deutlich höher als bei den anderen recherchierten regionalen Hintergrundwerten (vgl. Anlage 6.3.2). Dies macht sich bei der Sedimentbewertung bemerkbar. Die Belastung der Sedimente an der Ilse durch die genannten Schwermetalle fällt gering aus. Ein anderes Bild zeigt sich jedoch beim Betrachten der Wipper. Diese Messstellen, am östlichen Rand des Harzes gele- gen, weisen insbesondere stark erhöhte Blei-, Kupfer- und Zinkgehalte auf. Damit ist die dort angetroffene Belastung keinesfalls auf die geochemische Sonderrolle des Har- zes zurückzuführen.

Sedimentbewertung mit dem Igeo-Index (Verwendung des Tongesteinsstandards)

Die Verwendung des Tongesteinsstandards nach TUREKIAN & WEDEPOHL (1961) bei der Ermittlung des Geoakkumulationsindex gilt als allgemein anerkannte Berech- nungsgrundlage und findet aufgrund dessen häufig Anwendung. Zum Vergleich wurde deshalb die Bewertung der Sedimente ergänzend auf dieser Basis durchgeführt. Wie aus Anlage 6.3.2 bereits hervorgeht, ähneln sich die geogenen Hintergrundwerte mancher Elemente. Dies spiegelt sich entsprechend in der Klassenverteilung wider (Anlage 6.3.4). Besonders deutlich wird dieser Sachverhalt allerdings im Vergleich der Abbildung 5.91 mit Abbildung 5.92.

Datum: 25.01.2010 273 Abschlussbericht

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Belastungsituation der Sedimente Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand Tongesteinsstandard) 100%

80%

60%

40%

20%

0% Sb As Ba Pb Cd Cr Fe Co Cu Li Mn Ni Hg Se Ag U Zn praktisch unbelastet unbelastet - mäßig belastet mäßig belastet mäßig - stark belastet stark belastet stark - übermäßig belastet übermäßig belastet

Abbildung 5.92: Häufigkeitsverteilung der Igeo-Klassen in den Sedimenten/schwebstoffbürtig- en Sedimenten der Fließgewässer Sachsen-Anhalts (Bewertung anhand Tongesteinsstandard)

Der Vergleich der Häufigkeitsverteilungen der Igeo-Klassen der beiden unterschiedlichen Berechnungsgrundlagen zeigt nahezu identische Muster für Antimon, Eisen, Kobalt und Lithium. Auch für Kupfer und Mangan trifft dies grundsätzlich zu, wobei diese Elemente bereits eine geringfügig günstigere Bewertung durch die Verwendung des Tongesteinstandards erfahren. Weitaus deutlicher erkennbar wird diese Unter- schätzung der Schwermetallbelastung bei den Elementen Barium, Chrom, Nickel und Quecksilber. In diesen Fällen werden durch die Verwendung des Tongesteinstan- dards die Elementbelastungen zu niedrig bewertet. Im Gegensatz dazu wird bei den Metallen und Schwermetallen Arsen, Blei, Cadmium, Silber und Zink die Sediment- belastung überschätzt. Dies ergibt sich aus den geringeren Elementwerten des Tonge- steinsstandards im Vergleich zu den anderen regionalen Hintergrundwerten. Dadurch kommt es zu einer Überbewertung der Elementbelastungen in den Sedimenten.

Damit wird deutlich, dass der Verwendung regionaler Hintergrundwerte Vorzug zu geben ist, da dadurch den regionalen geochemischen Gegebenheiten weitaus gerechter wird.

Abschließend wurden die mittleren Sedimentkonzentrationen (Mediane) jeder Mess- stelle auf die Einhaltung oder Überschreitung der entsprechenden Umweltqualitäts- normen geprüft. Die Ergebnisse werden in den Karten der Anlage 6.3.5 visualisiert.

Die Umweltqualitätsnorm für Arsen (40 mg/kg) wird bei 43 Messstellen eingehalten und bei 41 Messstellen überschritten. Letztes betrifft vor allem die Mulde, das Spittelwas- ser, vereinzelte Abschnitte der Dornburger Alten Elbe sowie die Elbe in Siedlungsnähe.

Datum: 25.01.2010 274 Abschlussbericht

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Hinsichtlich der Umweltqualitätsnorm für Chrom (640 mg/kg) werden an keiner Mess- stellen Überschreitungen festgestellt. Die UQN für Kupfer mit 160 mg/kg wird an 62 Messstellen eingehalten und an 19 Messstellen überschritten. Hierbei weisen insbesondere die Sedimente der Fließge- wässer Saale, Wipper und Spittelwasser häufige Überschreitung auf. An einzelnen Messstellen der Elbe, Mulde und Weißen Elster wird die UQN ebenfalls nicht eingehalten. Für Zink besteht die Umweltqualitätsnorm von 800 mg/kg. In 41 Fällen wird dieses Kri- terium gewährleistet, bei den restlichen 40 Messstellen überschritten. Dabei zeigen häufig die Sedimente der Elbe, Saale und Mulde erhöhte Zn-Konzentrationen - ferner auch das Spittelwasser, Mulde, Schwarze und Weiße Elster.

Insgesamt betrachtet, wird bei der knappen Hälfte der untersuchten Messstellen die Einhaltung der Umweltqualitätsnormen nicht gewährleistet.

5.5 Vergleich der Ergebnisse mit den Umweltqualitätsnormen

Im Folgenden werden die ermittelten geogenen Hintergrundwerte beider methodischer Ansätze (vgl. Abschnitt 5.1 und 5.2.2) mit den existierenden Umweltqualitätsnormen verglichen. Die Darstellung erfolgt in Tabellenform. Die Unterschiedlichkeit der gewonnenen Ergebnisse ergibt sich einerseits aus den verschiedenen Ableitungskriterien und andererseits aus der jeweils zugrundeliegenden Datenlage.

Entsprechend der Tabelle 5.12 wird deutlich, dass die Umweltqualitätsnormen für die Cd- und Hg-Gesamtgehalte in der Wasserphase unabhängig von der angewendeten Methodik eingehalten werden.

