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Abschlussbericht zum

Verbundvorhaben

„Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet“

Teil A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“ Prof. Dr. R. Meißner, Dr. agr. H. Rupp, Dipl. Geogr. S. Bolze Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH – UFZ, Department Bodenphysik, Lysimeterstation Falkenberg Teil B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ Prof. Dr. P. Leinweber, Dr. rer. nat. G. Jandl, Dr. agr. habil. Ch. Baum Universität Rostock, Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät Teil C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“ Dr. habil. W. Frosch, Dr. U. Klee, Dr. F. Tetzlaff, Dipl. Ing. agr. M. Grau Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Agrar- und Ernährungswissenschaften, Professur für Landtechnik, Umwelt- und Kommunaltechnik Laufzeit des Vorhabens: 01.04.2007 – 31.12.2010 Projektkoordinierung Prof. Dr. R. Meißner Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung GmbH – UFZ, Department Bodenphysik, Lysimeterstation, Dorfstraße 55, 39615 Falkenberg e-mail: [email protected]

Das diesem Bericht zugrunde liegende Vorhaben wurde mit Mitteln des Bundesministeriums für Bildung und Forschung unter dem Förderkennzeichen 02WT0869 gefördert. Die Verantwortung für den Inhalt dieser Veröffentlichung liegt bei den Autoren.

Inhaltsangabe

Vorwort I Projekt A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“

Berichtsblatt - deutsch Berichtsblatt - englisch

I. Kurze Darstellung zu 1. Aufgabenstellung 1

2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 3 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 4 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 5

II. Eingehende Darstellung

1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 6 mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele

2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 65 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 66

4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in 67 Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes

5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordenen 70 Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen

6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11 72

Anlagen (nur als CD)

• Bericht des russischen Fernsehens über die Entnahme von monolithischen Bodensäulen am Okaauenstandort Ryazan

• Bericht der Ryazaner Zeitung über die Einrichtung der Pilotanlage zur

Phytoremidiation mit Weidenstecklingen aus Deutschland in der Okaaue bei Ryazan

• Informationsblatt über die Beschreibung der Stechvorrichtung zur Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen in russischer Sprache für die Messe „Goldener Oktober“ 2010 in Moskau

• Zusammenstellung der bisher zum Projektverbund erschienenen Publikationen

Projekt B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ Berichtsblatt - deutsch

Berichtsblatt – englisch I. Kurze Darstellung zu

1. Aufgabenstellung 1 2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 2 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 3 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 3

II. Eingehende Darstellung 1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 4

mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele 2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 31 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 32




Projekt C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“

Berichtsblatt - deutsch Berichtsblatt – englisch

I. Kurze Darstellung zu 1. Aufgabenstellung 1 2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde 1 3. Planung und Ablauf des Vorhabens 2 4. Wissenschaftlicher und technischer Stand 4 5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen 5

II. Eingehende Darstellung 1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, 5

mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele 2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises 61 3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit 61




I

VORWORT zum

Verbundvorhaben „Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet“

Flussauen stellen ein Bindeglied zwischen terrestrischen und aquatischen Ökosystemen dar.

Sie sind durch Böden sowie eine Vegetation und Tierwelt gekennzeichnet, die mit der

Überflutungsdynamik, dem Abflussgang von Flüssen und den Grundwasserständen

korrespondieren. Besonders durch Flutereignisse werden die im Auenboden ablaufenden

Prozesse (wechselnde Grundwasserstände und daraus resultierende unterschiedliche

Bodenfeuchtepotenziale und Redoxverhältnisse) sowie die damit einhergehenden Importe

und Exporte von organischen Substanzen, Nähr- und Schadstoffen essentiell beeinflusst.

Allgemein gelten Auen aufgrund ihrer morphologischen Position und der hier anzutreffenden

Böden, die sich meist durch gute Sorptionseigenschaften auszeichnen, als Stoffsenken

bezüglich der meist oberflächlich durch Hochwässer eingetragen Stoffe aus den

umgebenden Landschaftsräumen; gleichzeitig fungieren sie aber auch als

Transformationssystem mit einseitig gerichteten Stoffverlagerungen vom Ober- zum

Unterlauf.

Aus der nationalen und internationalen Literatur ist bekannt, dass besonders Flussauen,

bedingt durch Hochwasserereignisse, mit Schadstoffen kontaminiert sind. Während in den

letzten Jahren Fortschritte bezüglich der Identifikation von belasteten Arealen innerhalb der

Auen erzielt wurden, fehlt es nach wie vor an Strategien und praktikablen technologischen

Lösungen zur Sanierung von belasteten Standorten. Als aussichtsreiches Verfahren zur

Problemlösung wird die Phytoremediation angesehen. In Europa ist in mehreren Labor- und

Gefäßexperimenten die grundsätzliche Möglichkeit der Dekontamination von

schadstoffbelasteten Böden durch den Anbau schnell wachsender Baumarten gezeigt

worden. Grundlagenforschung führte zur Verfahrensoptimierung durch Inokulation der

Bäume mit Ektomycorrhizapilzen und Helferbakterien. Jedoch ist die Effizienz der

Phytoremediation, einschließlich technologischer Fragen der energetischen Holzverwertung

noch nie in Freilandexperimenten unter praxisnahen Bedingungen gezeigt worden. Dies ist

ein generelles Hindernis für die breite Anwendung dieser „sanften“ Bodensanierung.

Deshalb bestand die Zielstellung, im Rahmen eines deutsch-russischen

Forschungsprojektes mit interdisziplinären Partnern in situ Versuche zur Bodensanierung mit

auentypischen Gehölzen (vor allem Weiden und Pappeln) an belasteten Standorten im

Einzugsgebiet der Wolga, speziell dem bedeutsamen Nebenfluss und ergänzend in der

Elbaue durchzuführen. Integraler Bestandteil dieses Vorhabens sollen auch technisch-

technologische Untersuchungen zur verfahrenstechnischen Konzipierung und

Bewirtschaftung dieser Plantagen sowie zur energetischen Nutzung des Holzaufwuchses

II

einschließlich der Entsorgung der dabei anfallenden Reststoffe sein. Die bilateralen

Untersuchungen sollen sich dabei auf folgende Schwerpunkte konzentrieren:

- Anlage und Durchführung von Gefäßversuchen (Säulenversuche mit ungestörten Böden)

und in situ Untersuchungen im Pilotmaßstab an mit anorganischen und organischen

Schadstoffen kontaminierten Böden im Einzugsgebiet der Wolga und ergänzend in der

Elbaue

- Nachweis der Phytoextraktion von Schwermetallen (vor allem Cadmium und Zink) aus den

kontaminierten Böden sowie der Biodegradation von organischen Schadstoffen in der

Rhizosphäre

- Erarbeitung von verfahrenstechnischen Lösungen zur Anlage und Etablierung von

gesunden und damit leistungsfähigen Baumbeständen als essentielle Voraussetzung zur

Durchführung von großflächigen Bodensanierungen

- Konzipierung von Strategien zur thermischen Energiegewinnung aus Biomasse unter

Berücksichtigung der Ascheentsorgung einschl. der entstehenden Rauchgase

- Ableitung von Handlungsstrategien zur praktischen Nutzung der Ergebnisse

Die Realisierung erfolge durch Finanzierung des BMBF als Verbundvorhaben im Zeitraum

01.04.2007 bis 31.12.2010 mit der Vorhabensbezeichnung:

„PHYTOREMEDIATION VON KONTAMINIERTEN AUENBÖDEN IM WOLGA-EINZUGSGEBIET“

Die Bearbeitung erfolgte in Form von folgenden Teilprojekten (TP): TP A: „Auenhydrologie und Schadstofffreisetzungsmechanismen“ (FKZ: 02Wt0869) Forschungsnehmer und Verbundprojektkoordinator: Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung – UFZ TP B: „Biotechnologie und Spezialanalytik“ (FKZ: 02WT0870) Forschungsnehmer: Universität Rostock TP C: „Verfahrenstechnik und Ökonomie“ (FKZ: 02WT0871) Forschungsnehmer: Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg Russischer Forschungspartner für alle Teilprojekte: VNIIGIM – Institut für Hydrotechnik und Melioration Moskau Die Ergebnisse werden in Form eines gemeinsamen Abschlussberichtes auf der Grundlage

der im Zuwendungsbescheid vorgegebenen Regelungen vorgestellt. Dabei wurden für jedes

Teilprojekt ein kurz gefasster Informationsbericht und ein ausführlicher Sachbericht

einschließlich Berichtsblatt in deutscher und englischer Sprache erstellt. Der ebenfalls für

jedes Teilprojekt eigenständig angefertigte Erfolgskontrollbericht wurde nur an den

III

Zuwendungsgeber, Bibliothek des BMBF, und den Projektträger Karlsruhe,

Wassertechnologie und Entsorgung (PTKA-WTE), versandt. Sowohl die Einzelberichte als

auch die darin genannten Anlagen und bereits erschienenen Publikationen sind auf einer

dem Abschlussbericht beiliegenden CD in elektronischer Form zusammengestellt.

BMBF-Vordr. 3831/03.07_2

Berichtsblatt

1. ISBN oder ISSN

2. Berichtsart (Schlussbericht oder Veröffentlichung) Endbericht

3. Titel Gemeinsames Forschungsprojekt Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet Unterprojekt: Hydrologie von Auenböden und Mechanismen der Schadstofffreisetzung

4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Meißner, Ralph, Prof. Dr. Rupp, Holger, Dr. Bolze, Sebastian, Dipl. Geogr.

5. Abschlussdatum des Vorhabens 31.12.2010

6. Veröffentlichungsdatum

7. Form der Publikation

8. performing organization(s) (name, address) Helmholtz Zentrum für Umweltforschung – UFZ Department Bodenphysik, Lysimeter Station Postfach 500136 04301 Leipzig

9. Ber. Nr. Durchführende Institution B522108 10. Förderkennzeichen 02WT0869

11. Seitenzahl 73

12. Fördernde Institution (Name, Adresse) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn

13. Literaturangaben 64

14. Tabellen 18

15. Abbildungen 22

16. Zusätzliche Angaben

17. Vorgelegt bei (Titel, Ort, Datum)

18. Kurzfassung Schwebstoffe und Feinsedimente, die mit den Flüssen transportiert werden, sind oftmals mit Schwermetallen und Arsen belastet. Diese Verbindungen gelangen bei Hochwasserereignissen in Auensysteme, wo sie sich speziell in Bereichen mit geringer Fließgeschwindigkeit absetzen. Als eine direkte Folge dieser Sedimentationsprozesse können Böden und Pflanzen in Flussauen ein Belastungsniveau aufweisen, das die Prüf- und Vorsorgewerte der Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung überschreitet. Auf der Grundlage von Voruntersuchungen an Flussauenböden der Elbe (Deutschland) und der Wolga (Russland) wurden Feldmessplätze etabliert um zu überprüfen, ob die Phytoremediation mit Weiden und Pappeln eine geeignete Methode zur Sanierung kontaminierter Standorte ist. Die Ergebnisse zeigten, dass die Inokulation von Weiden mit Ektomykorrhiza-Pilzen und mit Ektomykorrhiza assoziierten Bakterien die Wirksamkeit der Phytoremediation fördert. Untersuchungen auf verschiedenen Skalenbereichen (Feld, Lysimeter und Mikrokosmos) waren notwendig, um die wesentlichen biogeochemischen Prozesse zu identifizieren, die die Dynamik von Arsen und Schwermetallen in Auenböden bestimmen. Dieser skalenübergreifende und integrierte Forschungsansatz eröffnet neue Möglichkeiten für die künftige Grundlagen- und angewandte Forschung in Feuchtgebieten. Des Weiteren war es möglich, die auf den kontaminierten Standorten aufwachsende Biomasse nach thermo-chemischer Vergasung in einem Blockheizkraftwerk (BHKW) für die Erzeugung von Wärme und Elektroenergie zu verwerten. Das Projekt machte deutlich, dass die Phytoremediation ein innovativer Ansatz für die Sanierung von schwermetallbelasteten Auenböden ist und kontaminierte Böden ein Potential für die Erzeugung von Bioenergie aufweisen.

19. Schlagwörter Phytoremediation, kontaminierter Auenboden, Inokulation, Schwermetallaufnahme, Lysimeter, Feldversuch

20. Verlag

21. Preis

BMBF-Vordr. 3831/03.07_2

BMBF-Vordr. 3832/03.07_2

Document Control Sheet

1. ISBN or ISSN

2. type of document (e.g. report, publication) Final report

3. title Joint research project: Phytoremediation of contaminated floodplain soils in the Volga-river catchment; Subproject: Hydrology of floodplain soils and release mechanisms of contaminants

4. author(s) (family name, first name(s)) Meißner, Ralph, Prof. Dr. Rupp, Holger, Dr. Bolze, Sebastian, Dipl. Geogr.

5. end of project 31.12.2010 6. publication date

7. form of publication

8. performing organization(s) (name, address) Helmholtz Centre for Environmental Research – UFZ Department Soil Physics, Lysimeter Station Post box 500136 04301 Leipzig

9. originator’s report no. B522108 10. reference no. 02WT0869

11. no. of pages 73

12. sponsoring agency (name, address) Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) 53170 Bonn

13. no. of references 64

14. no. of tables 18

15. no. of figures 22

16. supplementary notes

17. presented at (title, place, date)

18. abstract

Particulate matter and fine sediments transported by rivers are often loaded with heavy metals and arsenic. These substances are transported during flood events in the floodplains and settled down in areas with almost stagnant flow velocity. As a consequence of these sedimentation processes floodplain soils and plants can have contamination levels which exceed valid reference and precaution values of the German Federal Soil Protection and Contaminated Site Ordinance ((BBodSchV). Based on measuring data from floodplain soils at the rivers Elbe (Germany) and Volga (Russia) experimental field trials have been established with the aim to test if phytoremediation with willows and poplars is a suitable method to restore these contaminated areas. The results showed that willows which have been inoculated with ectomycorrhizal fungi and ectomycorrihiza associated bacteria enhance phytoremediation efficiency. Multi scale studies (microcosm – lysimeter – field trial) effectively identified and verified the major biogeochemical processes in floodplain soils that explain arsenic and heavy metal pollution dynamics. This comprehensive and integrated methodology has potential for similar future scientific and applied studies at many wetland sites word-wide. Furthermore, it is possible to use the biomass from the contaminated floodplains after a thermo chemical gasification procedure in a combined heat and power unit (CHP) for generating heat and electricity. The project demonstrated that phytoremediation is an innovative approach to remediate floodplain soils which are contaminated with heavy metals and the contaminated areas are a further potential for the production of bioenergy.

19. keywords phytoremediation, contaminated floodplain soil, inoculation, heavy metal uptake, lysimeter, field trail

20. publisher

21. price

BMBF-Vordr. 3832/03.07_2

1

I Kurze Darstellung zu

1. Aufgabenstellung

Das Gesamtziel des Verbundvorhabens bestand im praktischen Nachweis der Eignung

der Phytoremediation als kostengünstiges Verfahren zur Sanierung von kontaminierten

Flussauenstandorten in den Einzugsgebieten der Wolga (Russland) sowie der Elbe

(Deutschland). Zur Realisierung dieser Zielstellung wurden neben grundlegenden

Untersuchungen zur Aufnahme von Schwermetallen durch Pflanzen in situ Versuche zur

Bodensanierung mit auentypischen Weidenstecklingen an belasteten Standorten im

Bereich der Elbe bei Schönberg (Flusskilometer 438, Sachsen-Anhalt) und der Wolga,

speziell dem Nebenfluss Oka, im Gebiet von Ryazan (ca. 200 km südöstlich von Moskau)

angelegt und durchgeführt. Integraler Bestandteil dieser Arbeiten waren Untersuchungen

zur energetischen Nutzung der erzeugten Biomasse.