Tabelle 5.12: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltquali- tätsnormen – Wasserphase (Gesamtgehalte)

Geogene Hintergrundwerte [µg/l] Wasserphase Auswertung nach Statistische Statistische Aus- (Gesamtgehalte) Schleyer & Kern- Auswertung (P50) wertung (P90) dorff (P84,1) Gewässerlandschaft Cd Hg Cd Hg Cd Hg karbonatisch-dolomitisch 0,025 0,0225 0,1 0,025 0,1 0,1 silikatisch 0,05 0,025 0,11 0,025 0,4 0,13 metallogen 0,07 0,025 0,266 0,05 0,12 0,05 Moore und Moorauen 0,025 0,025 0,12 0,0295 0,12 0,025 salinar 0,16 0,01 0,34 0,025 0,863 0,25 sandig-tonig 0,025 0,01 0,074 0,025 0,33 0,18 Umweltqualitätsnorm [µg/l] 1 1 1 1 1 1

Hinsichtlich der gelösten Gehalte der Wasserphase konnten die Umweltqualitätsnor- men für Nickel, Quecksilber, Blei und Cadmium geprüft werden. In Anlehnung an

Datum: 25.01.2010 275 Abschlussbericht

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Tabelle 5.13 können auch für die gelöste Phase die UQN für Nickel, Quecksilber und Blei allesamt eingehalten werden.

Tabelle 5.13: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltquali- tätsnormen – Wasserphase (gelöste Gehalte)

Geogene Hintergrundwerte [µg/l] Wasserphase (gelöste Auswertung nach Statistische Aus- Statistische Aus- Gehalte) Schleyer & Kerndorff wertung (P50) wertung (P90) (P84,1) Gewässerlandschaft Ni Hg Pb Ni Hg Pb Ni Hg Pb karbonatisch-dolomitisch 2,05 0,01 0,5 7,9 0,01 0,5 4,7 0,01 0,5 silikatisch 1,6 0,01 0,5 16,4 0,01 0,5 6,45 0,01 1,6 metallogen 1 0,01 1 3,1 0,01 2,82 2,9 0,01 3,6 Moore und Moorauen 1 0,01 0,5 3,48 0,01 0,5 4,1 0,01 0,5 salinar 6,95 0,01 0,5 17 0,01 0,5 11,49 0,01 1 sandig-tonig 1 0,01 0,5 4,76 0,01 0,5 4,7 0,01 0,5 Umweltqualitätsnorm [µg/l] 20 0,05 7,2 20 0,05 7,2 20 0,05 7,2

Für die gelösten Cd-Gehalte muss hinsichtlich der anzuwendenden Umweltqualitäts- norm eine Differenzierung vorgenommen werden. Entsprechend der Richtlinie 2008/105/EG ist die UQN für Cadmium abhängig von der Wasserhärte. Vor diesem Hintergrund wurden die Mittelwerte der Gesamthärte, die sich in Abhängigkeit von der angewendeten Methodik und der untersuchten Gewässerlandschaft unterscheiden, herangezogen. Die Ergebnisse der Prüfung (Tabelle 5.14) zeigen, dass nicht jeder ermittelte geogene Hintergrundwert die Umweltqualitätsnorm einhält. Während im Rahmen der statistischen Auswertung (P50) eine Überschreitung vorliegt (metallogene Gewässerland- schaft), werden hinsichtlich der statistischen Auswertung (P90) sowie der Auswertung nach Schleyer & Kerndorff drei Überschreitungen verzeichnet. Besonders auffällig ist hierbei der geogene Hintergrundwert in der silikatischen Gewässerlandschaft (33,44 µg/l). Des Weiteren wird die Einhaltung der UQN in der metallogenen und salinaren Gewässerlandschaft nicht gewährleistet (rot). Hinsichtlich der statistischen Aus- wertung (P90) werden die Umweltqualitätsnormen in der karbonatisch-dolomitischen, metallogenen und salinaren Gewässerlandschaft überschritten.

Tabelle 5.14: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltquali- tätsnormen – Wasserphase (Cadmium gelöst)

Geogene Hintergrundwerte [µg/l] Wasserphase Statistische Statistische Auswertung nach Schleyer (Cadmium gelöst) Auswertung Auswertung (P50) & Kerndorff (P84,1) (P90) Gewässerlandschaft UQN [µg/l] Cadmium Cadmium UQN [µg/l] Cadmium karbonatisch-dolomitisch 0,25 0,025 0,278 0,25 0,054 silikatisch 0,25 0,025 0,24 0,25 33,44 metallogen 0,09 0,15 0,45 0,15 0,383

Datum: 25.01.2010 276 Abschlussbericht

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Moore und Moorauen 0,25 0,025 0,025 0,25 0,025 salinar 0,15 0,025 0,292 0,25 0,551 sandig-tonig 0,25 0,025 0,17 0,25 0,2

Die Überprüfung der Umweltqualitätsnormen für die Schwebstoffphase wird in Tabelle 5.15 dargelegt. Die im Rahmen der statistischen Auswertung ermittelten geogenen Hintergrundwerte (P50 und P90) befinden sich überwiegend im Rahmen der entsprechenden Norm. Lediglich Arsen und Zink in den Moorlandschaften erfahren eine Über- schreitung. Beim Betrachten der geogenen Hintergrundgehalte, die sich aus der Aus- wertung nach Schleyer & Kerndorff ergeben, werden weitaus mehr Überschreitungen ersichtlich (rot). Um ein Vielfaches höher liegen hier insbesondere die As- und Cu- Gehalte in der silikatischen Gewässerlandschaft. Aber auch Zink weist Überschreitun- gen in der silikatischen Gewässerlandschaft auf. Auffällig ist, dass vor allem in der silikatischen Gewässerlandschaft, ferner auch in den Moorlandschaften sowie sandig-tonigen Gewässerlandschaft, die Einhaltung der Um- weltqualitätsnorm nicht gewährleistet werden kann.

Tabelle 5.15: Vergleich der ermittelten geogenen Hintergrundwerte mit den Umweltquali- tätsnormen – Schwebstoffphase

Geogene Hintergrundwerte [mg/kg] Schwebstoffphase Statistische Auswer- Statistische Auswertung Auswertung nach Schley- tung (P50) (P90) er & Kerndorff (P84,1) Gewässerlandschaft As Cr Cu Zn As Cr Cu Zn As Cr Cu Zn karbonatisch- 13,5 88,55 67,7 332,9 dolomitisch silikatisch 13 50 89 260 14,6 52,4 96,2 276 176 115 601 1624 metallogen Moore und Moorauen 38,1 126 49 850 45 211 65,7 1068 43,2 197,4 63,5 1030 salinar sandig-tonig 24 65,5 58 318 34,5 109 96,2 439 201 138 159 1950 Umweltqualitätsnorm 40 640 160 800 40 640 160 800 40 640 160 800 [mg/kg]

5.6 Schlussfolgerungen

Die vorangegangenen Auswertungen zu den ermittelten geogenen Hintergrundwerten zeigen, dass die Werte nach SCHLEYER & KERNDORFF häufig um ein Vielfaches höher liegen als die Werte der statistischen Auswertung. Auch beim Vergleich mit den Um- weltqualitätsnormen spiegelt sich dieses Bild wider. Demnach können mit den abgeleiteten Hintergrundwerten die geforderten Umweltqualitätsnormen teilweise nicht eingehalten werden. Besonders offensichtlich ist dies bei der Schwebstoffphase. Die Ver- wendung der nach SCHLEYER & KERNDORFF abgeleiteten Hintergrundwerte scheint damit nicht in jedem Falle gerechtfertigt. Allerdings gestaltet sich die Bewertung jedes einzelnen Hintergrundwertes hinsichtlich dessen Plausibilität außerordentlich aufwendig (vgl. auch Abschnitt 5.1 und 5.2.2).

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Die Gründe für diese erhöhten Hintergrundwerte lassen sich auf zwei Komponenten reduzieren: auf der einen Seite ist die verwendete Datengrundlage zu nennen. Im Ge- gensatz zur statistischen Auswertung gingen alle Datensätze in die Bewertung ein. Damit auch jene, die eindeutig anthropogen beeinflusst sind (z.B. Messstellen in der Nähe von Stollen oder kommunalen Kläranlagen). Auf der anderen Seite repräsentiert schon allein der 84,1%-Perzentilwert im Gegensatz zum 50%-Perzentilwert einen weitaus größeren prozentualen Anteil des untersuchten Datenkollektivs. Mathematisch gesehen ist ein Vergleich dieser beiden statistischen Maßzahlen nicht sinnvoll. Des Weiteren muss angemerkt werden, dass die Werte auf der Basis des P90 höher ausfallen sollten als die Werte des P84,1. Dies ist häufig nicht der Fall. Damit zeigt sich, wel- chen enormen Einfluss der zugrundeliegende Datenpool hat. Da im Rahmen der statistischen Methode der Ableitung geogener Hintergrundwerte eine Datenvorauswahl voranging, ist dieses Verfahren hinsichtlich der Zielstellung zu favorisieren.

Die geogenen Hintergrundwerte, die auf dem 90%-Perzentilwert der statistischen Aus- wertung beruhen, liegen zahlenmäßig häufig zwischen den beiden anderen methodischen Ansätzen. Wie auch die Auswertungen entsprechend der Abschnitte 5.1 und 5.2.2 offenlegen, stellen die geogenen Wertebereiche des 50%-Perzentils nicht selten das unterste Niveau des geogenen Backgrounds dar. Dabei weisen vor allem die Wer- te der Wasserphase selten Überschreitungen beim Vergleich mit Daten aus der Litera- tur auf. Besonders deutlich wird dies bei den Ergebnissen der metallogenen Gewässerland- schaft. Widererwarten zeigten sich hier im Vergleich zu den übrigen Gewässerland- schaften nur selten eindeutig erhöhte Elementkonzentrationen (betrifft nur Be, Pb, Cd, V). Die Verwendung des P50 als Ableitungskriterium ist grundsätzlich möglich, jedoch zeigen die Ergebnisse, dass dem tatsächlichen Background (speziell in geochemisch mannigfaltigen Gebieten) nicht immer gerecht wird. Da aufgrund der Präselektion des Datensatzes davon ausgegangen werden kann, dass anthropogen beeinflusste Mess- stellen und -werte erfasst und aus dem Datensatz entfernt wurden, kommt dem Ablei- tungskriterium P90 eine entscheidende Rolle zu. Es repräsentiert dabei den Wert, unterhalb dessen 90% aller ausgewerteten Daten liegen. Dessen Verwendung scheint damit – insbesondere in Anbetracht der als geogen identifizierten Datengrundlage – sinnvoll.

Der 84,1%-Perzentilwert stellt eine auf das Grundwasser erfolgreich angewendete Größe zur Ableitung geogener Hintergrundgehalte dar. Wie sich dieser ergibt, wurde bereits in Abschnitt 2.7.3 erläutert. Es ist an dieser Stelle anzumerken, dass die Über- tragung dieses Ableitungskriteriums sicherlich nicht ohne weiteres auf Fließgewässer möglich ist, da Fließgewässer weitaus mehr Faktoren unterliegen als Grundwässer. Jedoch zeigt der Vergleich beider Methoden in Abschnitt 5.5 neben den bereits genannten Abweichungen auch eine große Anzahl von Übereinstimmungen hinsichtlich der abgeleiteten Hintergrundwerte. Auch wenn viele der erhöhten geogenen Hintergrundwerte keinem einheitlichen element- oder gewässerlandschaftsspezifischen Muster folgen, ließen sich Tendenzen erkennen: auffällig häufig werden erhöhte Werte in der silikatischen und salinaren Ge- wässerlandschaft, ferner auch in der sandig-tonigen Gewässerlandschaft, angetroffen.

Die statistische Auswertung birgt ebenso Vor- und Nachteile. Mit der durchgeführten Datenvorauswahl geht eine starke Reduktion des Datensatzes einher. Dies führte da-

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zu, dass teilweise keine oder nur ungenügend Daten für eine fundierte statistische Auswertung vorlagen (vgl. Defizitanalyse – Abschnitt 4.4.7). Eine Stichprobenzahl von 20 war insbesondere für die gelöste Fraktion der Wasserphase sowie die Schwebstoff- phase nicht häufig anzutreffen.

Insgesamt gesehen, kann an dieser Stelle bereits festgehalten werden, dass in Anbet- racht der genannten Unsicherheiten, die mit der Methodik nach SCHLEYER & KERNDORFF einhergehen, der statistischen Auswertung sowie den auf diese Weise erzielten Ergebnissen, der Vorzug zu gewähren ist. Dem Ableitungskriterium P90 kommt die tragende Rolle zu.

5.7 Evaluierung sensibler Gebiete in Sachsen-Anhalt

Aus den Ergebnissen der statistischen Auswertung geht hervor, dass in bestimmten Gewässerlandschaften die geogenen Hintergrundkonzentrationen mancher Elemente erhöht sind. Die Tabelle 5.16 fasst dementsprechend auffälligere geogene Elemente differenziert nach der Gewässerlandschaft zusammen.