Die Aufgaben der AG Meißner bestanden neben der Koordination des Verbundvorhabens

in

(1) der Erfassung der Kontaminationspotenziale, speziell im Bereich der Oka, der

Auswahl von geeigneten Versuchsstandorten und dem Aufbau von

entsprechenden Versuchseinrichtungen in Russland und ergänzend in

Deutschland und

(2) der Durchführung von experimentellen Untersuchungen in differenzierten

Skalenbereichen (vor allem Lysimeter und in situ Auenuntersuchungsstandort;

ergänzend Mikrokosmenuntersuchungen finanziert aus Eigenmitteln) zur

Aufklärung des Freisetzungsverhaltens von Schadstoffen, speziell

Schwermetallen, bei unterschiedlichen Wasserständen (hydrologisches Regime)

und damit einher gehender Veränderungen des Redoxpotenzials.

2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde

Die AG Meißner verfügt über langjährige Erfahrungen bezüglich der Konzipierung und

Realisierung von Lysimeter- und Freilanduntersuchungen. Des Weiteren ist darauf

hinzuweisen, dass bereits langjährige Kontakte zum russischen Kooperationspartner, dem

VNIIGIM Institut für Hydrotechnik und Melioration in Moskau, hinsichtlich der erfolgreichen

Durchführung von BMBF finanzierten Forschungsvorhaben (Projektverbünde „Oka-Elbe“

und „Wolga-Rhein“) bestehen. Vorteilhaft für die Durchführung des Vorhabens war auch,

2

dass vom Untersuchungsstandort Schönberg in der Elbaue grundlegende pedologische

und hydrologische Daten aus früheren Forschungsvorhaben vorlagen, eine

Grundausstattung bezüglich der Messtechnik zur Verfügung stand und ein in situ

Feldversuch mit Pappeln und Weiden bereits im Oktober 2005 mit Eigenmitteln in

Kooperation mit dem Partner Universität Rostock angelegt wurde. Positiv auf die

Durchführung des Vorhabens wirkte sich auch die bereits bestehende enge

Zusammenarbeit mit der Universität Halle-Wittenberg und der dort vorhanden technischen

Ausstattung in Form einer Versuchsanlage zur energetischen Umsetzung von fester

Biomasse aus.

Die Zusammenarbeit zwischen den Partnern UFZ, Universitäten Rostock und Halle-

Wittenberg wurde in Form eines auch vom Zuwendungsgeber geforderten

Kooperationsvertrages, der im Mai 2007 abgeschlossen wurde, geregelt. Des Weiteren

wurde seitens des UFZ mit der Firma Umwelt-Geräte-Technik GmbH (UGT)-Müncheberg

ein Werkvertrag zur Entnahme von monolithischen Bodensäulen mit einem vom UFZ und

UGT patentierten Fräsverfahren an einem russischen Auenstandort abgeschlossen.

3. Planung und Ablauf des Vorhabens

Die im Antrag ausgewiesene Meilensteinplanung umfasste die nachfolgend genannten

Positionen:

1. VI/2007: Auswahl der Flächen für die Anlage von 2 Freilandversuchen in Russland

und Bepflanzung der Flächen mit den vom Projektpartner Uni Rostock zur Verfügung

gestellten Inokulaten

2. VII/2007: Monolithische Entnahme von 12 Bodenmonolithen an 2 Standorten und

Einrichtung der Gefäßstation mit den Bodensäulen

3. IX/2007: Schulung der russischen Partner zur Gewährleistung der möglichst

weitgehend eigenständigen Durchführung des Versuchsprogramms (besonders

Redoxmessung, sequentielle Analytik, Grundlagen der thermischen Verwertung,

gemeinsam mit Partnern Uni Rostock und Uni Halle)

4. IV/2008: Auswertung der Gefäßversuche ohne Bewuchs und Erweiterung mit

Inokulaten von den russischen Entnahmestandorten

5. VIII/2008: Zwischenauswertung der Freilandversuche

6. IX/2008: Bereitstellung von Probenmaterial zur thermischen Verwertung von

Biomasse aus den russischen Untersuchungsgebieten für den Partner Uni Halle

3

7. III/2009: Überprüfung der Grundwassersteuerungsmechanismen in den

Gefäßversuchen und ggf. Modifikation durch Einstellung anderer Steuerstrategien

8. XII/2009: Fertigstellung Versuchsauswertung und Ableitung von Schlussfolgerungen

für die praktische Anwendbarkeit des Verfahrens der Phytoremediation auf

kontaminierten Standorten mit wechselnden Grundwasserständen (Abschlussbericht,

Publikation der Ergebnisse)

Vor allem bedingt durch technische Transportprobleme sowie natürliche Ereignisse in

Form von Hochwässern und Trockenperioden kam es zu Verzögerungen bei der

Einrichtung der Experimentalflächen. Erschwerend wirkte ferner die im Vergleich zu

deutschen Auenstandorten geringe Belastung von Standorten im Bereich der Oka. Erst

längerfristige Recherchen und Detailuntersuchungen führten zur Auswahl eines

geeigneten in situ Standortes im Bereich der Oka bei Ryazan. Es wurde daher

beschlossen, die Untersuchungen auf einen in situ Standort in Russland zu beschränken.

Große Schwierigkeiten bereitete der Export von Versuchseinrichtungen nach Russland.

Die von Hand zu transportierenden Materialien (Sonden, Messgeräte, Probeflaschen etc.)

wurden sowohl von den deutschen als auch den russischen Wissenschaftlern als

Handgepäck deklariert und bei den Flügen mitgenommen. Als besonders schwierig

erwies sich jedoch die Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen mit Hilfe einer

speziellen Stechvorrichtung, die zunächst exportiert und dann wieder reimportiert werden

musste. Trotz langjähriger Erfahrungen der Firma UGT beim Export von

Umweltmesstechnik und der Vorlage einer von deutschen Behörden genehmigten Ex-

und Import-Bescheinigung gelang es im ersten Anlauf nicht, den Meilenstein planmäßig

zu realisieren. Die Materialien wurden mit der russischen Fluglinie Aeroflot im Juli 2008

nach Moskau transportiert, konnten aber dort trotz intensiver persönlicher Bemühungen

seitens des Projektnehmers, des russischen Partners und des Projektträgers, der auch

das BMBF involvierte, nicht aus dem Zoll herausgeholt werden. Ein zweiter Versuch

erfolgte im Herbst 2010. Es gelang, wie im Projekt vorgesehen, 12 Bodensäulen von

insgesamt 2 Standorten aus der Okaaue zu entnehmen (Dokumentation der Entnahme

durch einen Bericht des russischen Fernsehens). Diese Säulen wurden mit einer

Filterschicht ausgestattet und in einem Lager in Solotscha, einer Filiale des VNIIGIM

Moskau, zur Überwinterung abgestellt. Die russischen Kollegen sicherten zu, die

Bodensäulen nach dem Ende der Frostperiode in einer Lysimeterstation zu installieren.

Die Materialen einschließlich Messapparaturen und Sonden zum Betrieb dieser Station

wurden entsprechend der im Antrag genannten Bedarfsaufstellungen nach Russland

geliefert. Auch die Geräte zum Betrieb des russischen in situ Messfeldes wurden

4

planmäßig von deutscher Seite bereitgestellt. Die Weidenklone zur Bepflanzung des

Messfeldes wurden von den Rostocker Partnern geliefert und gemeinsam mit den

russischen Partnern im Mai 2010 eingepflanzt. Leider war der Frühsommer nach der

Bepflanzung sehr trocken, so dass ein Teil der Stecklinge nicht anwuchs. Es erfolgte eine

Nachlieferung nach Projektende im März 2011. Leider konnte aus den genannten

Gründen kein Probenmaterial zur thermischen Verwertung von Biomasse aus den

russischen Untersuchungsgebieten für den Partner Uni Halle bereitgestellt werden.

Jedoch verfügt nun die russische Seite, wie im Antrag zugesichert, über ein komplett

ausgestattetes in situ Messfeld und eine Kleinlysimeterstation mit monolithischen

Bodensäulen.

Da die Realisierung des Baus der Lysimeteranlage in Russland während des

Projektzeitraumes aufgrund der bereits vorliegenden Erfahrungen sehr ungewiss war,

wurde rechtzeitig nach Alternativmaßnahmen zur Erfüllung der im Arbeitsplan enthaltenen

Zielstellungen gesucht. Es wurde deshalb aus Eigenmitteln des UFZ eine

Kleinlysimeteranlage, bestehend aus 4 monolithisch gewonnenen Bodensäulen vom

Elbauenstandort Schönberg in der UFZ Forschungsstelle in Falkenberg errichtet.

Ergänzend dazu wurde aus Haushaltsmitteln des UFZ eine vorhandene

Mikrokosmenanlage instandgesetzt und modernisiert, um damit spezielle kleinskalige

Versuche an Bodenproben aus den russischen und deutschen

Auenuntersuchungsstandorten vornehmen zu können.

Über die hier zusammenfassend dargestellten Probleme bei der Durchführung des

Projektes wurde der Projektträger in den Zwischenberichten umfassend informiert. Des

Weiteren erfolgten bei aktuellen Anlässen (z.B. Zollprobleme, Materialtransport etc.) noch

zusätzliche Informationen direkt an den Projektträger. Es wird eingeschätzt, dass die Ziele

des Projektes, auch aufgrund der gewährten Laufzeitverlängerung bis XII/2010,

insgesamt erfüllt wurden.

4. Wissenschaftlicher und technischer Stand

Ausgehend von der Hypothese, dass Schwermetalle in kontaminierten Auenböden nur

partiell fest gebunden sind und der Rücklösung unterliegen, erfolgte die Konzeption,

Anlage und Realisierung von experimentellen Untersuchungen zur Stoffdynamik und zu

den Stofffreisetzungsprozessen. Die Versuche konzentrierten sich zunächst auf die

Skalenbereiche Auen-Lysimeter und in situ Elbauenstandort Schönberg. Diese

5

Experimente wurden ergänzt durch Untersuchungen in Mikrokosmen. Es stellte sich

heraus, dass sowohl der fluktuierende Grundwasserstand als auch das sich dabei immer

wieder neu einstellende Redoxpotenzial die entscheidenden Faktoren für das

Freisetzungsverhalten von Schwermetallen darstellen. Während die Lysimeter- und

Mikrokosmenuntersuchungen ein weitgehend identisches Verhalten bezüglich der

Schwermetall- und Arsenmobilität aufwiesen, traten zum Teil erhebliche Abweichungen zu

den in situ Untersuchungen auf. Die Ursache hierfür ist das unter Naturbedingungen

komplexe Zusammenwirken unterschiedlicher Einflussfaktoren, die bei Mikrokosmen- und

Lysimeteruntersuchungen separiert bzw. einzeln erfasst werden können. Speziell wurde

festgestellt, dass Arsen, Kobalt und Nickel bei Überflutungsbedingen und damit

verbundenen Verminderungen des Redoxpotenzials mobilisiert werden. Demgegenüber

wurden die höchsten Chromkonzentrationen bei einem maximalen Redoxpotenzial

gemessen. Aus Umweltgesichtspunkten ist besonders darauf hinzuweisen, dass die

Arsenkonzentration im Hochwasserfall sogar den Prüfwert der Bundes- Bodenschutz- und

Altlastenverordnung (BBodSchV, 1999) für den Transferpfad Boden – Grundwasser

überschreitet. Die hier erstmals eingesetzte skalenübergreifende Versuchsmethodik stellt

eine solide Basis für weiterführende Untersuchungen zum Freisetzungs- und

Transferverhalten von Kontaminanten in Böden mit wechselnden hydrologischen

Regimen dar.

5. Zusammenarbeit mit anderen Stellen

Die Zusammenarbeit konzentrierte sich vor allem auf Abstimmungen zwischen den

deutschen Partnern UFZ mit den Universitäten Halle-Wittenberg und Rostok. Integraler

Bestandteil der Kooperation war die Zusammenarbeit mit dem russischen Partner

VNIIGIM Moskau. Es fanden regelmäßig Konsultationen zwischen den deutschen

Partnern zum Arbeitsfortschritt statt. Sämtliche Reisen zum russischen Partner wurden

langfristig geplant und so organisiert, dass ein möglich hoher Gewinn für den

Projektforschritt erzielt werden konnte. Die enge Zusammenarbeit zwischen den Partnern

drückt sich vor allem aus in gemeinsamen Publikationen und der im März 2009

durchgeführten Projektschulung für den russischen Partner an den Standorten Rostock

(Analytikschulung), Falkenberg (Schulung an hydrologischen Messgeräten) und Halle

(Schulung an der Demonstrationsanlage zur thermochemischen Umsetzung von fester

Biomasse). Auch wurde der Lehrfilm über die „Phytoremediation“, der Bestandteil einer

Bachelor-Arbeit der Universität Magdeburg, Institut für Medien, ist, in enger

6

Zusammenarbeit zwischen den Partnern erstellt. Er wurde in einer Kurzversion auch mit

russischen Untertiteln erstellt und dem VNIIGIM zur Verfügung gestellt.

Eine enge Kooperation bestand auch zur Firma UGT- Müncheberg (KMU). Zwischen dem

UFZ und der UGT wurden gemeinsame Arbeiten zur Modifizierung eines Verfahrens zur

Entnahme von ungestörten Bodensäulen in Auenstandorten durchgeführt. Es wurde ein

modifiziertes Entnahmegerät für Bodensäulen mit einem Durchmesser von 30 cm und

einer Tiefe bis zu ca. 1 m entwickelt. Dieses Gerät wurde erstmals 2008 zur Entnahme

von Bodensäulen am Elbauenstandort Schönberg eingesetzt. Es wurde 2010 nach

Russland exportiert, dort für die Entnahme der 12 Bodensäulen an 2 Standorten bei

Ryazan eingesetzt und auf der internationalen Land- und Kommunaltechnikmesse

„Goldener Herbst“ in Moskau präsentiert und wieder reimportiert.

II Eingehende Darstellung

1. Verwendung der Zuwendung und des erzielten Ergebnisses im Einzelnen, mit Gegenüberstellung der vorgegebenen Ziele

(1) Erfassung der Kontaminationspotenziale, speziell im Bereich der Oka, der

Auswahl von geeigneten Versuchsstandorten und dem Aufbau von entsprechenden Versuchseinrichtungen in Russland und ergänzend in Deutschland

Standortauswahl und Erfassung der Kontaminationspotenziale

Grundlagen

Die Auswahl der Standorte war im russischen und im deutschen Untersuchungsgebiet

durch sehr unterschiedliche Voraussetzungen geprägt. Im Rahmen von vorangegangenen

Projekten "Wirkung von Hochwasserereignissen auf die Schadstoffbelastung von Auen

und kulturwirtschaftlich genutzten Böden im Überschwemmungsbereich von Oka und

Elbe" (BMBF-Forschungsvorhaben FKZ 02 WT 9617/0), „Quantifizierung des

Bodenwasser- und Stoffhaushaltes in Flussauen – Grundlage für

Managementmaßnahmen zum Schutz der Wasserressourcen“ (BMBF-

Forschungsvorhaben 02-WT9959, AquaTerra – Integrated Modelling of the river-

sediment-soil-groundwater system; advanced tools for the management of catchment

areas and river basins in the context of global change (EU-ForschungsvorhabenNr.

505428 (GOCE)) und Euro-Limpacs - Integrated project to evaluate impacts of global

7

change on European freshwater (EU-Forschungsvorhaben Nr. OND1304175) wurde eine

gute Kenntnis über die Belastungssituation des deutschen Standorts, der sich in der Elb-

Mäanderschleife bei Schönberg-Deich (Flusskilometer 435 – 440) befindet, erarbeitet. Die

Fläche weist zum Teil sehr hohe Schadstoffbelastungen auf. In Russland konnte der

Projektstandort erst im Ergebnis umfangreicher Voruntersuchungen ausgewählt werden,

da er sich im Überflutungsbereich der Oka befinden und aufgrund der Anlage eines

Freilandversuches zur Phytoremediation eine hohe Vorbelastung aufweisen sollte.

Elbauenstandort

Der deutsche Versuchsstandort befindet sich linkselbisch an der unteren Mittelelbe bei

Flusskilometer 438 in der rezenten Elbaue (52°54’22”N, 11°52’13”E, Abb. 1). Der Standort

ist in der altmärkischen Wische (Sachsen-Anhalt) gegenüber der Einmündung der Havel

(Gnevsdorfer Vorfluter) in die Elbe gelegen. Die Mäanderschleife wird durch von Ost nach

West laufende Flutrinnen gegliedert (Abb. 2), die auch das Überflutungsgeschehen

maßgeblich steuern.