Tabelle 5.16: Auffällige Elemente in den Gewässerlandschaften Gewässerlandschaft Element karbonatisch-dolomitisch B, U, Al, As, Ni, Zn silikatisch Ba, Pb, Cu, Zn, V, Be, Ni, U metallogen Be, Pb, Cd, V, Al Moore und Moorauen Mn, Fe, Ni, Zn, Hg, Cr, Cd, As salinar Al, As, Cd, Fe, Cu, Mn, Ni, Se, Zn sandig-tonig Co, Fe, Mn Hinweis: Normal: auffälliges Element 1. Grades (Erhöhung um >50% gegenüber dem mittleren Gehalt) Kursiv: auffälliges Element 2. Grades (Erhöhung um >25% gegenüber dem mittleren Gehalt)

Als geochemisch bedeutendes Gebiet steht der Harz außer Frage. Die Ergebnisse dieser Studie zeigen allerdings weiterhin, dass auch den Randgebieten süd- lich/südöstlich des Harzes keine geringere Bedeutung innewohnt. Da die dort gelege- nen Zechsteingebiete erzmetallhaltige Kupferschiefer enthalten, war dieses Gebiet Gegenstand eines jahrhundertealten bedeutsamen Bergbaus.

Die ermittelten geogenen Hintergrundwerte zeigen, dass die salinaren Gewässerland- schaften und teilweise auch die Moorlandschaften die metallogenen Gewässerland- schaften nicht selten übertreffen. Damit lassen sich weiterhin diese Gewässerland- schaften als geochemisch sensible Gebiete identifizieren. Die Ursachen, die zu diesen unerwarteten Ergebnissen führen, sind in deren geochemischen Entstehungscharakteristika zu suchen. Beide Gewässerlandschaften (salinare und Moorlandschaften) weisen bei ihrer Bildung reduzierende (sauerstoffarme) Bedin- gungen auf. Dabei fallen insbesondere Sulfide (z.B. sulfidische Erze) aus, die höhere Schwermetallkonzentrationen in den betreffenden Umweltkompartimenten nach sich ziehen. Moore stellen aufgrund ihres reduzierenden Milieus regelrechte Schwermetall- senken dar. Hinzukommt der atmosphärische Eintrag sowie durch das Pflanzenmateri-

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al eingetragene Schwermetalle. Bei der Zersetzung des abgestorbenen Pflanzenmate- rials erfolgt eine „Aufkonzentration“ der in der Pflanzenmasse ohnehin vorhandenen Metalle, wobei dies unter reduzierenden Verhältnissen - wie bereits erwähnt - in der Regel in Form von Sulfiden erfolgt. Die Kupferschieferlagerstätten - sogenannte euxinische Fazies - weisen ein ähnliches Bildungssystem auf. Deren Entstehung ist auf das Ausfallen von Kupfersulfiden unter reduzierenden Bedingungen zurückzuführen.

Obwohl der Kupferschiefer genetisch betrachtet ganz offensichtlich den salinaren Ge- wässerlandschaften (Zechstein) zugeordnet werden muss, stellt sich - in Anbetracht der im Rahmen dieser Studie ermittelten Ergebnisse - die Frage, ob nicht aufgrund der genannten Charakteristika eine Zuordnung zur metallogenen Gewässerlandschaft sinnvoller wäre. Die salinaren Gewässerlandschaften erstrecken sich in Sachsen- Anhalt gürtelartig um den Harz, wobei der Schwerpunkt im südlichen und südöstlichen Harzvorland angesiedelt ist. Weitere Salzlandschaften im Bundesland Sachsen-Anhalt sind nur sehr begrenzt zu finden. Damit lassen sich die salinaren Gewässerlandschaf- ten überwiegend auf die kupferschiefergeprägten Gebiete reduzieren. Aufgrund dessen ist eine Änderung der genetischen Zuordnung dieser kupferschiefergeprägten Ge- biete (im Hinblick auf die metallogene Gewässerlandschaft) nicht zwingend erforderlich. Vielmehr wird durch diese separierte Betrachtung die Sonderrolle dieser Gewäs- serlandschaft verdeutlicht. Eine Vermengung der metallogenen mit der salinaren Ge- wässerlandschaft hätte damit zur Folge, dass deren individuelle Charakteristika verlo- ren gingen.

5.8 Zuordnung der geogenen Hintergrundwerte zu den Oberflächenwasser- körpern (OWK)

Die Ergebnisse und deren Auswertung bezogen sich bislang auf die Fließgewässer- landschaften entsprechend der genetischen Datenklassifikation. Da diese Einteilung für die weitere Umsetzung der EU-Wasserrahmenrichtlinie nicht zielführend ist, wurden die ermittelten Hintergrundwerte mit den Einzugsgebieten gemäß der WRRL verschnitten. In der Anlage 6.4 (1 - 3) werden die Oberflächenwasserkörper (OWK) mit den zugeordneten Gewässerlandschaften dargestellt. Die aufgeführten geogenen Hintergrund- werte beziehen sich auf die Ergebnisse der statistischen Auswertung (P90). Dabei wird die jeweils dominanteste Gewässerlandschaft (DOM) an erster Stelle genannt. Bei mehr als zwei Gewässerlandschaften innerhalb einer OWK erfolgt damit eine Abstu- fung von der dominanten zur weniger gewichtigen Gewässerlandschaft. Dies wird an der Reihenfolge der aufgeführten aggregierten Gewässerlandschaften ersichtlich. Die Werte der dominanten Gewässerlandschaft werden bei der Ergebnisdarstellung hervorgehoben (DOM). Ferner werden beim Auftreten von zwei und mehr Gewässerland- schaften geogene Wertebereiche (MIN, MAX) angegeben. Für den Fall, dass die dominante Gewässerlandschaft einer OWK nicht mit geogenen Hintergrundwerten belegt ist, werden die Daten der nächstfolgenden Gewässerlandschaft – entsprechend der Reihefolge ihres Anteils in der OWK - herangezogen. Die Darstellung der Werte erfolgt dann fettkursiv. Da insbesondere die Datenlage für die Schwebstoffphase unzureichend war, tritt dieses Phänomen überwiegend dort auf (vgl. Anlage 6.4.3).

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6 Zusammenfassung

Ziel der Studie war die Ableitung geogener Hintergrundbelastungen für Schwermetall- gehalte in den Fließgewässern des Landes Sachsen-Anhalt. Da hierfür keine einheitlich anerkannte Methodik existiert, wurde umfassend in der Literatur nach äquivalenten methodischen Ansätzen recherchiert. Die anschließende Methodentestung umfasste die Konzentrations-/Abflussbeziehung nach HELLMANN (1999), die Komponentensepa- ration nach KUNKEL (2004), das Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF (1992), die Bewertung von Sedimentdaten mit dem Geoakkumulationsindex (MÜLLER, 1979) sowie die Anwendung der hydrogeochemischen Modellierung (PHREEQC). Am Beispiel des Parameters Zink wurde die Übertragbarkeit und Eignung der Methoden untersucht. Im Ergebnis erwies sich das für Grundwässer entwickelte Verfahren nach SCHLEYER & KERNDORFF als am besten praktikabel, obwohl gewisse Unsicherheiten hinsichtlich dessen Übertragbarkeit auf Oberflächengewässer bestehen. Oberflächengewässer unterliegen demnach weitaus mehr Einflussfaktoren als Grundwässer, womit eine Übertragung des Verfahrens stets kritisch hinterfragbar bleibt. Des Weiteren stellte sich der Geoakkumulationsindex nach MÜLLER (1979) als ein geeignetes Verfahren heraus, um Sedimentbelastungen zu identifizieren und klassifizieren.

In der vorliegenden Studie kamen die geeigneten Methoden schließlich zur Anwen- dung. Des Weiteren wurde parallel eine weitere Methodik entwickelt, mit der anthropogen beeinflusste Messwerte/-stellen identifiziert und von der Auswertung ausgeschlossen werden. Mithilfe dieser sog. statistischen Auswertung geht eine starke Datenreduk- tion einher, so dass im Rahmen des Projektes Datendefizite ermittelt und durch die Durchführung eines Sondermessprogramms teilweise behoben werden konnten.

Die Ableitung geogener Hintergrundwerte erfolgte vor dem Hintergrund einer genetischen Datenklassifikation, wobei überwiegend die aggregierten Gewässerlandschaften nach SCHNEIDER et al. (2003) zur Anwendung kamen. Dementsprechend lagen im Er- gebnis Datendefizite überwiegend für die Schwebstoffphase in der metallogenen, karbonatisch-dolomitischen sowie salinaren Gewässerlandschaft vor.

Die Ergebnisse der abgeleiteten Hintergrundwerte mittels des Verfahrens nach SCHLEYER & KERNDORFF bringen mit Abstand die höchsten geogenen Wertebereiche hervor. Der Vergleich mit den Umweltqualitätsnormen zeigt, dass diese insbesondere in Bezug auf die Schwebstoffphase die bestehenden europäischen Richtwerte (WRRL) nicht einhalten können. Vielmehr führen allerdings die genannten Unsicherheiten, die mit der Anwendung dieses Verfahrens verbunden sind, zu einer kritischen Hinterfra- gung der ermittelten Ergebnisse. Schwerwiegend wirkt sich insbesondere der zugrundeliegende Datenpool aus, der im Rahmen dieser Methode alle verfügbaren Daten umfasste - ohne jegliche Vorauswahl der Daten. Damit umfasst dieser auch anthropogen beeinflusste Messstellen mit ihren zugehörigen Wasserbeschaffenheitsdaten. Die- ses Faktum stellte sich in Anbetracht der zu verfolgenden Zielstellung als nicht zielfüh- rend heraus, da für die Ableitung von Hintergrundwerten die natürlichen (geogen bedingten) Gehalte von Wasserinhaltsstoffen die zentrale Rolle spielen. Die ferner durchgeführte statistische Auswertung, bei der der 50%- sowie der 90%- Perzentilwert die wesentlichen Ableitungskriterien geogener Hintergrundwerte darstellen, zeigt sich methodisch gesehen fundierter. Hierbei wurden im Rahmen einer Da- tenpräselektion anthropogen beeinflusste Messstellen vorab ausgeschlossen. Auf der

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Basis dieses reduzierten Datenpools erfolgte die Ableitung geogener Hintergrundwer- te. Die so gewonnenen Ergebnisse repräsentieren überwiegend geringere geogene Wertebereiche. Mithilfe dieses Verfahrens werden die Umweltqualitätsnormen entsprechend der EU-Wasserrahmenrichtlinie zumeist eingehalten werden. Durch diese Me- thodik kann jedoch der auswertbare Datensatz so stark reduziert werden, dass nicht genügend oder keine Daten für eine statistisch fundierte Auswertung zur Verfügung stehen. Der Vergleich der methodischen Ansätze sowie deren Ergebnisse zeigen, dass der statistischen Methode Vorrang zu gewähren ist - im Speziellen den geogenen Hin- tergrundwerten, die auf der Basis des 90%-Perzentils abgeleitet wurden. Trotz der enormen Datenreduktion ist dieses Verfahren zu favorisieren, da diesem ein Aus- schlussverfahren anthropogen beeinflusster Messstellen und -werte voranging. Die defizitären Gebiete werden im Kapitel 7 zusammengefasst.

In den folgenden Tabellen werden die Ergebnisse der statistischen Auswertung zusammengefasst. Dazu erfolgt eine zusammenfassende Ableitung der geogenen Wer- tebereiche für die untersuchten Gewässerlandschaften. Soweit die geogenen Hinter- grundwerte in den verschiedenen Gewässerlandschaften hinsichtlich ihrer elementbe- zogenen Größenordnungen zusammengefasst werden können und damit den über- wiegenden Teil der Gewässerlandschaften repräsentieren, werden fett dargestellt. Einzelne auffällige Werte, die den restlichen Wertebereich deutlich über- oder unter- schreiten, werden unter Angabe der betreffenden Gewässerlandschaft separiert aufge- führt.