Abb. 1 Lage des Untersuchungsgebietes im Einzugsgebiet der Elbe

8

Abb. 2 Luftbild vom Elbauenstandort Schönberg mit den Standorten der Messplätze bzw. der Lysimeterentnahme (Quelle: Google Earth)

Im Mittel der Jahre 2005 – 2010 wurde in der Lysimeterstation Falkenberg des Helmholtz

Zentrums für Umweltforschung (6 km südwestlich des Untersuchungsstandorts) eine

mittlere Niederschlagsmenge von 586 mm gemessen (Tab. 1).

Tab. 1 Niederschlagsmengen am UFZ-Standort Falkenberg

2005 2006 2007 2008 2009 2010

Niederschlag 507 460 802 632 526 590

Mittlere Temperatur 9,4 10,0 10,3 10,1 9,5 9,2

Der Standort liegt im Bereich der westlichen Verlängerung des Berliner Urstromtals und

wurde während der jüngsten Vereisung (Weichselkaltzeit) nicht mehr von den Gletschern

überfahren. Das Elbtal wird von Niederterrassensanden der Weichselvereisung geprägt.

Sie sind von holozänen Sanden und Schluff dominierten Auenlehmen überdeckt. Der

erste Grundwasserleiter wird von einer in 30 m Tiefe erbohrten Tonschicht (Liegendes)

begrenzt.

Die Übersichtskarte der Böden Sachsen-Anhalts (1:400.000) weist für die den Standort

umfassende Mäanderschleife Gleye aus lehmigem Auensand über Niederungssand und

Schotter aus lehmigem Auensand aus. Die vorläufige Bodenkarte 1:50.000 für Sachsen-

Anhalt dokumentiert für den Standort Gleye aus Auensand und carbonathaltigem

9

Auensand über fluvilimnogenem Sand. Der Standort wurde bodenkundlich als Vega-Gley

aus Auenlehm über Sand angesprochen (Abb. 3). Die pedologischen Basiskennwerte des

Standortes sind in Tabelle 2 zusammengestellt. Der Standort weist eine starke Belastung

mit Schwermetallen auf, die jedoch aufgrund von Querbauwerken (Fahr- und Gastrassen)

in der Flutrinne als reliktisch angesehen werden kann. Dies wird auch durch geringe an

diesem Standort gemessene Sedimentationsraten gestützt.

Abb. 3 Bodenprofil vom Untersuchungsstandort Schönberg

Tab. 2 Bodenphysikalische und bodenchemische Basiskennwerte des Elbauenstandortes Schönberg

Horizont Tiefe

(cm)

T

%

U

%

S

%

Corg

%

N

%

S

%

pH

(CaCl2)

Ah 0 – 10 19,4 71,7 8,9 10,9 0,858 0,285 5,6

Ah-Go 10 – 20 21,7 72,4 6 7,2 0,534 0,166 5,8

Gro1 20 – 50 30,2 57,6 12,4 1,1 0,108 0,003 6,1

Gro2 50 – 60 12,2 27,7 60,2 0,37 0,04 -0,9 6,2

Gro3 60 – 70 17,9 64,4 17,8 0,6 0,043 -0,9 6,2

10

Der Standort wird als Grünland genutzt. In der Regel erfolgt im Mai eine erste Mahd;

daran schließen sich entweder eine Beweidung durch Rinder oder ein zweiter Schnitt im

Juni/Juli an. Im Gebiet sind außerdem noch Relikte von Auwald vorhanden, die aber

durch die Weidewirtschaft beeinträchtigt sind. Die Nutzung des Gebietes als Weideland

stellt ein großes Problem dar, da die über das Hochwasser eingetragen Schadstoffe sich

auf den Pflanzen ablagern und von den Tieren aufgenommen werden können bzw. am

Boden verbleiben, dort akkumulieren und ausgewaschen oder von den Pflanzen

inkorporiert werden können. Zudem zeugen eine Reihe von Schützen- und Panzerlöchern

von der militärischen Nutzung der Fläche durch die Armee der ehemaligen Sowjetunion.

Das Abflussgeschehen der Elbe zeichnet sich durch ein typisches Regen/Schnee-Muster

aus. Im Frühjahr sind hohe Abflüsse durch die Schneeschmelze in den tschechischen und

deutschen Mittelgebirgen typisch. In den Sommermonaten sind dagegen meist nur

geringe Abflüsse zu verzeichnen, wie aus Abbildung 4 deutlich wird. Auch zeigt sich, dass

es infolge von ergiebigen Niederschlägen im Einzugsgebiet auch im Sommer zu

Überflutungen der Auen kommen kann (siehe bspw. 2010). Die Überflutungen unterliegen

aufgrund der morphologischen Gebietsgliederung einer besonderen Dynamik. Der

Mittelwasserstad der Elbe am Pegel Wittenberge beträgt 276 cm (Reihe 1996/2005).

Diese Pegelhöhe entspricht einem Wasserstand im Untersuchungsgebiet von ca. 22 m

üNN. Aufgrund der Reliefs wird der Standort jedoch erst ab einer Pegelhöhe von > 400

cm überflutet, dies entspricht einem Wasserstand von ca. 23 m üNN, obgleich der

Standort nur eine durchschnittliche Höhe von 22,5 m üNN aufweist. Die Überflutung

erfolgt zunächst entgegen der Fließrichtung der Elbe. Ab einer Höhe von > 460 bis 470

cm am Pegel Wittenberge erfolgt eine Strömungsumkehr und der Standort wird in

Fließrichtung der Elbe überströmt.

11

Abb. 4 Daten des Elbpegels Wittenberge sowie die Zeiträume der Überflutung des Untersuchungsstandortes im Zeitraum von 2005 bis 2010

Im Zeitraum Januar 2005 bis Dezember 2010 ergaben sich anhand der

Wasserstandsganglinie am Pegel Wittenberge 12 Überflutungsereignisse, von denen 8 in

der dreijährigen Projektlaufzeit auftraten (Tab. 3). Mitunter wurde der Bezugspegelstand

von 400 cm kurzzeitig unterschritten. Jedoch konnte das Wasser aufgrund

morphologischer Gegebenheiten nicht sofort abfließen, so dass der

Untersuchungsstandort während der angegebenen Zeiträume permanent überstaut war.

12

Tab. 3 Überflutungsereignisse am Elbauenstandort Schönberg während des Zeitraumes 2005 bis 2010

Hochwasser Maximaler Wasserstand

(cm)

Anzahl der Tage mit

Wasserständen > 400 cm

Frühjahr 2005 576 27


Sommer 2006 448 7


Herbst 2007 512 37




Sommer I 2010 474 10

Sommer II 2010 494 27

Herbst I 2010 562 17

Herbst II 2010 476 11

Eine zusammenfassende Darstellung über die Belastungssituation der Elbauen mit

Schadstoffen und den Möglichkeiten zur Sanierung mittels Phytoremediation wurde im

Rahmen des Projektes von den AG Meißner (UFZ) und Leinweber (Uni Rostock)

vorgenommen und gemeinsam in der Zeitschrift Wasserwirtschaft (2009) publiziert..

Dabei wurde festgestellt, dass die Elbauen großflächig, wenn auch überwiegend moderat,

mit anorganischen und organischen Schadstoffen kontaminiert sind. Daraus leitet sich ein

Handlungsbedarf bezüglich der Begrenzung der Schadstoffzufuhr sowie der Sanierung

dieser Standorte ab. Eine Bodensanierung kann generell ex situ oder in situ durchgeführt

werden. Bei den ex situ- Verfahren, wie z.B. der Bodenwäsche, wird das Bodenmaterial

zur Sanierung ausgekoffert und je nach Belastung und Verfahren chemisch, biologisch

oder/und physikalisch gereinigt. Allen ex situ- Verfahren ist gemeinsam, dass bei der

Sanierung sowohl die natürlich gewachsene Bodenstruktur als auch, in unterschiedlichem

Ausmaß, Bodenmaterial selbst verloren gehen. Da die Auen als hochdynamisches und

artenreiches Ökosystem und als Hochwasserretentionsflächen erhalten bleiben müssen

und die Großflächigkeit der Kontaminationen eine Auskofferung ausschließt, ist die

schonende in situ- Phytoremediation (Sanierung der Böden mit Pflanzen) eigentlich die

einzige sinnvolle Möglichkeit zur Bodensanierung.

13

Geeignete Pflanzen zur Sanierung von schwermetallkontaminierten Böden enthalten in

ihrer Biomasse entweder hohe Konzentrationen von Schwermetallen

(Hyperakkumulatoren) oder produzieren (bei mittleren Aufnahmeraten von

Schwermetallen) überdurchschnittlich hohe Biomassemengen (Biomasseproduzenten).

Hierzu gehören Weiden und Pappeln, die in der natürlichen Vegetation der Auen

vorkommen und daher besonders geeignet für eine Bodensanierung in Auen sind.

Prognosen notwendiger Anbauperioden und der Erfolgswahrscheinlichkeit der Sanierung

kontaminierter Böden mittels Phytoremediation sind aufgrund zahlreicher umwelt- und

pflanzenphysiologisch bedingter Einflüsse (z.B. Witterung, Pflanzenaufwuchs,

Schadstoffkonzentrationen und –verteilungen in der Biomasse) schwierig. Gegenwärtig

gibt es verschiedene Versuche, die Leistungsfähigkeit von Pflanzen für die Sanierung von

Böden zu erhöhen, z.B. indem sie mit wachstumsfördernden Mikroorganismen beimpft

werden. Die Beimpfung kann mit Bakterien und/oder Pilzen erfolgen, die an den Wurzeln

der Pflanzen wachsen und sowohl das Pflanzenwachstum als auch die

Schadstoffmobilisierung und -aufnahme fördern. Ein erfolgreiches Beispiel ist die

Beimpfung der Wurzeln mit Mykorrhizapilzen, die die Toleranz ihrer Wirtspflanzen

gegenüber erhöhten Schwermetallkonzentrationen im Boden verbessern können.

Zusätzlich kann der Abbau organischer Schadstoffe durch vergesellschaftete Bakterien

und/oder Mykorrhizapilze verstärkt werden. Eine zusätzliche Inokulation mit

Mykorrhizierungshelferbakterien kann die Mykorrhizaausbildung fördern, wie

entsprechende eigene Gefäßversuche zeigten (vgl. Ausführungen zum TP 02WT0870 in

diesem gemeinsamen Abschlussbericht).

Für eine theoretische Abschätzung der Sanierungszeit im Felde ist neben der aktuellen

Belastung des Bodens auch zu berücksichtigen, welche Masse an Schadstoffen jährlich

neu mit dem Sediment eingetragen wird. Damit eine Sanierung der belasteten Fläche

überhaupt möglich ist, muss die mit dem Sediment eingetragene Menge von

Schwermetallen geringer sein als der jährliche Entzug durch die Weiden bzw. Pappeln.

Basierend auf Ergebnissen von Gefäßversuchen und den in Tabelle 4 dargestellten

Sedimenteinträgen und Schwermetallkonzentrationen wurden Kalkulationen über die

Zeitdauer einer Phytoremediation mit Hilfe von Weiden vorgenommen (Tab. 5). Die

theoretische Mindestsanierungszeit bis zum Erreichen der Vorsorgewerte laut BBodSchV

konnte durch Beimpfung mit Mykorrhizapilzen und Helferbakterien für Cadmium von

ursprünglich etwa 40 auf etwa 25 Jahre und für Zink von etwa 70 auf etwa 45 Jahre

verringert werden. In den Elbauen werden aber auch zukünftig durch Überflutung

Schadstoffe erneut periodisch eingetragen, und im Rahmen der Phytoremediation mit

14

Weiden und Pappeln wird kommerziell nur die Holzbiomasse nach dem Laubfall geerntet.

Dadurch erhöht sich die theoretische Sanierungszeit für Cadmium auf 65 Jahre. Für Zink

erscheint eine Sanierung nur möglich, wenn der sedimentäre Eintrag verringert und/oder

die Leistungsfähigkeit der Bestände weiter erhöht wird.

Tab. 4 Kennzahlen der Hochflutsedimente an der Unteren Mittelelbe von 1997-2003 (höchste Mediane in fett; Metall- und Arsen-Analyse mit Königswasseraufschluss nach DIN ISO 11466)

Jahr und Anzahl

TOC As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn

Einheit % mg/kg

1997

n=12

Min 3,9 26 4,1 36 69 3,9 43 62 651

Med 11,4 41 6,6 106 112 4,9 53 127 1149 Max 23,1 107 11 134 146 6,2 76 420 1981

1998

n=13

Min 6,4 9,1 2,7 55 54 4,4 22 74 351

Med 7,7 25 5,5 110 130 4,5 51 126 816

Max 11 31 8,4 130 143 5,6 62 155 1082

2002

n=4

Min k. A. 58 6,1 106 129 4,2 42 71 766

Med k. A. 68 8,4 210 144 4,6 79 128 834

Max k. A. 86 8,6 268 162 6,8 100 178 1157

2003

n=6

Min 4,2 27 4,2 84 62 3,0 55 139 710

Med 9,2 58 7,4 151 110 3,8 112 153 1007

Max 12,1 92 9,1 228 139 6,3 169 183 1022

15

Tab. 5 Berechnung der Mindestzeit für eine Bodensanierung durch Phytoextraktion mit Weiden in den Elbauen

Parameter Schwermetall

Cd Zn

Jährlicher Entzug durch die Weiden

Metallaufnahme pro Weide (mg) 0,5 18

Pflanzenzahl je m2 5

Entzug Metall von der Fläche (mg/m2) 2,5 90

Jährlicher Eintrag durch Sediment

Eintrag Metall in die Fläche (mg/m2) 1,3 195,9

Differenz Entzug und Eintrag

Differenz Schwermetalle (D) (mg) 1,2 -105,9

Zu entfernende Schwermetall-Masse bis zum Erreichen des Vorsorgewertes (eMS)

Zu entfernende Metallmenge (mg) 78 7720,7

Dauer bis zum Erreichen des Vorsorge-wertes: eMS/D (Jahre)

78/1,2 -

65 -

Zur Verifizierung der vorliegenden Erkenntnisse wurde bereits im Oktober 2005 ein

Feldversuch mit Schwarzpappeln und Korbweiden auf einer relativ stark kontaminierten

Überflutungsrinne mit einer Fläche von 150 m2 in der Elbaue bei Stromkilometer 438

angelegt. Weiden und Pappeln wurden mit Mykorrhizapilzen mit und ohne

Mykorrhizierungshelferbakterien und als Kontrolle ohne Impfung gepflanzt. Störend auf

die Bestandesetablierung wirkten sich die teilweise lange Überflutungsdauer im Frühjahr

sowie erhebliche Fraßschäden durch den Biber aus. Trotzdem hatten die Korbweiden im

Winter 2008/2009 eine Bestandeshöhe von 2,5 m erreicht und konnten versuchsweise

geerntet werden, um die Praxisnutzung als Kurzumtriebsplantage zu simulieren. In

kommerziellen Kurzumtriebsplantagen wird die Holzbiomasse (Weiden, Pappeln) nach ca.

3 bis 6 Jahren im Winter geerntet und anschließend thermisch verwertet, wobei die

Gesamtnutzungsdauer derzeit ca. 20 Jahre beträgt. In unserem Versuch wird die durch

die Phytoremediation kontaminierte Biomasse der Bäume gehäckselt, pelletiert und

anschließend zur Energiegewinnung vergast (thermo-chemische Umwandlung). Dabei

werden die Stoffströme in den einzelnen Verfahrensschritten auf den Verbleib der

Schadstoffe untersucht, um eine erneute Kontamination der Umwelt mit gasförmigen

Austrägen oder festen Rückständen aus der Vergasung auszuschließen.