Tabelle 6.1: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Wasserphase (Gesamtgehalte) – Gegenüberstellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung Fließgewässer: Schwermetalle in der Wasserphase (Gesamtgehalte) Element Abgeleiteter geogener Bereich Abgeleiteter geogener Bereich (Statistische Auswertung - P50) (Statistische Auswertung - P90) Al 25 bis 145 µg/l 72,7 bis 330 µg/l 980 µg/l (salinar) 766 µg/l (karbonatisch) 2426 µg/l (salinar) Sb 1 µg/l 1 µg/l As 0,25 bis 0,5 µg/l 0,8 bis 2,86 µg/l 0,9 µg/l (karbonatisch) 6,44 µg/l (salinar) 2,3 µg/l (salinar) 36,4 µg/l (karbonatisch) Ba 13 bis 70 µg/l 32,7 bis 110 µg/l 110 µg/l (silikatisch) 240 µg/l (silikatisch) Be 0,025 bis 0,058 µg/l 0,025 bis 0,186 µg/l 0,22 µg/l (metallogen) 0,39 µg/l (silikatisch) Pb 0,5 µg/l 1 bis 1,68 µg/l 1 µg/l (silikatisch) 3,0 / 3,12 µg/l (metallogen / silikatisch) B 25 bis 80 µg/l 50 bis 320 µg/l 815 µg/l (karbonatisch) 8058 µg/l (karbonatisch) Cd 0,025 bis 0,07 µg/l 0,074 bis 0,12 µg/l 0,16 µg/l (salinar) 0,266 / 0,34 µg/l (metallogen / salinar) Cr 0,5 bis 1 µg/l 1 µg/l Fe 50 bis 180 µg/l 200 bis 800 µg/l (silikatisch, metallogen) 860 / 1000 µg/l (Moor, sandig-tonig) 1922 bis 3340 µg/l (karbonatisch, sandig-

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Fließgewässer: Schwermetalle in der Wasserphase (Gesamtgehalte) Element Abgeleiteter geogener Bereich Abgeleiteter geogener Bereich (Statistische Auswertung - P50) (Statistische Auswertung - P90) 2555 µg/l (salinar) tonig) 9555 µg/l (salinar) Co 0,1 bis 0,23 µg/l 0,1 bis 1,8 µg/l Cu 1 bis 2,8 µg/l 1 bis 3,13 µg/l 7,8 µg/l (salinar) 6,07 / 8,44 µg/l (metallogen / silikatisch) 19,2 µg/l (salinar) Mn 60 bis 73,5 µg/l 155,4 bis 780 µg/l 190 / 230 µg/l (Moore / sandig-tonig) 4390 µg/l (salinar) 945 µg/l (salinar) Mo 0,5 µg/l 0,5 bis 1,1 µg/l 5,8 / 8,1 µg/l (silikatisch / salinar) Ni 1 bis 2 µg/l 3,1 bis 3,86 µg/l 6,7 µg/l (salinar) 7,8 / 10,8 µg/l (Moore / metallogen) 18,8 µg/l (salinar) Hg 0,01 bis 0,025 µg/l 0,025 bis 0,03 µg/l 0,05 µg/l (metallogen) Se 0,5 µg/l 0,5 bis 1,44 µg/l 1,35 µg/l (salinar) 2,3 µg/l (salinar) Ag 0,05 µg/l 0,05 µg/l 0,122 / 0,82 µg/l (salinar / silikatisch) Ti 2,5 µg/l 2,5 µg/l 4,25 µg/l (silikatisch) Tl 0,025 µg/l 0,025 µg/l 0,14 µg/l (silikatisch) U 0,25 bis 1,25 µg/l 0,25 bis 2,31 µg/l 3,3 µg/l (karbonatisch) 4,5 bis 6,96 µg/l (salinar, silikatisch, karbonatisch) V 0,5 µg/l 0,5 µg/l 2,75 / 2,8 µg/l (metallogen / silikatisch) 5 bis 5,72 µg/l (karbonatisch, silikatisch, metallogen) Zn 5 µg/l 21,7 bis 44 µg/l 21 / 70 µg/l (silikatisch / salinar) 95,7 / 156 µg/l (silikatisch / salinar) Sn 0,5 µg/l 0,5 µg/l

Tabelle 6.2: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Wasserphase (gelöste Gehalte) – Gegenüberstellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung Fließgewässer: Schwermetalle in der Wasserphase (gelöste Gehalte) Element Abgeleiteter geogener Bereich Abgeleiteter geogener Bereich (Statistische Auswertung - P50) (Statistische Auswertung - P90) Al 17,5 bis 25 µg/l 25 bis 118 µg/l 818 / 1948 µg/l (sandig-tonig / salinar) Sb 1 µg/l 1 µg/l As 0,25 µg/l 0,5 bis 0,75 µg/l 0,5 / 0,9 µg/l (metallogen / salinar) 2,65 / 7,6 µg/l (silikatisch / salinar)

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Fließgewässer: Schwermetalle in der Wasserphase (gelöste Gehalte) Element Abgeleiteter geogener Bereich Abgeleiteter geogener Bereich (Statistische Auswertung - P50) (Statistische Auswertung - P90) Ba - - Be 0,025 bis 0,053 µg/l 0,025 bis 0,15 µg/l 0,2 µg/l (metallogen) 0,22 / 0,32 µg/l (metallogen / silikatisch) Pb 0,5 µg/l 0,5 µg/l 1 µg/l (metallogen) 2,82 µg/l (metallogen) B - - Cd 0,025 µg/l 0,025 / 0,17 µg/l (Moore, sandig-tonig) 0,15 µg/l (metallogen) 0,24 bis 0,292 µg/l 0,45 µg/l (metallogen) Cr 1 µg/l 1 µg/l Fe 25 µg/l 25 bis 454 µg/l 85 µg/l (Moore) 729 / 812 µg/l (karbonatisch, sandig-tonig) 140 / 150 µg/l (metallogen / sandig-tonig) Co 0,1 µg/l 0,1 bis 1,1 µg/l 1,6 µg/l (karbonatisch) Cu 1 µg/l 1 bis 2,34 µg/l 20 µg/l (silikatisch) Mn 5 bis 10 µg/l 5 bis 34 µg/l 115 / 165 µg/l (Moore / sandig-tonig) 119 / 255 µg/l (karbonatisch / Moore) 620 µg/l (sandig-tonig) Mo 0,5 µg/l 0,5 bis 1,1 µg/l 5,75 / 8,12 µg/l (silikatisch / salinar) Ni 1 bis 2,05 µg/l 3,1 bis 7,9 µg/l 6,95 µg/l (salinar) 16,4 / 17 µg/l (silikatisch / salinar) Hg 0,01 µg/l 0,01 µg/l Se 0,5 µg/l 0,5 µg/l 1,3 µg/l (salinar) 1,4 / 2,22 µg/l (silikatisch / salinar) Ag 0,05 µg/l 0,05 µg/l Ti 2,5 µg/l 2,5 µg/l Tl 0,025 µg/l 0,025 bis 0,038 µg/l U 0,25 bis 1,25 µg/l 0,25 µg/l (metallogen) 3,3 µg/l (karbonatisch) 2,17 bis 4,52 µg/l 7 µg/l (karbonatisch) V 0,5 µg/l 0,5 bis 1,1 µg/l 5,95 µg/l (silikatisch) Zn 38 µg/l (nur karbonatisch) 38 µg/l (nur karbonatisch) Sn 0,5 µg/l 0,5 µg/l