16

Eine umfassende Auswertung der Versuche wurde von der AG Leinweber (Uni Rostock)

vorgenommen (vgl. Ausführungen zum TP 02WT0870 in diesem gemeinsamen

Abschlussbericht und Veröffentlichung von Zimmer et al. in Clean – Soil, Air, Water 2011,

39 (4), 328–337). Es wurde prinzipiell ein Sanierungserfolg, speziell beim Einsatz von

Weiden, festgestellt. Die Fläche wurde im Februar 2009 abgeerntet und die Biomasse

wurde der Uni Halle-Wittenberg für Arbeiten zur Untersuchung der energetischen Nutzung

bereitgestellt. Der sich nach der Ernte eingestellte Wiederaustrieb der Weiden entsprach

den Anforderungen, die an eine leistungsfähige Biomasseanlage gestellt werden. Dem

hingegen wiesen die Pappeln keinen hinreichenden Wiederaustrieb auf. Sie sind aufgrund

ihrer Vernässungsanfälligkeit auf Standorten mit längerem Überstau nicht für die

Phytoremediation geeignet. Allerdings wurde auch festgestellt, dass der aufwachsende

Weidenbestand im Hochwasserfall zu einem „Auskämmeffekt“ an Sedimenten führt und

somit den Schadstoffeintrag in die Fläche erhöht. Verbunden ist damit jedoch eine

Verringerung des Schadstoffanfalls in weiter flussabwärts gelegenen Gebieten (spezielle

Ausführungen finden sich hierüber bei Zimmer et al „Soil ecological evaluation of willow in

a floodplain“ 2011 eingereicht beim Journal of Plant Nutrition and Soil Science bzw. in der

Dissertation von D. Zimmer „Arsenic and heavy metals in floodpülain soils: spatial

distribution and remediation by willows“, Univ. Rostock, 2011).

Erwähnenswert ist ferner, dass in Zusammenarbeit mit dem Partner Uni Rostock eine

aktuelle Erhebung über den status quo der Belastung des Untersuchungsstandorts

Schönberg mit relevanten organischen Schadstoffen (speziell POPs- persistent organic

pollutants - langlebige organische Schadstoffe erstellt wurde – das sind organische

Verbindungen, die sehr widerstandsfähig gegen natürliche Zersetzung sind, sich nicht

leicht aufspalten lassen und demzufolge eine hohe Persistenz bezüglich des natürlichen

Abbaus bzw. der Umwandlung aufweisen; POPs können aus natürlichen Prozessen

entstanden sein, meist jedoch bei der Herstellung von Industrieprodukten, z.B.

Insektizide). Wesentliche Ergebnisse über die Belastung des Ober- (0 bis 10 cm) und

Unterbodens (10 bis 20 cm) sind in Tabellen 6 und 7 zusammengestellt. Diese Werte

wurden verglichen mit nur vereinzelt vorliegenden früheren Untersuchungsergebnissen

aus dem Elbeinzugsgebiet (vgl. Fußnoten zu den Tabellen 6 und 7) und

zusammenfassend ausgewertet in der Publikation von Kiersch et al. „Small scale

variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany)“, Chemosphere

79 (2010) 745–753.

17

Tab. 6 Relevante POP-Konzentrationen (µg kg-1) im Oberboden an 8 Entnahmepunkten in einer Tiefe von 0 – 10 cm des Untersuchungsstandortes Schönberg, Deich im Vergleich zu vorhandenen Untersuchungsdaten von anderen Auenflächen der Elbe

POP Schönberg, Deich Elbe

1 2 3 4 5 6 7 8 min max

α-HCH 9.5 6.0 11 9.8 8.7 6.0 10 11 <1a 52c

β-HCH 17 14 15 17 13 16 14 15 <1a 92c

γ-HCH 4.4 3.1 3.6 2.7 2.9 2.0 2.3 1.2 <1a,b 9.0c

δ-HCH 6.6 5.1 6.9 3.8 4.6 2.8 4.7 5.4 <1a 25c

PCB 28 5.5 3.5 3.4 3.5 3.7 3.8 3.6 4.3 <1b,c 10b

PCB 52 4.6 5.1 4.9 4.1 4.4 4.1 4.7 4.8 1.0b 21b

PCB 101 1.6 1.2 1.3 1.4 1.2 1.3 1.2 1.2 2.0b 10b

PCB 138 27 15 22 17 18 20 10 13 4.0b 40c

PCB 153 16 14 17 18 15 16 17 15 4.0b 20c

PCB 180 8.9 5.8 6.5 8.9 7.0 8.4 8.2 7.9 2.0b 36c

Aldrin 3.0 1.9 3.9 2.3 2.7 2.5 2.9 3.5 <1b 4.0b

Dieldrin 1.8 2.2 3.3 1.4 2.4 1.4 2.2 1.8 <1b n.d.a.

Endrin 0.9 1.4 2.2 1.6 3.5 1.7 1.9 2.5 <1b n.d.a.

Endosulfan I 1.6 1.2 1.3 1.3 1.1 1.1 0.8 0.6 <1b n.d.a.

Endosulfan II 10 8.6 4.9 6.5 9.8 9.1 8.1 12 <1b 7.0b

Endosulfan sulfate 6.4 5.2 4.7 6.2 4.1 4.2 1.0 1.5 n.d.a.

cis-Chlordane 1.6 0.9 1.3 1.4 1.2 1.4 1.5 1.2 n.d.a.

trans-Chlordane 1.5 0.9 1.6 1.7 1.0 0.1 1.2 0.7 n.d.a.

Heptachlor 17 13 8.1 8.8 14 16 12 7.1 <1b n.d.a.

p,p`-DDT 25 15 27 31 19 34 20 53 <1c 430c

p,p`-DDD 99 85 99 110 82 92 85 110 6.0b 460c

p,p`-DDE 25 19 22 24 20 22 21 21 2.0b 17b

o,p`-DDT 60 35 31 36 44 45 16 28 n.d.a.

o,p`-DDD 84 68 87 110 86 89 96 110 5.0b 96b

o,p`-DDE 16 12 18 19 16 17 15 16 <1b n.d.a.

HCB 96 84 79 85 85 83 83 82 7.0b 810b

Quintozene 3.0 24 9.2 4.9 2.1 3.3 3.1 2.0 n.d.a.

Mirex 1.8 1.2 1.3 1.1 1.7 1.6 0.6 0.5 n.d.a.

Methoxychlor 53 22 23 15 16 25 10 14 <1b n.d.a. aGötz et al., 2007; bWitter et al., 1998; cWitter et al., 2003; n.d.a. – no data available

18

Tab. 7 Relevante POP-Konzentrationen (µg kg-1) im Unterboden an 8 Entnahmepunkten in einer Tiefe von 10 – 20 cm des Untersuchungsstandortes Schönberg, Deich im Vergleich zu vorhandenen Untersuchungsdaten von anderen Auenflächen der Elbe

POP in µg kg-1

Schönberg, Deich Elbe

1 2 3 4 5 6 7 8 min max

α-HCH 13 8.1 6.9 5.3 3.6 3.6 3.4 5.8 <1c 52c

β-HCH 25 17 12 10 6.5 8.7 9.1 12 <1c 170a

γ-HCH 4.5 4.2 5.1 2.7 0.2 3.3 1.0 3.5 <1a 21c

δ-HCH 7.1 3.9 4.7 3.0 2.5 1.9 1.9 3.5 1.0b 110c

PCB 28 3.9 3.4 2.1 1.4 2.0 1.1 1.0 1.8 <1c 21b

PCB 52 6.1 3.7 3.5 1.0 2.3 2.6 2.4 4.4 <1c 8.0b

PCB 101 1.8 1.3 1.4 0.6 0.5 0.5 0.6 1.0 6.0b 17c

PCB 138 10 17 17 10 4.8 6.4 4.9 9.4 5.0b 42b

PCB 153 17 13 14 7.2 6.3 7.3 6.6 8.4 4.0b 16b

PCB 180 7.9 3.1 4.5 3.4 2.9 3.3 4.2 4.5 2.0b 23c

Aldrin 2.8 1.8 2.9 1.6 1.4 1.5 1.4 2.3 1.0b 5.0b

Dieldrin 2.8 2.8 4.2 1.1 1.0 1.6 1.4 2.1 1.0b 3.0b

Endrin 3.0 0.6 0.8 0.8 0.4 0.8 1.1 0.8 2.0b 15b

Endosulfan I 1.8 1.3 1.4 0.6 0.5 0.4 0.6 1.0 <1b 2.0b

Endosulfan II 6.4 3.6 5.7 2.4 3.9 4.9 3.7 5.9 <1b 17b

Endosulfan sulfate 8.6 14 15 14 7.4 7.9 1.1 7.8 n.d.a.

cis-Chlordane 2.0 1.4 1.3 0.6 0.5 0.5 0.6 1.0 n.d.a.

trans-Chlordane 2.5 2.1 0.6 2.0 0.1 0.6 0.5 1.3 n.d.a.

Heptachlor 18 5.2 9.7 6.1 5.7 6.7 2.5 4.6 <1b 2.0b

p,p`-DDT 35 27 25 16 30 19 16 49 <1c 430a

p,p`-DDD 158 110 97 74 42 41 10 90 3.0c 1100a

p,p`-DDE 47 21 18 13 9.1 9.6 9.9 21 <1a 41b

o,p`-DDT 66 47 45 31 17 20 11 48 n.d.a.

o,p`-DDD 140 100 93 70 43 44 17 89 7.0b 550a

o,p`-DDE 16 20 16 12 8.1 6.7 4.6 17 3.0b 24b

HCB 100 91 110 50 60 70 54 81 6.0c 750c

Quintozene 5.3 8.2 3.6 4.4 2.0 6.2 1.0 1.3 n.d.a.

Mirex 1.9 2.9 4.5 1.7 1.4 3.9 1.3 2.2 n.d.a.

Methoxychlor 17 21 32 13 14 13 15 29 <1b n.d.a.aGötz et al., 2007, bWitter et al., 1998, cWitter et al., 2003, n.d.a. – no data available

19

Okaauenstandort

Die Oka ist sowohl hinsichtlich ihrer Länge mit 1.500 km als auch der

Einzugsgebietsgröße von 245.000 km2 der siebent größte Fluss Europas. Aufgrund ihres

langjährigen mittleren Abflusses von 1258 m3 s-1 (Mittel von 1891-1985, Station Gorbatov

(http://webworld.unesco.org/water/ihp/db/shiklomanov/)) ist sie einer der bedeutendsten

Zuflüsse der Wolga. Die Wasserqualität der Oka wird stark durch den Nebenfluss

Moskwa, die quer durch die russische Metropole Moskau verläuft und vorrangig nur

unzureichend behandeltes Abwasser abführt, beeinflusst.

Die Auswahl eines geeigneten Untersuchungsstandortes in der Okaaue gestaltete sich

aufgrund der im Vergleich zur Elbe nachgewiesenen wesentlich geringeren

Bodenbelastung als relativ kompliziert. Während der ersten Messcampagne im Herbst

2007 wurden in Zusammenarbeit zwischen den deutschen AG aus dem UFZ und der Uni

Rostock in Kooperation mit dem russischen Partner mehrere Standorte entlang der Oka

beprobt, die aufgrund von Vorerkundungen sowie von Meldungen aus der Presse eine

erhöhte Vorbelastung aufweisen sollten. Erhöhte Schadstoffbelastungen konnten bei

diesen Standorten bei der in Deutschland vorgenommenen bodenkundlichen Analyse der

Standorte zunächst nicht nachgewiesen werden. Es wurde dann im Folgejahr eine weitere

Beprobungscampagne durchgeführt, so dass Böden von insgesamt 9 Standorten

analysiert wurden. Eine Zusammenstellung über die Belastung der untersuchten

Standorte mit relevanten Schwermetallen und Arsen enthält Tabelle 8. Hierbei zeigte sich,

dass besonders die Auenstandorte Ry1 bis Ry4 eine erhöhte Belastung mit Arsen und

Schwermetallen aufwiesen und deshalb als besonders geeignet für die Anlage des

geplanten Messfeldes zur Phytoremediation erschienen.

20

Tab. 8 Belastung von Flussauenböden im Einzugsgebiet der Oka im Großraum von Ryazan mit Arsen und Schwermetallen (Angaben in mg kg-1)

Element Okaauen

Keletz*** Verda***Oka 1* Oka 2* Oka 3* Ry1** Ry2** Ry3** Ry4**

As 5.1 8.6 7.3 6.0 12 14 16 20 18

Cd < 0.1 < 0.1 0.3 1.5 15 5.3 4.4 < 0.1 < 0.1

Cu 14 26 21 34 220 95 84 18 8.5

Hg 0.1 0.1 0.1 0.2 2.9 1.04 1.2 0.1 0.04

Ni 18 38 27 25 77 48 40 22 8.9

Pb 13 19 18 29 130 76 78 11 7.3

Zn 51 92 65 120 780 340 290 57 29

* Okaauenstandorte im Großraum Ryazan

** Okaauenstandorte in unmittelbarer Nähe von Ryazan

*** Keletz- und Verda-Auenstandorte (Nebenflüsse der Oka) im Großraum Ryazan

Des Weiteren wurden die hier erhobenen und für wissenschaftliche Zwecke insgesamt

interessanten Daten genutzt, um sie einer detaillierten Auswertung und Interpretation zu

unterziehen. Tabelle 9 enthält eine Gegenüberstellung über die Belastung von

Okaauenböden mit Arsen und Schwermetallen im Vergleich zu anderen europäischen

Flussauenstandorten.

Tab. 9 Vergleich der Bodenbelastung mit Arsen und Schwermetallen von unterschiedlichen europäischen Flussauenstandorten (Angaben in mg kg-1)

Literatur Eigene Studie

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Paumen

(2008)

Antić et al. (2006)

Untersuchungs-

standort

Russland Deutschland Niederlande Serbien

Oka Elbe Elbe Rhein Dommel Waal Morava

Fraktion < 2 mm < 2 mm < 2 mm < 2 mm

As 5.1...20 0.9...69.7 19...85

Cd < 0.1...15

1.3...14.4 1...10 1.6...5.7 6.7...70.4 0.1...0.72

Cu 9.5...220

101...286 26...278 54...126 26.3...108

6...80 16.7...37.4

Hg 0.04...2.9

1.8...16.7 0.2...13.4

21

Ni 8.9...77 27.3...72.7 13...101 16.4...38.4

Pb 7.3...130

136...294 50...246 109...175

105...209 2.8...161

Zn 29...780 137.6...1326

146...1235

357...980

327...1470

31...468

54...151.3

Analog wurde auch für die Belastung mit organischen Schadstoffen, speziell den POPs,

vorgegangen. Während Tabelle 10 die spezifischen Analysendaten aller untersuchten

russischen Auenstandorte (vgl. Tab. 8) enthält, wird in Tabelle 11 wiederum ein Vergleich

mit ausgewählten europäischen Flussauenstandorten vorgenommen. Interessant ist

dabei, dass sich auch hier die in unmittelbarer Nähe zu Ryazan befindlichen Standorte

Ry1 bis Ry4 durch die höchste Belastung auszeichnen. Im europäischen Maßstab wird

sichtbar, dass auch die russischen Standorte mit organischen Schadstoffen belastet sind,

die Konzentrationen aufgrund der geringeren industriellen Belastungen und

Besiedlungsdichten jedoch meist niedriger sind. Eine ausführliche Darstellung der hier

skizzierten Ergebnisse findet sich bei Zimmer et al. “Status quo of soil contamination with

inorganic and organic pollutants of the river Oka floodplains (Russia)”, Water, Air, and Soil

Pollution 211 (2010), 299-312.