Datum: 25.01.2010 284 Abschlussbericht

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Tabelle 6.3: Abgeleitete geogene Wertebereiche in der Schwebstoffphase – Gegenüber- stellung des P(50) und P(90) der statistischen Auswertung Fließgewässer: Schwermetalle in der Schwebstoffphase Element Abgeleiteter geogener Bereich Abgeleiteter geogener Bereich (Statistische Auswertung - P50) (Statistische Auswertung - P90) Al - - Sb 10 mg/kg (nur sandig-tonig) 10 µg/l (nur sandig-tonig) As 13 bis 38,1 mg/kg 14 bis 45 mg/kg Ba 516 mg/kg (nur sandig-tonig) 558 mg/kg (nur sandig-tonig) Be 1,5 mg/kg (nur sandig-tonig) 2,6 mg/kg (nur sandig-tonig) Pb 45 bis 55,1 mg/kg 53,4 bis 109,2 mg/kg B 13,5 mg/kg (nur sandig-tonig) 33,3 mg/kg (nur sandig-tonig) Cd 0,6 bis 0,9 mg/kg 0,68 bis 1,31 mg/kg 4,4 mg/kg (Moore) 5,6 mg/kg (Moore) Cr 50 bis 65,5 mg/kg 52,4 mg/kg (silikatisch) 126 mg/kg (Moore) 109 mg/kg (sandig-tonig) 211 mg/kg (Moore) Fe 34.700 mg/kg (silikatisch) 35.900 mg/kg (silikatisch) 126.500 mg/kg (sandig-tonig) 228.900 mg/kg (sandig-tonig) 205.000 mg/kg (Moore) 233.200 mg/kg (Moore) Co 16 mg/kg (nur sandig-tonig) 21,4 mg/kg (nur sandig-tonig) Cu 49 bis 89 mg/kg 65,7 bis 96,2 mg/kg Mn 2000 bis 4875 mg/kg 14.710 bis 15.040 mg/kg 16.800 mg/kg (Moore) 35.200 mg/kg (Moore) Mo 1 mg/kg (nur sandig-tonig) 2,5 mg/kg (nur sandig-tonig) Ni 28 bis 35,5 mg/kg 28 bis 51,2 mg/kg 104 mg/kg (Moore) 151,6 mg/kg (Moore) Hg 0,2 bis 0,4 mg/kg 0,3 bis 0,4 mg/kg 0,9 mg/kg (Moore) 1,64 mg/kg (Moore) Se 1 mg/kg (nur sandig-tonig) 1 mg/kg (nur sandig-tonig) Ag 0,5 mg/kg (nur sandig-tonig) 1 mg/kg (nur sandig-tonig) Ti 552 mg/kg (nur sandig-tonig) 890 mg/kg (nur sandig-tonig) Tl 0,5 mg/kg (nur sandig-tonig) 0,5 mg/kg (nur sandig-tonig) U 1,2 mg/kg (nur sandig-tonig) 2,3 mg/kg (nur sandig-tonig) V 56 mg/kg (nur sandig-tonig) 70 mg/kg (nur sandig-tonig) Zn 260 bis 318 mg/kg 276 bis 439 mg/kg 850 mg/kg (Moore) 1068 mg/kg (Moore) Sn 5 mg/kg (nur sandig-tonig) 5 mg/kg (nur sandig-tonig)

Der Median (P50) stellt als mittelster Wert einer größensortierten Datenreihe immer das unterste Niveau für die Charakterisierung des geogenen Hintergrunds dar. Insbe- sondere in Anbetracht der durchgeführten statistischen Auswertung, bei der im Rah- men der Datenaufbereitung anthropogen beeinflusste Messwerte herausselektiert wurden, stellt der 90%-Perzentilwert den „besseren“ geogenen Hintergrundwert dar. Damit wird zum einen der geogenen Schwankungsbreite in den aggregierten Fließgewässer- landschaften gerecht und zum anderen werden einzelne (trotz der Selektion verbliebe-

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ne) anthropogen verursachte hohe Werte ausgeschlossen. Damit wird auch das Rest- risiko der Datenselektion, nicht alle anthropogen beeinflussten Werte des Datensatzes ermittelt zu haben, minimiert. Die Ergebnisse der statistischen Auswertung, die auf der Basis des Medians (P50) ermittelt wurden, sind grundsätzlich ebenso für die Ableitung geogener Hintergrund- werte geeignet. Beim Betrachten der Ergebnisse der vorangestellten Tabellen sowie der Auswertung (Abschnitt 5.1) wird anschaulich, dass diese Werte (P50) zum Teil die geochemischen Eigenheiten mancher Gewässerlandschaften nicht hinreichend erfassen. Dies ist in Anbetracht der abzuleitenden Ausnahmeregelungen im Sinne der Richtlinie 2008/105/EG für geochemisch sensible Gebiete wie den Harz und das Mans- felder Land nicht zielführend.

Vor diesem Hintergrund wird empfohlen, die abgeleiteten geogenen Hintergrundwerte (P90) entsprechend der statistischen Auswertung für das weitere Vorgehen im Zu- sammenhang mit der Wasserrahmenrichtlinie zu verwenden.

Äquivalente Schlussfolgerungen zogen auch KLEMM & GREIF (2009), wonach der Me- dian (P50) für die Charakterisierung des geogenen Backgrounds in lithologisch mono- tonen, mineralisationsfreien Einzugsgebieten Anwendung finden kann. Hingegen weisen bspw. die Teileinzugsgebiete der Freiberger Mulde sowie der oberen Weißen Els- ter in Sachsen eine höhere lithogene und chalkogene Differenzierung auf. Aufgrund der dadurch resultierenden großen Schwankungsbreite der Elementgehalte ist die Verwendung des Medians entsprechend KLEMM & GREIF (2009) nicht zielführend. Stattdessen wird auch hier der 90%-Perzentilwert favorisiert.

7 Empfehlungen

Entsprechend der Zusammenfassung des Kapitels 6 werden für die weitere Vorge- hensweise nach der EU-Wasserrahmenrichtlinie die abgeleiteten geogenen Hinter- grundwerte nach dem 90%-Perzentilwert im Rahmen der statistischen Auswertung empfohlen.