22

Tab. 10 Belastung von Flussauenböden im Einzugsgebiet der Oka im Großraum von Ryazan mit POPs (Angaben in µg kg-1)

POP Okaauen

Keletz*** Verda***Oka 1* Oka 2* Oka 3* Ry1** Ry2** Ry3** Ry4**

α-HCH 0.3 0.1 0.2 0.2 2.8 1.0 0.4 0.1 0.4

β-HCH 0.2 < 0.1 0.2 0.3 2.9 1.4 1.0 0.1 0.2

γ-HCH 0.2 < 0.1 < 0.1 < 0.1 0.3 0.3 0.1 0.3 0.5

δ-HCH 0.6 0.2 0.1 0.6 0.7 0.6 0.4 0.2 0.5

PCB 28 0.3 0.5 0.1 0.1 1.2 0.1 0.3 0.5 0.9

PCB 52 < 0.1 0.2 0.2 0.1 1.0 0.2 < 0.1 0.3 0.8

PCB 101 < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 1.4 0.3 0.2 < 0.1 0.1

PCB 138 0.2 0.1 0.2 0.6 8.7 2.1 1.5 0.4 0.6

PCB 153 0.3 < 0.1 < 0.1 0.1 11 2.1 1.3 0.3 0.5

PCB 180 < 0.1 < 0.1 0.2 < 0.1 5.5 0.1 0.1 < 0.1 0.5

Aldrin 0.2 0.1 0.2 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1

Dieldrin 0.3 0.2 0.1 < 0.1 1.4 0.2 0.2 0.4 0.1

Endrin 0.1 0.1 < 0.1 0.1 1.3 0.1 0.3 0.2 0.2

Endosulfan I < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 0.8 0.3 0.2 < 0.1 0.1

Endosulfan II 0.2 0.1 0.2 0.6 8.7 2.1 1.5 0.2 0.6

Endosulfansulfat 0.1 0.1 0.1 0.2 1.0 0.5 0.7 0.2 0.5

cis-Chlordane < 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1 1.4 0.3 0.2 < 0.1 0.1

trans-Chlordane 0.1 0.1 0.1 0.1 0.3 0.2 < 0.1 0.1 0.3

Heptachlor 0.9 1.2 0.2 0.1 0.6 0.5 1.2 0.8 0.8

p,p´-DDT 0.2 0.2 0.2 1.4 20 5.1 6.0 0.4 0.6

p,p´-DDD 0.2 0.2 0.4 0.8 95 11 9.0 0.4 0.6

p,p´-DDE 0.2 < 0.1 0.3 1.8 25 15 15 1.5 0.7

o,p´-DDT 0.2 0.3 0.4 0.8 2.4 11 1.3 0.4 0.6

o,p´-DDD 0.1 0.1 0.1 1.4 110 19 7.2 0.1 0.4

o,p´-DDE 0.1 0.1 0.1 0.2 25 6.2 4.4 0.1 0.2

HCB 0.3 0.1 0.2 0.2 3.1 0.8 0.4 0.1 0.4

23

Quintozen 0.2 < 0.1 0.2 0.3 4.0 1.3 1.0 0.1 0.2

Mirex < 0.1 0.1 < 0.1 0.1 0.2 0.1 < 0.1 < 0.1 < 0.1

Methoxychlor 1.2 1.4 5.5 1.9 2.1 1.7 0.6 2.6 2.0

* Okaauenstandorte im Großraum Ryazan

** Okaauenstandorte in unmittelbarer Nähe von Ryazan

*** Keletz- und Verda-Auenstandorte (Nebenflüsse der Oka) im Großraum Ryazan

Tab. 11 Vergleich der Bodenbelastung mit POPs von unterschiedlichen europäischen Flussauenstandorten (Angaben in µg kg-1)

Literatur Eigene Studie

Witter et al. (1998)

Witter et al. (2003)

Schwartz et al. (2006)

Hilscherova et al. (2007)

Pulkrabová et al. (2008)

Bábek et al. (2008)

Galiulin and Bashkin (1996)

Untersuchngs- standort

Russland Deutschland Tschechien Russland

Oka Elbe Elbe Spittelwasser Dřevnice Elbe Morava Yachroma

Fraktion < 2 mm < 2 mm < 2 mm < 0.1 mm

α-HCH 0.1...2.8 1...24 <1.0...5

2 440...535.8

HCHs

0.83...1.7

HCHs

0.6...2.1

HCHs

0.5...8.3

HCHs

17.2...27

β-HCH 0.1...2.9 1...48 3.0...92 574.3...702

.5

γ-HCH 0.1...0.5

< 1...3 9 9.5...23.3

δ-HCH 0.1...0.7 1...11 14...25 10.3

PCB 28 0.1...1.2

< 1...10 < 1...9

PCBs

37.7...40.8

PCBs

4...7.2

PCBs

0.65...24.

84

PCBs

10.4...140

4

PCB 52 0.1...1 1...21 17...20

PCB 101 0.1...1.4 2...10

PCB 138 0.1...8.7 4...34 26...40

PCB 153 0.1...11 4...15 18...20

PCB 180 0.1...5.5 2...18 20...36

Aldrin 0.1...0.2

< 1...4

Dieldrin 0.1...1.4

< 1...1

Endrin 0.1...1.3 < 1

Endosulfan 0.1...0. < 1

24

I 8

Endosulfan II

0.1...8.7

< 1...7

Heptachlor 0.1...1.2 < 1

p,p´-DDT 0.2...20 2...137

< 1...432 43.8...698

DDX

4.6...8.7

DDX

73.8...14

0

DDX

0.05...45.

35

DDX

27.4...742

p,p´-DDD 0.2...96 6...160

19...460

p,p´-DDE 0.2...25 2...17 11.7...200.5

o,p´-DDT 0.2...11 -

o,p´-DDD 0.1...110 5...96 19.1...24.8

o,p´-DDE 0.1...25 < 1 1.6...66.6

HCB 0.1...3.1

7...808

32...436 1.2...3.9 1...2.1

Methoxychlor

0.6...5.5 < 1

Basierend auf den Ergebnissen der zuvor dargestellten Messcampagnen erfolgte die

Auswahl des Untersuchungsgebietes zur Anlage einer Phytoremediationsfläche in

unmittelbarer Nähe der Stadt Ryazan. Das Gebiet ist etwa 200 km südöstlich von Moskau

entfernt (Abb. 5). Eine detaillierte Luftbilddarstellung des Untersuchungsstandortes enthält

Abbildung 6. Entsprechend dem 2002er Zensus hat die Stadt Ryazan rund 520.000

Einwohner. Sie ist auf einer Höhe von 110 bis 130 m üNN gelegen. Die Stadt hat ein

gemäßigtes kontinentales Klima mit einer Durchschnittstemperatur im Januar von -11°C

und von +19°C im Juli. Die jährliche Niederschlagsmenge schwankt zwischen 400 und

600 mm.

25

Abb. 5 Karte der russischen Föderation (Ausschnitt) zur Einordnung des Untersuchungsgebietes (Quelle: http://www.lib.utexas.edu/maps)

Abb. 6 Lage des Untersuchungsstandortes in der Okaaue an der Peripherie der Stadt Ryazan (Quelle: Google Earth)

Die Oka befindet sich bei Ryazan auf einer Höhe von ca. 90 m üNN. Die Okaauen liegen

im Bereich von Ryazan bei etwa 92 bis 95 m üNN. Der Wasserstand am Standort

schwankt im Jahresgang entsprechend dem Wasserstand der Oka zwischen 1 m über

Flur (Überflutung) und 7 m unter Flur (spätsommerliche Trockenphase). Der Standort

wurde vor Ort bodenkundlich als Fluvisol angesprochen. Ergänzend zu den in den

26

Tabellen 8 und 10 (speziell Standorte Ry1 bis Ry4) dargestellten Belastungskennwerten

mit relevanten anorganischen und organischen Schadstoffen enthält Tabelle 12

charakteristische Kennwerte des Oberbodens.

Tab. 12 Basiskennwerte des Oberbodens vom Untersuchungsstandort in der Okaaue

Standort T

(%)

U

(%)

S

(%)

Corg

(g kg-1)

N

(g kg-1)

S

(g kg-1)

pH

(CaCl2)

Okaaue 53 42 2 26 2,5 0,5 6,3

Aufbau von Versuchseinrichtungen

Grundlagen

Die Experimente zur Phytoremediation wurden in Abstimmung mit den Partnern auf drei

unterschiedlichen Skaleneinheiten angelegt und durchgeführt. Dabei handelte es sich

einerseits um in situ Untersuchungen (unter natürlichen Bedingungen) in den Auen der

Oka und der Elbe. Zum anderen wurden in Deutschland Lysimeterversuche angelegt, die

es erlaubten, unter seminatürlichen Bedingungen die Prozesse der

Schwermetallfreisetzung zu studieren. Zu diesem Zweck konnten in den Lysimetern

verschiedene hydrologische Zustände simuliert werden.

Der Aufbau der im Projekt vorgesehenen Lysimeteranlage in Russland verzögerte sich

aufgrund von zolltechnischen Problemen. Hierüber wurde der Projektträger aktuell

informiert, und es wurde in den Zwischenbereichten ausführlich auf Probleme des Ex-und

Imports von Materialien und Ausrüstungen nach Russland hingewiesen. Allerdings

erfolgte die Realisierung dieser im Arbeitsplan fixierten Position erst im Herbst 2010, so

dass bisher keine Ergebnisse von dieser Anlage vorliegen.

Da die Realisierung des Baus der Lysimeteranlage in Russland während des

Projektzeitraumes aufgrund der bereits vorliegenden Erfahrungen sehr ungewiss war,

wurde rechtzeitig nach Ausgleichsmaßnahmen zur Erfüllung der im Arbeitsplan

enthaltenen Zielstellungen gesucht. Die Lysimeter stellen einen essentiellen Bestandteil

27

der experimentellen Infrastruktur des Projektes dar. Es wurde deshalb aus Eigenmitteln

des UFZ und in Abstimmung mit dem Partner Uni Rostock eine Kleinlysimeteranlage,

bestehend aus 4 monolithisch gewonnenen Bodensäulen vom Elbauenstandort

Schönberg in der UFZ Forschungsstelle in Falkenberg errichtet. Ergänzend dazu wurde

aus Haushaltsmitteln des UFZ eine vorhandene Mikrokosmenanlage instandgesetzt und

modernisiert, um damit spezielle kleinskalige Versuche an Bodenproben aus den

russischen und deutschen Auenuntersuchungsstandorten vornehmen zu können.

Versuchsanlagen in Deutschland

In situ Messplatz Schönberg

In der Elbaue bei Schönberg wurde bereits im Oktober 2005 in Zusammenarbeit mit dem

Partner Uni Rostock aus Eigenmitteln eine Pilotanpflanzung mit Weiden und Pappeln

angelegt. Zur Steigerung der Phytoremediationsleistung wurden die verwendeten Weiden-

und Pappelstecklinge inokuliert (mit Ektomykorrhiza-Kulturen angeimpft). Es wurden in

drei Reihen je 11 Stecklinge pro Variante gepflanzt (Abb. 7). Bei diesen Varianten

handelte es sich um Populus nigra x maximowiczii (Pappel, inokuliert mit Mykorrhizapilz

1, inokuliert mit Mykorrhizapilz 2, inokuliert mit Mykorrhizapilz 1 und

Mykorrhizierungshelferbakterium sowie eine Kontrolle ohne Vorbehandlung) und Salix

viminalis x caprea (Weide, inokuliert mit Mykorrhizapilz 1, inokuliert mit Mykorrhizapilz 2,

inokuliert mit Mykorrhizapilz 1 und Mykorrhizierungshelferbakterium sowie eine Kontrolle

ohne Vorbehandlung). Ein detaillierte Beschreibung des Versuches wurde vom

Projektpartner Uni Rostock, speziell in der Arbeit von Zimmer et al. „Associated bacteria

increase the phytoextraction of cadmium and zink from a metal-contaminated soil by

mycorrhizal willows, Intern. J. Phytorem. 11, (2009), 2, 200-213, vorgenommen.

Abb. 7 Schematischer Aufbau der Pilotanpflanzungsfläche zur Phytoremediation am Elbauenstandort Schönberg/Deich mit jeweils 4 Varianten Populus und Salix a 3 Reihen mit je 11 Pflanzen (Populus My 1 HB: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1 und einem Helferbakterium; Populus My 2: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 2; Populus My1: Populus inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1; Populus Kontrolle: Populus

28

ohne Vorbehandlung; Salix My 1 HB: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1 und einem Helferbakterium; Salix My 2: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 2; Salix My1: Salix inokuliert mit Ektomykorrhizapilz 1; Salix Kontrolle: Salix ohne Vorbehandlung

Um einen Eindruck von der Gesamtanlage sowie der Bewirtschaftung der

Phytoremediationsanlage am Standort Schönberg zu erhalten, enthält Abbildung 8 einige

typische Situationen.

(a)

29

(c)

(b)

30

Abb. 8 Gesamtansicht der Experimentalfläche zur Phytoremediation nach der Anpflanzung (a), beim Nachpflanzen von Weidenstecklingen (b), während eines Hochwasserereignisses (c), nach einem Hochwasserereignis mit beschädigter Messeinrichtung (d), nach Versuchsende im Mai 2011 (e)

Im Bereich der Anpflanzung wurde nach Bewilligung des Projektes ein

bodenhydrologischer Messplatz entsprechend der im Projektantrag erfolgten

Beschreibung errichtet (Abbildung 9). Dieser umfasst Sonden zur Bestimmung der

(d)

(e)

31

Bodenfeuchte (Frequency Domain Reflectrometry - FDR), des Redoxpotentials (EH) und

der Bodentemperatur (T) in jeweils zwei Tiefen (10 und 30 cm unter Flur) in vier- bzw.

fünffacher Wiederholung (4 x FDR, 5 x EH und 5 x T). Diese Parameter wurden während

der Projektlaufzeit mittels eines Datenloggers im Viertelstundenrhythmus kontinuierlich

registriert und zu Tagesmittelwerten zusammengefasst. Allerdings musste der

Datenlogger aufgrund der niedrigen Lage des Versuchsstandortes im Relief bei einem

Elbwasserstand von 4 m demontiert werden, um ihn vor einem Totalverlust zu schützen.

Lücken in der Messwerterfassung sind hierin begründet. Neben den bereits genannten

Parametern wurde am Messplatz ein Grundwasserbeobachtungsrohr (Mischpegel)

installiert, an dem im wöchentlichen Rhythmus der Grundwasserstand gemessen wurde.

Zur Gewinnung von Bodenlösung wurde der Standort mit keramischen Saugkerzen

ausgestattet. Die Installation der Sonden erfolgte in 10 und 30 cm Tiefe in jeweils 5-facher

Wiederholung. Die Sonden mussten bauartbedingt von der Bodenoberfläche aus

(senkrecht) installiert werden. Die Bodenlösung wurde dabei durch Anlegen eines

Unterdruckes (ca. 0,6 Bar) extrahiert. Die Saugsonden wurden, soweit Wasserstand und

Witterung dies zuließen, wöchentlich beprobt. In der Bodenlösung wurden dann im Labor

die Konzentration folgender Elemente bestimmt: As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, DOC, NO3-N,

Cl-, SO42-, Ca2+, K+, Mg2+, Na+. Außerdem wurden der pH-Wert und die Leitfähigkeit

gemessen.

32

Abb. 9 Schematische Darstellung des bodenhydrologischen Messplatzes am Elbauenstandort Schönberg/Deich (Instrumentierung: Grundwassermessstelle, Temperatursonde (T), je 5 FDR-Sonden, Saugkerzen und Redoxelektroden (EH) in den Bodentiefen 10 und 30 cm unter Geländeoberkante

Darüber hinaus konnten auch Daten eines in unmittelbarer Nähe befindlichen in situ

Messplatzes, der im Rahmen des EU finanzierten AquaTerra Projektes angelegt worden

ist, verwendet werden. An diesem Standort werden seit 2005 in 15, 45 und 85 cm Tiefe

bodenchemische und –physikalische Daten erhoben. Erfasst werden die

Bodentemperatur (Pt-100 Sensoren in dreifacher Wiederholung), der volumetrische

Bodenwassergehalt (FDR-Sonden) sowie das EH (Pt-Sonden). Für die Bestimmung des

EH ist zudem eine Referenzelektrode in der Grundwassermessstelle installiert. Die

gemessenen Werte wurden im Anschluss auf die Standard-Wasserstoff-Elektrode

umgerechnet. Die Bodenlösung wird mit sorptionsfreien Borosilikatglas- Saugkerzen

gewonnen. Darüber hinaus ist auch dieser Standort mit einer Grundwassermessstelle

ausgestattet und verfügt außerdem über eine Pegellatte zur Bestimmung der

Überstauungshöhe im Hochwasserfall. Aufgrund der baulichen Anlage dieses Standortes

ist es möglich, diesen auch bei moderatem Hochwasser (Elbepegel in Wittenberge < 600

cm) zu beproben, so dass die Daten dieses Standortes in einer längeren Reihe ohne

große zeitliche Lücken vorliegen.