Die verfügbare Datenlage ließ eine Ableitung von geogenen Hintergrundwerten für den überwiegenden Teil der zu untersuchenden Halb- und Schwermetalle in der Wasser- und Schwebstoffphase zu. In der Wasserphase (Gesamtgehalte) bestanden Datende- fizite für (Tabelle 7.1):

Tabelle 7.1: Datendefizite in der Wasserphase (Gesamtgehalte) Auswertbarer Datensatz Gewässerlandschaft (mit n < 20 / n < 10 / n = 0) karbonatisch-dolomitisch keine Defizite silikatisch Al, Sb, Ba, Be, B, Co, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, Sn metallogen Sb, Ba, Be, B, Co, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Sn Moore und Moorauen Al, Sb, Ba, Be, B, Co, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Sn salinar keine Defizite sandig-tonig keine Defizite

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Für die gelöste Fraktion der Wasserphase gestalten sich die Datendefizite wie folgt (Tabelle 7.2):

Tabelle 7.2: Datendefizite in der Wasserphase (gelöste Gehalte) Auswertbarer Datensatz Gewässerlandschaft (mit n < 20 / n < 10 / n = 0) karbonatisch-dolomitisch Ba, B, Hg, Ag, Zn silikatisch Sb, As, Be, Ba, Pb, B, Cd, Cr, Fe, Co, Cu, Mn, Mo, Hg, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Zn, Sn metallogen Sb, As, Ba, Be, B, Cr, Fe, Co, Cu, Mn, Mo, Hg, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Zn, Sn Moore und Moorauen Al, Sb, As, Ba, Be, B, Cr, Fe, Co, Cu, Mn, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Zn, Sn salinar Sb, As, Ba, Be, B, Cd, Cr, Fe, Co, Cu, Mn, Mo, Hg, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Zn, Sn sandig-tonig Ba, B, Zn

Insbesondere in der Schwebstoffphase standen insgesamt unzureichende Datenmen- gen zur Verfügung (Tabelle 7.3):

Tabelle 7.3: Datendefizite in der Schwebstoffphase Auswertbarer Datensatz Gewässerlandschaft (mit n < 20 / n < 10 / n = 0) karbonatisch-dolomitisch Keine auswertbaren Daten silikatisch Sb, As, Ba, Be, Pb, B, Cd, Cr, Fe, Co, Cu, Mn, Mo, Ni, Hg, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Zn, Sn metallogen Keine auswertbaren Daten Moore und Moorauen Sb, Ba, Be, B, Co, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Sn salinar Keine auswertbaren Daten sandig-tonig Sb, As, Ba, Be, B, Co, Mo, Se, Ag, Ti, Tl, U, V, Sn

Im Hinblick auf die Anforderungen der Statistik hinsichtlich der untersuchten Elemente und Kompartimente (Wasserphase, Schwebstoff) leitet sich weiterer Untersuchungs- bedarf für folgende Gewässerlandschaften und Elemente ab: Wasserphase (gesamt): die Datendefizite umfassen die Elemente der Tabelle 7.1. Die Datenlage ist im Vergleich zu den anderen Kompartimenten am umfangreichsten. In der metallogenen Gewässerlandschaft wird die Stichproben- zahl am häufigsten nicht eingehalten. Wasserphase (gelöst): keine Daten existieren für Barium, Bor und Zink. Beson- ders in der metallogenen Gewässerlandschaft existieren häufig Elementanzah- len <10 (vgl. Tabelle 7.2) Schwebstoffphase: insgesamt unbefriedigende Datenbasis. Eine grundsätzliche Überarbeitung der Datenerhebung ist empfehlenswert.

Es wird hinsichtlich der Wasserphase (gelöst und gesamt) empfohlen, das bereits bestehende umfangreiche Messnetz an geogen identifizierten Messstellen umfassende-

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ren analytischen Untersuchungen zu unterziehen. Die Datendefizite sind in den vorangegangenen Tabellen (Tabelle 7.1 und Tabelle 7.2) ersichtlich, wobei zukünftig den gelösten Gehalten der Metalle und Schwermetalle mehr Beachtung geschenkt werden sollte, um der Repräsentativität der statistischen Auswertungen gerecht zu werden. Von besonderer Dringlichkeit sind dabei die Messstellen in der metallogenen Gewäs- serlandschaft, die im Vergleich die geringsten Analysenanzahlen aufweisen.

In Bezug auf die Schwebstoffphase wird eine grundsätzliche Überarbeitung des Mess- stellennetzes sowie des analytischen Untersuchungsprogramms empfohlen. Da sich das Schwebstoff-Messstellennetz auf die drei automatischen Messstationen konzentriert, wird damit ausschließlich die Gesamtfracht der größeren Fließgewässer ermittelt. Da diese Herangehensweise nicht mit der Ermittlung geogener Hintergrundwerte ver- einbar ist, müssen andere Messstellen ausgewählt werden. Grundsätzlich können hier- für die (als geogen identifizierten) Messstellen der Wasserphase herangezogen werden. Jedoch sollte - vorzugsweise Vorort - geprüft werden, inwieweit sich diese tat- sächlich eignen, da die Schwebstofffracht insbesondere der klaren Oberläufe kleiner Fließgewässer für analytische Zwecke nicht ausreichend sein wird. Des Weiteren ist der Tabelle 7.3 zu entnehmen, dass auch das analytische Untersuchungsprogramm große Defizite aufweist. Aus diesem Grund wird empfohlen, das Beprobungs- und Ana- lysenspektrum zu erweitern.

Für die Erstellung von Maßnahmenkonzepten zur zukünftigen Beprobung anthropogen gering beeinflusster Fließgewässerabschnitte in Sachsen-Anhalt dient die Übersicht der als geogen identifizierten Messstellen (Anlage 6.5). Sie umfasst neben den mithilfe der statistischen Auswertung ermittelten potentiell geogenen Messstellen auch die im Rahmen der bereits durchgeführten Zusatzbeprobung zur Anwendung gekommenen Messstellen. Wie sich auch bei der Realisierung des Messprogramms im Rahmen des Zwischenberichts zeigte, können - auf theoretischer Basis - vorgeschlagene Messstel- len ihre Eignung bei Vorortbegehungen verlieren. Aus diesem Grund kann die Über- sicht über die geogenen Messstellen (Anlage 6.5) lediglich einen Beitrag für weitere Untersuchungsprogramme liefern.

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

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Ermittlung geogener Hintergrundbelastungen durch Schwermetalle in Oberflächengewässern des Landes Sachsen - Anhalt

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Datum: 25.01.2010 302