33

Elbauenlysimeter

Im Frühjahr 2009 wurden in Kooperation zwischen dem UFZ und der Firma UGT 4

Bodenmonolithe vom Elbauenstandort Schönberg entnommen. Hierzu wurde das für

großvolumige Bodensäulen entwickelte und bereits patentierte Verfahren (DP: 10048089)

technisch zur Gewinnung von Bodenmonolithen mit einem Durchmesser von 30 cm und

einer Tiefe bis zu 1 m modifiziert und erstmals an diesem Standort eingesetzt (Abb. 10).

(a)

(b)

34

Abb. 10 Stechvorrichtung zur Entnahme von Bodenmonolithen aus der Elbaue (a), mit Boden gefüllter Lysimeterzylinder zur Vorbereitung der Filterschicht mit Filterkies im Hintergrund, Entnahmestelle des Bodenzylinders (c)

Nach der Entnahme der 4 Monolithe wurden diese nach Falkenberg transportiert und dort

auf einer selbst gefertigten Stellage montiert und mit Messtechnik versehen. Die Anlage

wurde ab Mai 2009 für Untersuchungen im Rahmen des Forschungsprojekts genutzt.

Die in Falkenberg genutzten Lysimetergefäße haben eine Gesamthöhe von 95 cm und

einen Durchmesser von 30 cm. Im Bodenbereich wurde eine dreistufige 15 cm mächtige

Filterstrecke (aus Fein-, Mittel- und Grobsand) installiert. Daran schließen sich der

Bodenmonolith vom Auenstandort mit einer Mächtigkeit von etwa 75 cm und ein Freibord

von etwa 5 cm an. Der Grundwasserstand im Lysimeter kann mit Hilfe eines am Boden

der Gefäße angeschlossenen Schlauchs, der mit einem höhenverstellbaren Tank

verbunden ist, nach dem Prinzip der kommunizierenden Röhren reguliert werden. Wie

bereits erwähnt, ermöglicht der obere Rand die Simulation von Hochwasserereignissen

mit einem Wasserüberstau von 5 cm. Als Materialen für die Lysimetergefäße wurden

Stahl und Kunststoff (jeweils 2 Gefäße) verwendet. Der Grund hierfür besteht darin, dass

in den Kunststoffgefäßen vorrangig die Schwermetalluntersuchungen und in den

Edelstahlgefäßen Untersuchungen zum Transport von organischen Schadstoffen

durchgeführt werden sollten. Eine Gesamtansicht der Anlage enthält Abbildung 11.

(c)

35

Abb. 11 Gesamtansicht von der mobilen Kleinlysimeterstation am UFZ- Standort Falkenberg

Die Lysimeter wurden äquivalent zum Feldmessplatz mit Messtechnik ausgestattet.

Bodentemperatur und Bodenfeuchte werden mittels FD-Sensoren (Fa. Decagon, Pullman,

USA) kontinuierlich gemessen und geloggt. Des Weiteren wird das Redoxpotential

kontinuierlich gemessen und über einen Datalogger aufgezeichnet (Redox- Sensoren: Fa.

Elana, Falkenberg, Deutschland; Logger: Fa. UGT, Müncheberg, Deutschland). Aus den

jeweils viertelstündlich erhobenen Messwerten werden Stundenmittelwerte gebildet. Die

Entnahme der Bodenlösung zur Analyse der SM- sowie DOC-, NO3-N-, Cl--, SO42--, Ca2+-,

K+-, Mg2+- und Na+- Konzentration sowie des pH-Werts und der Leitfähigkeit erfolgt mittels

Makro Rhizom Soil Moisture Samplern (Fa. Eijkelkamp, Giesbeek, Niederlande). Die

Mess- und Beprobungssonden sind in den Lysimetern jeweils in 10 und in 30 cm

Bodentiefe installiert.

Mikrokosmenanlage

Die hohe zeitliche und räumliche Variabilität wichtiger Steuergrößen der

Schadstofffreisetzung, insbesondere in Auenböden sowie das zum Teil stark versetzte

Auftreten von Ereignis, Prozess und Wirkung erfordern zur Prozessaufklärung neben

Freiland- und Lysimeterversuchen mechanistische Laborexperimente unter kontrollierten

Bedingungen mit definierten Parametern. Dazu wurden biogeochemische Mikrokosmen

entwickelt, welche eine geregelte EH-, pH- oder Temperatureinstellung in homogenisierten

Bodensuspensionen ermöglichen (Heinrich et al. 1998; Yu et al., 2007; Frohne et al.,

36

2011). Der schematische Aufbau einer Mikrokosmenanlage ist in Abbildung 12 dargestellt.

Einen Eindruck vom praktischen Betrieb der Anlage vermittelt Abb. 13

Abb. 12 Schematischer Aufbau der Mikrokosmen (aus Yu et al., 2007 (übersetzt und verändert), Komponenten: (1) Thermometer, (2) Redox Potential (EH) Elektrode, (3) pH Elektrode, (4) Gaszuführung N2, (5) Gaszuführung O2, (6) Rührer, (7) Probenahmevorrichtung, (8) Mikrokosmengefäß mit Doppelmantel (9) Temperaturregulierung durch Wasserkreislauf, (10) Datenlogger für EH, pH und T, (11) automatische Redoxregulierung, (12) Kontrollcomputer für Pumpensteuerung und Datenausgabe

37

Abb.13 Praktischer Betrieb einer Mikrokosmenanlage am UFZ

Die Mikrokosmen wurden sowohl mit Bodenmaterial des russischen als auch des

deutschen Versuchsstandortes betrieben. Die Bodenproben wurden in Russland im

November 2008 und am deutschen Standort im Mai 2008 entnommen. Die Versuche in

diesen biogeochemischen Mikrokosmen wurden mit luftgetrocknetem und auf < 2 mm

gesiebtem Bodenmaterial durchgeführt, das im Verhältnis 1:8 mit entionisiertem H20

gemischt und gasdicht verschlossen wurde. Durch ständiges Rühren bei kontrollierter

Temperatur wird eine homogene Suspension erzeugt und die Sedimentation in den

Gefäßen verhindert. Insgesamt wurden 218 g Trockensubstanz und 1,744 l Wasser

verwendet. Die Glasreaktoren verfügen über einen Doppelmantel, so dass die

Temperaturen in den Reaktoren über entsprechende Heiz- bzw. Kühlgeräte geregelt

werden können. Darüber hinaus ist es möglich, durch Begasung der Gefäße mit N2 und

O2 im Reaktor ein bestimmtes EH einzustellen. Während der Versuche wurden mittels

Einstabmessketten das EH sowie der pH-Wert mit hoher zeitlicher Auflösung

aufgezeichnet. Außerdem wurde die Temperatur mit Pt-100 Sensoren gemessen. Alle

Sensoren stammen von der Fa. Meinsberg (Ziegra-Knobelsdorf, Deutschland. Die

Messwerte wurden kontinuierlich mittels eines Datenloggers aufgezeichnet. Darüber

hinaus wird zur Steuerung der Anlage die Software LabView (National Instruments,

Austin, USA) genutzt. Proben wurden der Emulsion mittels Spritzen entnommen.

38

Versuchsanlagen in Russland

In situ Messplatz Ryazan

Nach der bereits beschriebenen komplizierten Standortsuche in Russland wurde vom

Partner Uni Rostock Stecklingsmaterial der Hybride Salix caprea x viminalis (Weide) zur

Verfügung gestellt, nach Russland transportiert und dort gemeinsam mit dem russischen

Partner eingepflanzt. Der russische in situ Feldmessplatz befindet sich in der Okaaue in

unmittelbarer Nähe der Stadt Ryazan. Der hier verwendete Weiden-Hybrid erwies sich bei

den Vorversuchen als besonders leistungsstark bezüglich der Biomasseproduktion und

überflutungstolerant. Der ebenfalls getestete Pappel-Hybridklon (Populus nigra x

maximowiczii cv. Max 4) war nicht geeignet für Freilandversuche, da erhebliche

Bestandsausfälle durch Kernfäule nach längerem Überstau zu verzeichnen waren. Die

Anordnung der Pflanzung erfolgte analog zum in situ Standort Schönberg in Deutschland.

Die Abbildung 14 vermittelt einen Eindruck von der im Mai 2010 erfolgten Auspflanzung.

Auch die örtliche Presse berichtete über das Projekt und die Pflanzaktion (s. Anlage,

Kopie Ryazaner Zeitung vom 27. Mai 2010).

(a)

39

Abb. 14 In situ Phytoremediationsstandort Ryazan mit Grundwasserbeobachtungsrohr (links oben im Bild) bei der Ausgrenzung des Standortes (a), Pflanzen der Weidenstecklinge (b), Weidensteckling und mobile FDR-Messeinrichtung zur Bestimmung der Bodenfeuchte (c)

(b)

(c)

40

Auf dem russischen Standort wurden Sensoren zur Bestimmung des Redoxpotentials (in

fünffacher Wiederholung je 10 und 30 cm tief) und der Temperatur (je 1 in 10 und 20 cm

Tiefe) eingebaut. Zur Messung des volumetrischen Bodenwassergehalts wurden den

russischen Partnern zwei mobile FDR Sonden für die Feldmessungen sowie die

entsprechenden Auslesegeräte übergeben. Bodenlösung konnte auch in Russland mittels

Keramiksaugkerzen, die in je fünffacher Wiederholung in 10 und 30 cm Tiefe am Standort

eingebaut wurden, gewonnen werden. Die Bodenlösung wurde durch Anlegen eines

Unterdrucks an das System Saugkerzen - Sammelflasche extrahiert.

Okaauenlysimeter

Im Projektantrag war vorgesehen, eine Kleinlysimeteranlage, bestehend aus 12 Gefäßen

in Russland zu installieren. Nach erfolgreicher Auswahl eines belasteten Standortes war

es zunächst notwendig, die entsprechenden Materialien einschließlich der zur Gewinnung

der Bodenmonolithe nur einmal vorhandenen Stechvorrichtung nach Russland zu

transportieren. Es wurden eine Exportbescheinigung von den zuständigen deutschen

Behörden und eine Reimportbescheinigung für die Stechvorrichtung (ein sogenanntes

CARNET, ausgestellt von der IHK Frankfurt/Oder) eingeholt. Die Geräte und Materialien

wurden mit der russischen Fluglinie Aeroflot im Juli 2008 nach Moskau transportiert,

konnten aber dort, wie bereits vorher berichtet, trotz intensiver persönlicher Bemühungen

seitens des Projektnehmers, des russischen Partners und des Projektträgers, der auch

das BMBF involvierte, nicht aus dem Zoll herausgeholt werden. Ein zweiter Versuch

erfolgte im Herbst 2010. Es gelang, wie im Projekt vorgesehen, 12 Bodensäulen von

insgesamt 2 Standorten aus der Okaaue zu entnehmen. Die Lysimetergefäße wurden aus

PVC gefertigt, hatten eine Länge von 70 cm und einen Durchmesser von 30 cm. Da bei

der Analytik die Schwermetallproblematik im Mittelpunkt stand, wurde aus Kostengründen

nur eine Materialart für den Lysimeterbau verwendet. Es wurden 11 Bodensäulen

monolithisch vom in situ Feldmessplatz Ryazan entnommen und 1 Bodensäule von einem

seit vielen Jahren vom VNIIGIM, Filiale Solotscha, untersuchten unbelasteten Standort in

der Oka-Aue (Abb. 15). Nach der Entnahme der Säulen wurden sie analog zu den Säulen

vom Elbauenstandort mit einer Filterschicht ausgestattet und in einem Bodenlager in

Solotscha zur Überwinterung abgestellt. Die russischen Kollegen sicherten zu, die

Bodensäulen nach dem Ende der Frostperiode in einer Lysimeterstation zu installieren.

Die Materialen einschließlich Messapparaturen und Sonden zum Betrieb dieser Station

wurden entsprechend der im Antrag genannten Bedarfsaufstellungen nach Russland

41

geliefert. Auch wurden, wie bereits berichtet, die russischen Partner bei einem Lehrgang

in Deutschland in den Umgang mit Lysimetern und der Nutzung der Messtechnik

eingewiesen. Da die monolithische Entnahme von Bodensäulen mit dem vom UFZ und

UGT bereits früher gemeinsam patentierten Verfahren (DP: 10048089) erstmals in

Russland durchgeführt wurde, bestand auch ein größeres öffentliches Interesse an diesen

Arbeiten. Ein russisches Fernsehteam berichtete in einer Reportage über die am Standort

in Ryazan gemeinsam durchgeführten Arbeiten (s. Anlage, Kopie der TV-Reportage).

Unser russischer Partner informierte uns darüber, dass der Beitrag am 17.10.2010 im

Wochenmagazin „Time to Talk“ auf 3 Kanälen (DTV, TV-3, CTV) ausgestrahlt wurde und

am 18.10.2010 eine Wiederholung auf den genannten Programmen stattfand.

Abb. 15 Entnahme einer ungestörten Bodensäule am Standort Ryazan in der Okaaue durch ein deutsch-russisches Forschungsteam

Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass die Zielstellung bezüglich der Erfassung

der Kontaminationspotenziale in den Auenuntersuchungsgebieten von Oka und Elbe

42

vollständig erfüllt wurde und darüber hinaus eine Bewertung bezüglich des

Kontaminationsgrades im Vergleich zu anderen europäischen Auenstandorten sowohl

hinsichtlich der Belastung mit Arsen und relevanten Schwermetallen als auch mit

organischen Schadstoffen, speziell POPs, erfolgte. Basierend auf den umfangreichen

chemischen Standortanalysen wurden geeignete Standorte zur Durchführung der

Phytoremediation ausgewählt und entsprechende Versuche in mehreren Skalenebenen in

Russland angelegt bzw. in Deutschland ertüchtigt. Wichtig ist, dass der russische Partner

in der Lage ist, die Versuche in Eigenregie über den Projektzeitraum hinaus weiter zu

führen. Aufgrund der übergebenen Messtechnik ist es möglich, dass die Versuche

selbständig erweitert und modifiziert werden können.

43

(2) Durchführung von experimentellen Untersuchungen in differenzierten Skalenbereichen (vor allem Lysimeter und in situ Auenuntersuchungsstandort; ergänzend Mikrokosmenuntersuchungen) zur Aufklärung des Freisetzungsverhaltens von Schadstoffen, speziell Schwermetallen, bei unterschiedlichen Wasserständen (hydrologisches Regime) und damit einher gehender Veränderungen des Redoxpotenzials

Sequentielle Extraktion zur Charakterisierung der Schwermetallmobilisierbarkeit

Eine Voraussetzung für die Übertragbarkeit der auf verschiedenen Standorten und

Skalenebenen durchgeführten Experimente zur Schadstoffmobilisierung bei variierenden

hydrologischen Bedingungen sind vergleichbare Muster der Schwermetallbindung im

Boden. Zur Überprüfung eben dieser Vergleichbarkeit wurde die Methode der sequentielle

Extraktion (SE) nach Zeien & Brümmer (1989) gewählt, die es ermöglicht, die SM im

Boden hinsichtlich ihrer Bindung und damit ihrer Mobilisierbarkeit zu klassifizieren. Bei

dieser Methode werden die Bodenproben mit verschiedenen Extraktionsmedien, die eine

steigende Aggressivität aufweisen, behandelt. Mit der SE kann der Anteil von mobilen

(pflanzenverfügbaren) und immobilen Fraktionen am Gesamt-SM-gehalt abgeschätzt

werden. Bei der SE werden nacheinander folgende Fraktion extrahiert: (1) mobil, (2) leicht

nachlieferbar, (3) in Mn- Oxiden okkludiert, organisch gebunden, (4) in schlecht

kristallinen Fe-Oxiden okkludiert, (5) in kristallinen Fe-Oxiden okkludiert und (6) residual

gebunden. Die SE wurde in Kooperation mit dem Projektpartner der Agrar- und

Umweltwissenschaftlichen Fakultät (Professur für Bodenkunde) an der Universität

Rostock durchgeführt.

Im Ergebnis der SE weisen die untersuchten Böden hinsichtlich des Bindungsverhaltens

der Schwermetalle sehr ähnliche Muster auf. Lediglich für Mn und in Teilen Cd, bestehen

Differenzierungen. Die sich aus der Zusammensetzung der Einzelfraktionen aller

untersuchten Metalle ergebenden Ähnlichkeiten konnten auch anhand einer

Clusteranalyse belegt werden. Abbilddung 16 verdeutlicht, dass sich die Ergebnisse vor

allem zwischen den verschiedenen Tiefenstufen unterscheiden. Die Differenzierung

zwischen den konkreten Herkunftsorten ist gering. So befinden sich die Proben von Lys

10, MC SD, SD A 10, SD 42 15 und SD 42 Ah in einem Cluster. Darüber hinaus wurde

auch die russische Probe MC Ry diesem Cluster zugeordnet. Dieses Ergebnis macht

deutlich, dass am russischen Versuchsstandort vergleichbare Bedingungen hinsichtlich

44

der SM- Bindung im Boden bestehen. Das zweite Cluster bilden die Proben Lys 30, SD 42

45 und SD A 30. Hierbei handelt es sich um Proben, die aus Unterbodenhorizonten

entnommen wurden.

Abb. 16 Clusteranalyse für die sequentielle Extraktion aller SM der untersuchten Standorte

Für den Vergleich der Feld- und Lysimeteruntersuchungen wurden vor allem die

Konzentrationen der SM in der Bodenlösung der Standorte SD 42 15 und SD 42 45 sowie

Lys 10 und Lys 30 herangezogen. Anhand der Clusteranalyse wurde belegt, dass die

verschiedenen Versuchsstandorte bezüglich der chemischen Bindungen der SM in den

untersuchten Tiefenstufen sehr ähnliche Bedingungen zeigen und daher sehr gut für

vergleichende Untersuchungen verwendet werden können.

In situ Untersuchungen

Für die in situ-Untersuchungen wurden die in der Elbaue bei Schönberg eingerichteten

bodenhydrologischen Messplätze genutzt. Die hier gemessenen geochemischen (EH, pH)

und hydrologischen Parameter (Wasserstand - WL) wurden den Schwermetallgehalten in

der Bodenlösung, die im wöchentlich Rhythmus durch das Anlegen eins Unterdrucks von

45

0,6 Bar mit Hilfe der installierten Saugkerzen gewonnen wurde, gegenübergestellt. Das

Ziel der in situ Untersuchungen bestand vor allem darin, Wechselwirkungen zwischen der

Schwermetallmobilität in der Bodenlösung und dem hydrologischen Regime zu erkennen.

In den Tabellen 13 bis 15 sind die Ergebnisse der in situ Messung von geochemischen

und hydrologischen Parametern einschließlich der dazugehörigen deskriptiven Statistik

zusammengestellt. Neben der Anzahl der gemessenen Werte (N) werden jeweils das

Minimum (Min), der Median (Med), das Maximum (Max), der Mittelwert (MW) sowie die

Standardabweichung (StAb) angegeben.

Die Elbwasserstände (WL am Pegel Wittenberge) schwankten im Untersuchungszeitraum

zwischen 107 cm und 718 cm. Der Median (259 cm) und Mittelwert (283 cm) liegen

jeweils knapp unterhalb bzw. oberhalb des langjährigen Mittelwasserstandes (276 cm,

Reihe 1996/2005).

Für einen Teil der Metalle konnten bei den maximalen Konzentrationen Überschreitungen

des Prüfwertes für den Wirkungspfad Boden – Grundwasser nach BBodSchV (1999)

festgestellt werden. Diese Konzentrationen sind in den Tabellen durch Fettdruck

gekennzeichnet.

Tab. 13 In situ Messergebnisse in 15 cm Bodentiefe, deskriptive Statistik N Min Max MW StAb Med

WL in cm 2158 107,0 718,0 282,7 107,9 259,0EH in mV 1505 -93,0 742,4 420,6 212,6 441,9T in °C 1505 0,66 22,00 11,74 5,47 12,87pH 134 5,90 8,73 7,67 0,52 7,70 DOC in mg l-1 121 7,25 29,07 14,57 4,77 14,10Mn in µg l-1 142 5,5 4486,7 797,5 1103,3 216,0Fe in µg l-1 141 12,5 245,3 69,4 52,9 53,3 Al in µg l-1 141 10,0 128,0 27,9 20,8 24,0 SO4

2- in mg l-1 141 22,3 767,7 201,8 158,0 160,8As in µg l-1 144 2,1 15,2 4,6 1,7 4,3 Cd in µg l-1 143 0,1 18,6 2,6 2,3 2,1 Cr in µg l-1 144 1,1 5,4 2,6 0,9 2,5 Co in µg l-1 144 0,1 38,9 4,2 6,5 1,0 Cu in µg l-1 144 6,0 106,0 35,6 18,6 33,8 Ni in µg l-1 144 5,7 52,4 22,3 9,1 19,8 Pb in µg l-1 138 0,3 2,6 0,6 0,4 0,5 Zn in µg l-1 144 15,8 1011,0 264,0 169,3 235,3

46


EH in mV 1505 -115,6 564,1 240,5 188,3 280,5T in °C 1472 1,05 20,79 11,87 4,55 12,65pH 110 6,70 8,60 7,85 0,39 7,90 DOC in mg l-1 98 5,30 37,55 11,25 5,70 9,28 Mn in µg l-1 134 5,5 2770,0 333,8 491,6 139,3Fe in µg l-1 134 12,5 2420,0 182,1 311,2 91,8 Al in µg l-1 127 10,0 141,0 27,0 22,4 23,0 SO4



EH in mV 1505 57,2 729,0 343,2 138,4 283,5T in °C 1481 3,47 20,02 11,87 3,98 12,67pH 92 7,10 8,60 7,78 0,37 7,78 DOC in mg l-1 86 3,60 26,60 9,35 4,91 8,41 Mn in µg l-1 111 5,5 4167,3 466,7 762,6 214,0Fe in µg l-1 111 12,5 17013,7 923,3 2893,0 89,0 Al in µg l-1 109 10,0 350,0 42,1 48,2 27,0 SO4


Die zeitliche Abfolge der Überflutungszeiträume des in situ Standortes, des WL’s der Elbe

am Pegel Wittenberge, des EH‘s und der Bodentemperatur in 15 cm Tiefe sowie der pH-

Werte in der Bodenlösung ist Abbildung 17 zu entnehmen. Die Abbildung macht einen

Zusammenhang zwischen den geo-chemischen Bedingungen im Boden und dem

Wasserregime deutlich, wie er bereits im Rahmen voran gegangener Untersuchungen

47

belegt werden konnte (Rupp et al., 2010). Ein steigender Elbepegel führt zu einer

Absenkung des EH-Wertes. Dieser Zusammenhang spiegelt sich auch in einem

Korrelationskoeffizienten von r = -0,402 wieder. Der EH-Wert fällt dabei bis auf -93 mV

was auf moderat reduzierende Bedingungen im Boden hinweist (Mansfeldt, 2003). Bei

einem derartig niedrigen EH kann auf den Ablauf folgender Redoxreaktionen geschlossen

werden: NO2-Reduktion (Denitrifikation), Reduktion von Mn(IV) und Fe(III) und Sulfaten

sowie Methanogenese (Du Laing et al., 2009b). Daneben wird in der Abbildung auch eine

Wechselwirkung zwischen EH und pH deutlich. So geht ein steigender EH tendenziell mit

einem fallenden pH-Wert einher und umgekehrt. Auch diese Beziehung wird durch einen

Korrelationskoeffizienten von r= -0,538 belegt. Darüber hinaus wird der pH-Wert durch

den Temperaturverlauf beeinflusst (r= 0,550). Die Beziehung weist auf durch

Mikroorganismen beeinflusste und katalysierte Prozesse hin.

Abb. 17 In situ Messung: Überflutungsperioden, Wasserstand am Pegel Wittenberge, EH, Temperatur sowie des pH-Wertes der Bodenlösung in 15 cm Bodentiefe

Multivariate Verfahren wurden zur gleichzeitigen Analyse mehrerer Variablen und damit

zur Aufdeckung von Abhängigkeitsstrukturen durchgeführt. Es wurden die

Hauptkomponentenanalyse (Principal Component Analisys; PCA) und die

48

Redundanzanalyse (RDA) angewendet. Multivariate Verfahren basieren auf

parametrischen Statistikverfahren und erfordern daher normal verteilte Daten. Die Daten

müssen für die Verwendung in multivariaten Analysen standardisiert werden. Im Ergebnis

von mehreren Standardisierungsschritten können Werte unterschiedlicher Einheiten und

Größenordnungen vergleichbar gemacht werden (Leyer und Wesche, 2007; Dormann und

Kühn, 2009).

Ordinationsverfahren sind komplexe mathematische Operationen, deren Hauptergebnis

eine graphische Darstellung der Daten in einem meinst 2- oder 3-dimensionalen

Koordinatensystem ist. Die hier verwendeten Ordinationsverfahren verfolgen das Ziel, die

untersuchten Variablen in einer sinnvollen Art zu ordnen. Die Verteilung der

unterschiedlichen Variablen wird dafür in einem n-dimensionalen Raum projiziert. In der

so generierten Grafik (Ordinationsdiagramm) werden die Variablen entlang weniger

Achsen angeordnet. Diese hypothetischen Achsen werden dabei so im Raum platziert,

dass der Anteil der durch sie beschriebenen Varianz in den Daten maximiert wird. So

können komplexe Datensätze vereinfacht werden. Hier wurden direkte und indirekte

Verfahren mit linearer Beziehung verwendet (PCA bzw. RDA).

Bei indirekten Gradientenanalysen werden die zu untersuchenden Variablen durch

Maximieren der Varianzen im multidimensionalen Räumen entlang eines hypothetischen

Gradienten geordnet. Bei direkten Gradientenanalysen werden die Analysen der zu

untersuchenden Variablen hingegen anhand von gemessenen, die Variablen

beeinflussenden, Gradienten geordnet. Generell ist bei allen Ordinationsverfahren der

Anteil der erklärbaren Varianz der ersten Achse des Ordinationsdiagramms maximiert.

Alle Achsen eines solchen Diagramms sind zudem orthogonal zueinander ausgerichtet.

Das bedeutet, dass es zwischen den Achsen keine Korrelation geben kann. Der

erklärbare Anteil an der Varianz in den Daten wird für jede Achse durch ihren Eigenwert

(engl. eigenvalue) wiedergegeben. Die Summer der Eigenwerte alle Achsen ergibt die

Gesamtvarianz (Leyer und Wesche, 2007; Dormann und Kühn, 2009).

Die Hauptkomponentenanalyse (PCA) kann als eine Weiterentwicklung der Regression

verstanden werden. Bei diesem Verfahren wird eine Ausgleichsgrade durch die

Gesamtzahl der Datenpunkte gelegt. Dadurch wird eine hypothetische Variable

konstruiert für die die Summe der quadratischen Abweichungen aller Datenpunkte

minimiert ist. Im Gegensatz zur Regression, bei der eine unabhängige und damit

steuernde Variable notwendig wäre, wird bei der PCA eine theoretische Variable gebildet,

die sich aus dem Zusammenwirken aller Variablen ergibt und dann aus dem Datensatz

heraus interpretiert werden muss. Die PCA dient damit vor allem dem Zweck, die

49

Dimensionalität der Daten zu reduzieren indem die Variablen durch lineare

Kombinationen zu so genannten Hauptkomponenten zusammengefasst werden. Um

Variablen verschiedener physikalischer Einheiten und Größenordnungen vergleichen zu

können ist es erforderlich, die Daten zu zentrieren und zu standardisieren.

Die Methode zeichnet sich durch eine sehr einfache Anwendbarkeit und leicht zu

interpretierende Ergebnisse aus. Es ist jedoch darauf zu achten, dass die Methoden nur

für linear in Beziehung stehende Daten richtig verwendet werden kann.

Die Redundanzanalyse (RDA) zählt zu den Kanonischen Ordinationsmethoden. Diese

führen die Ordination nicht wie beispielsweise die PCA nur über eine Matrix durch

sondern verwenden zwei Matrizen. Die RDA könnte als Erweiterung sowohl der multiplen

Regression als auch der PCA betrachtet werden. Ähnlich der multiplen Regression ist es

hier erforderlich, unabhängige Variable zu deklarieren, die einen Einfluss auf das

Verhalten der abhängigen Variablen ausüben. Die Ordination der abhängigen Variablen

ist eingeschränkt, da die Ordinations-Vektoren durch eine Linearkombination der

Unabhängigen gebildet werden. Bei der Redundanzanalyse wird für jede abhängige

Variable eine multiple Regression über die Matrix der unabhängigen Variablen errechnet.

Auf diesem Wege wird eine Matrix mit Vorhersagewerten für die abhängigen Variablen

erstellt welche daraufhin einer PCA unterzogen wird. Dementsprechend unterliegt die

RDA den gleichen Beschränkungen wie die multiple Regression (Normalverteilung) und

die PCA (Zentrierung und Standardisierung der Daten). Zudem ist es auch für die RDA

wichtig, dass die Beziehungen der Variablen untereinander linearen Mustern folgen.

In Abbildung 18 ist das Biplot für die ersten beiden Achsen der RDA für die SM und die

mobilitätsbeeinflussenden Parameter der Analysen des Feldmessplatzes in 15 cm

Bodentiefe dargestellt. Die Achsen spannen sich als theoretische Gradienten so im

Variablenraum auf, dass ein Maximum der Variabilität der SM-Daten dargestellt wird. Die

erste Achse hat einen Eigenwert von 0,244 und die Zweite hat einen Eigenwert von 0,138.

Beide Achsen erklären damit 38,2% der Variabilität in den SM-Daten. Allerdings muss

beachtet werden, dass die RDA die Variation in den SM-Daten nur in Beziehung zu den

mit in die Analyse eingegangenen Umweltparametern analysiert. Der geringe Anteil der

Variation, der durch die ersten beiden Achsen der RDA erklärt wird, zeigt das weitere

Parameter eine entscheidende Rolle bei der Freisetzung der SM spielen. Von den hier

einbezogenen Parametern spielt Mn die wichtigste Rolle. Dies wird auch in der Korrelation

zwischen Mn und der ersten Achse deutlich (0,8934). Für die erste Achse sind darüber

hinaus EH (Korrelation: -0,581), pH (Korrelation: 0,5256), SO42- (Korrelation: -0,5127) und

50

T (Korrelation: 0,3101) bedeutsam. Die zweite Achse wird vor allem von DOC

(Korrelation: 0,579), T (Korrelation: 0,4545), WL (Korrelation: -0,384) und Al (Korrelation:

0,3222) beeinflusst.

Abb. 18 RDA für den Elbauen in situ Messplatz in 15 cm Bodentiefe

SM-Mobilisierung in den in situ Untersuchungen

As ist ein redoxsensitves Element für das v.a. Fe-Oxide wichtige Bindungspartner sind.

Reduzierende Verhältnisse im Boden führen zur Auflösung dieser Oxide was eine

Freisetzung der an ihnen gebundenen Elemente in die Bodenlösung zur Folge hat.

Daneben ist As stark mit DOC korreliert, mit dem es metall-organische Komplexe bildet.

Die Ergebnisse der in situ Untersuchung stehen in Einklang mit Literaturaussagen (Du

Laing et al., 2009b und Schulz-Zunkel und Krüger, 2009).

Anhand der Ergebnisse des in situ Versuches sind für Pb keine kausalen Aussagen

ableitbar. Zwar konnten für die einzelnen Tiefenstufen Korrelationen mit entsprechenden

Bindungspartnern festgestellt werden (bspw. zu Al in 15 cm Tiefe), ein einheitliches

Gesamtbild kann davon jedoch nicht abgeleitet werden. Dies wird auch durch die

Ergebnisse der sequentiellen Extraktion erhärtet, die für Pb eine sehr feste Bindung (4.

und 5. Fraktion) belegen.

51

Für Cd konnte im Ergebnis der in situ Versuche kein potentieller Bindungspartner

identifiziert werden. Als steuernder Parameter konnte in den drei untersuchten Tiefen der

pH-Wert mittels RDA identifiziert werden. Die mit Hilfe der RDA aufgezeigten

Zusammenhänge mit SO42- und Al werden auch durch die Literatur bestätigt (Du Laing et

al., 2009b und Schulz-Zunkel und Krüger, 2009).

DOC ist für Cr der wichtigste Bindungspartner, mit dem es metall-organische Komplexe

bildet. Darüber hinaus konnten Al, Fe sowie Mn als wichtige Bindungspartner identifiziert

werden.

Die Konzentration von Co in der Bodenlösung korrespondierte sehr gut mit dem Gehalt an

Mn in allen drei untersuchten Bodentiefen. Als Hauptquellen für die Freisetzung von Co

unter reduzierenden Bedingungen sind Mn-Oxide und -Hydroxide anzusehen. Darüber

hinaus sind vor allem DOC und Fe als Bindungspartner von Bedeutung.

Für die Cu – Mobilisierung ergaben sich zunächst keine klaren Aussagen. Dies kann auch

durch die Ergebnisse der sequentiellen Extraktion erklärt werden, in der ein großer Anteil

des Cu als organisch gebunden im Boden (in der 4. Fraktion) nachgewiesen wurde. Diese

Bindung an die organische Substanz und in Schwefelverbindungen wird von Du Laing et

al. (2009b) und Schulz-Zunkel & Krüger (2009) bestätigt.

Die wichtigsten Bindungspartner für Ni sind Mn-Oxide und –Hydroxide. Daneben spielten,

zumindest in den beiden unteren Beprobungstiefen, DOC, Al (nur in 45 cm Tiefe) und Fe

eine Rolle. Dieses Ergebnis steht teilweise in Kontrast zu den von Ergebnissen von

Schulz-Zunkel & Krüger (2009), die vor allem DOC als wichtigsten Bindungspartner für Ni

identifizierten.

Die wichtigste Steuergröße für den Gehalt an Zn in der Bodenlösung stellt der pH-Wert

dar. Darüber hatte die Temperatur in allen Tiefen einen Einfluss auf die Zn- Mobilität.

Untersuchungen der SM- Mobilisierung in Kleinlysimetern

Die Effekte variierender Wasserstände auf die Mobilisierung von SM wurden unter

definierten Versuchsbedingungen auf der Skalenebene von Kleinlysimetern untersucht.

Diese Arbeiten stellen damit eine wesentliche Erweiterung der in situ Messungen dar und

ermöglichen es, die Wirkungen hydrologischer Situationen (Überstau) unabhängig vom

Witterungsgeschehen zu studieren. Die Ergebnisse der in situ Messungen können somit

im Lysimeterexperiment verifiziert und wesentliche Aussagen hinsichtlich der

dominierenden physikochemischen Prozesse abgeleitet werden.

52

Im Lysimeterexperiment wurden die Wasserstände (WL) entsprechend dem Versuchsplan

zwischen Überstauung der Gefäße und 40 cm unter Flur eingestellt. Tiefere

Wasserstände konnten in den Experimenten nicht realisiert werden, da dann die

Entnahme von Bodenwasserproben über die verwendeten Saugelemente nicht mehr

möglich war.

Mit der Simulation einer 3-monatigen Überstauung wurden die systematischen

Experimente an den Kleinlysimetern am 16.08.2009 aufgenommen (Tab. 16). Daran

schloss sich eine 3-monatige Periode mit Wasserständen von 0,2 bzw. 0,4 m unter GOK

(Austrocknung des Oberbodens) an.

In dem darauf folgenden Szenario wurden in den Kleinlysimetern mit einem Rhythmus

von 3 Wochen alternierende Wasserständen simuliert (kurzfristiger Wechsel von

Überstauung und Austrocknung).

Das dritte Szenario umfasste ein Alternieren der Wasserstände (Überstau von jeweils 6

Wochen und dazwischen für 2 Wochen Wasserstände von 0,4 m unter GOK).

Tab. 16 Wasserstände in den Kleinlysimetern

Von Bis Wasserstand Erläuterung

16.08.2009 17.11.2009 0m Überstau

18.11.2009 15.02.2010 -0,4m GW unter GOK1)

16.02.2010 28.02.2010 -0,2m GW unter GOK

01.03.2010 22.03.2010 0m Überstau

23.03.2010 12.04.2010 -0,4m GW unter GOK

13.04.2010 03.05.2010 0m Überstau

04.05.2010 25.05.2010 -0,4m GW unter GOK

26.05.2010 15.06.2010 0m Überstau

16.06.2010 05.07.2010 -0,4m GW unter GOK

06.07.2010 26.07.2010 0m Überstau

27.07.2010 17.08.2010 -0,4m GW unter GOK

18.08.2010 07.09.2010 0m Überstau

07.09.2010 28.09.2010 -0,4m GW unter GOK

29.09.2010 09.11.2010 0m Überstau

10.11.2010 24.11.2010 -0,4m GW unter GOK

25.11.2010 07.01.2011 0m Überstau

1) Grundwasserstand im Lysimeter unterhalb der Gefäßoberkante

53

Tabelle 17 gibt die Messergebnisse von bodenphysikalischen und bodenchemischen

Parametern in den Kleinlysimetern einschließlich der dazugehörigen deskriptiven Statistik

wider (Anzahl der gemessenen Werte - N, Minima - Min, der Median - Med, die Maxima -

Max, der Mittelwert - MW sowie die Standardabweichung - StAb).

Tab. 17 Messergebnisse bodenphysikalischer und bodenchemischer Parameter im Kleinlysimeterversuch. deskriptive Statistik Installationstiefe 10 cm Installationstiefe 30 cm

N Min Max MW StAb Med N Min Max MW StAb Med

WL (cm) 592 -0,4 0 -0,19 0,19 -0,2

EH (mV) 562 284,7 821,2 343,2 320,2 466,2 562 470,1 199,2 -29,2 116,1 -34,4

T (°C) 585 3,10 28,03 15,52 5,58 15,01 585 2,20 27,70 15,08 5,89 14,84

pH 146 6,95 9,00 7,83 0,37 7,83 153 6,95 8,40 7,68 0,37 7,65

DOC (mg l-1) 148 7,96 46,55 19,27 7,68 17,63 156 5,96 17,18 9,14 1,84 8,90

Mn (µg l-1) 159 10,0 6505,0 1186,4 1570,4 538,0 159 186,5 4560,0 2124,8 800,1 2270,0

Fe (µg l-1) 158 24,0 1301,0 150,0 203,0 90,0 157 24,0 1119,0 244,1 210,6 169,5

Al (µg l-1) 148 19,0 99,0 25,0 13,5 19,0 133 19,0 111,5 23,6 12,3 19,0

SO42- (mg l-1) 159 155,5 585,9 277,2 71,9 265,4 159 84,9 419,0 165,8 54,0 149,1

As (µg l-1) 159 1,6 19,4 6,8 3,4 6,4 159 0,3 16,8 2,7 2,2 2,0

Cd (µg l-1) 159 0,2 18,1 3,8 3,0 3,0 150 0,1 12,6 2,1 2,2 1,5

Cr (µg l-1) 158 1,1 6,6 3,0 1,0 2,8 159 0,4 3,1 1,0 0,5 0,9

Co (µg l-1) 159 0,2 54,6 7,9 12,4 2,5 159 0,8 22,5 7,5 3,0 7,3

Cu (µg l-1) 159 14,1 63,4 31,6 10,2 30,4 159 2,1 36,5 7,1 4,7 6,1

Ni (µg l-1) 159 11,4 60,4 24,8 10,1 23,1 159 12,0 32,7 17,8 3,5 17,1

Pb (µg l-1) 62 0,4 1,1 0,5 0,1 0,4 52 0,4 1,7 0,5 0,2 0,4

Zn (µg l-1) 159 8,5 832,0 198,7 147,7 191,0 159 20,5 464,0 104,3 66,8 85,0

Das EH schwankte in 10 und 30 cm Tiefe unterschiedlich stark. Während der

Schwankungsbereich in der unteren Tiefe etwa 700 mV umfasste (vergleichbar mit den in

situ – Verhältnissen), war die Schwankungsbreite in 10 cm Tiefe mit 1100 mV im

Lysimeter deutlich erhöht. Generell kann festgestellt werden, dass das EH in den

Lysimetern niedrigere Werte aufwies als in situ.

Die Kleinlysimeterversuche wurden in einem geschlossenen Raum durchgeführt. Dadurch

war die Temperatur gegenüber den in situ Untersuchungen erhöht. Der pH-Wert der

54

Bodenlösung erreichte in beiden Tiefen das gleiche Minimum, in 10 cm Tiefe war jedoch

das Maximum weiter in den basischen Bereich verschoben. Insgesamt war das pH-Wert-

Niveau im Kleinlysimeter mit dem auf dem Feldmessplatz vergleichbar.

Die Konzentration an löslichen Kohlenstoffverbindungen in der Bodenlösung (DOC) war in

den Lysimetern deutlich niedriger im Vergleich zu den in situ Messungen.

Auch hier wurden die höchsten Konzentrationen an gelösten Schwermetallen in der

oberen Beprobungstiefe (10 cm) nachgewiesen. Im Vergleich zu den in situ Messungen

waren vor allem die Extrema von As, Co und in Teilen Cd erhöht. Dahingegen wurden für

Cr, Ni und Pb vergleichbare Werte gemessen. Die Maximalkonzentrationen von Cu und

Zn waren in den Lysimeterversuchen hingegen niedriger als in situ. Die mittleren

Konzentrationen von As, Cd und Co waren gegenüber den Freilandmessungen auch

leicht erhöht. Für Cr, Cu, Ni und Pb wurden in situ und in den Lysimetern jeweils

vergleichbare Konzentrationen gemessen. Für eine Reihe der Metalle treten

Überschreitungen der Prüfwerte nach BBodSchV (1999) für den Wirkungspfad Boden –

Grundwasser bei den jeweiligen Konzentrationsmaxima auf. Diese Werte sind in Tabelle

17 durch Fettdruck markiert.

In 10 cm Tiefe wird ein sehr enger indirekter statistischer Zusammenhang zwischen dem

Wasserstand im Lysimeter und dem EH deutlich, der statistisch durch einen

Korrelationskoeffizienten von -0,758 belegt wird (Abb. 19). Ein steigender Wasserpegel

führt damit im Lysimeter zu einen Abfallen des EH‘s. Dabei sinkt das EH bis auf -280 mV.

Dieses EH deutet auf stark reduzierende Bedingungen im Boden bei hohen

Wasserständen hin (Mansfeld, 2003). Ein Einfluss der Bodentemperatur auf das EH

konnte im Lysimeterversuch nicht belegt werden. Der pH- Wert in der Bodenlösung zeigte

weder eine Wechselwirkung mit der Temperatur noch mit dem Wasserstand.

55

Abb. 19 Überstauperioden, Wasserstand sowie mittlere EH, Temperatur und pH-Werte der Bodenlösung in den Kleinlysimetern, Beprobungstiefe 10 cm Die Ergebnisse multivariater Verfahren (RDA) für die Beprobungstiefe 10 cm sind in

Abbildung 20 dargestellt (Biplot für die ersten beiden Achsen der RDA für die SM und die

mobilitätsbeeinflussenden Parameter). Die erste Achse erreicht einen Eigenwert von

0,279, die zweite Achse hat einen Eigenwert von 0,218. Somit werden 49,8% der

Variation der SM-Daten durch diese beiden Achsen erklärt. Mn war, wie bereits aus den in

situ Messungen bekannt, von großer Bedeutung für die Mobilität der untersuchten SM (r=

0,8938). Darüber hinaus konnte belegt werden, dass DOC (r= 0,6738), Fe (r= 0,667), EH

(r= -0,5656), T (r= 0,4056) und WL (r= 0,3893) für die SM Mobilität von Bedeutung sind.

Die zweite Achse weist auf einen wesentlichen Einfluss von WL (r= 0,6459) und pH (r= -

0,4453) auf die SM-Mobilität hin.

Im Biplot der RDA werden neben den bereits durch die Korrelationsanalyse aufgezeigten

Zusammenhängen auch weitere Beziehungen zwischen den SM und den steuernden

Parametern deutlich. Auffällig war dies vor allem bei As. Der kleine Winkel zwischen den

Vektoren von As und Fe, Mn und DOC lässt auf entsprechende Wechselwirkungen

schließen. Zudem übte der pH-Wert in dieser Beprobungstiefe einen Einfluss auf das

Metalloid aus. SO42- stellte sich im Biplot als wichtiger Bindungsparameter für die

56

Elemente Cd, Cu und Zn (abhängig vom pH-Wert) heraus. Für Cr erwiesen sich DOC, Al

und auch Fe als wesentliche Bindungspartner.

Abb. 20 RDA für das Kleinlysimeterexperiment, Beprobungstiefe 10 cm SM-Mobilisierung in den Kleinlysimetern Für As konnten in den Lysimetern in beiden Untersuchungstiefen Korrelationen mit Al und

DOC anhand der RDA nachgewiesen werden. Darüber hinaus wurden Zusammenhänge

zu Fe, DOC und Mn aufgezeigt. Die Ergebnisse der Lysimeteruntersuchungen decken

sich weitgehend mit denen der in situ Messungen.

Bei Pb bestanden analog zu den in situ Messungen auch im Lysimeterexperiment keine

statistisch gesicherten Zusammenhänge.

Für Cd konnte, wie auch im in situ-Versuch, der pH als wichtiger Steuerungsparameter

ausgemacht werden. Zudem bestand ein Einfluss des Wasserstandes.

Cr erwies sich auch in den Lysimeterversuchen als redoxsensitiv. Der wichtigste

Bindungspartner war, wie bei den in situ Messungen, DOC. Daneben konnte Al als

relevanter Bindungspartner identifiziert werden. Mittels der RDA konnte zudem ein

Zusammenhang mit Fe aufgezeigt werden.

57

Co zeigte im Lysimeterexperiment zu den in situ Messungen analoge Ergebnisse. So

bestand eine enge Korrelation mit Mn. Im Bereich stark wechselnden EH konnten enge

Wechselwirkungen mit DOC und Fe ausgewiesen werden.

Die Konzentrationen von Cu in der Bodenlösung zeigten kein einheitliches Muster im

Lysimeterexperiment. In der Beprobungstiefe von 30 cm, in der reduzierende

Bedingungen vorherrschten, konnte eine Affinität zu SO42- festgestellt werden. Du Laing et

al. (2009b) weisen explizit auf das Vorkommen von CuS in anoxischen Sedimenten hin.

Vor allem hinsichtlich des SO42- werden auch hier die Ergebnisse des Freilandversuches

bestätigt.

Für Ni konnte eine Korrelation mit DOC festgestellt werden. Zudem bestand in 10 cm

Tiefe ein starker Zusammenhang mit der Mn- Konzentration. Auch im

Lysimeterexperiment war der pH-Wert für die Ni- Konzentrationen von Bedeutung. Für Ni

wurden Parallelen zwischen den Lysimeteruntersuchungen und den in situ Messungen

deutlich.

Die Konzentrationen von Zn in 10 cm Tiefe wurden sowohl vom pH als auch vom EH (in

etwas schwächerem Maße) beeinflusst.

Prozessuntersuchungen in biogeochemischen Mikrokosmen

Prozessuntersuchungen zur Mobilisierung von Schwermetallen wurden im Labor mit Hilfe

von biogeochemischen Mikrokosmen durchgeführt. Dabei erwiesen sich die erforderlichen

Arbeiten zur Instandsetzung und Modernisierung der Mikrokosmenanlage als unerwartet

aufwändig, so dass zunächst nur Bodenproben von einem deutschen Flussauenstandort

mit den Mikrokosmen untersucht werden konnten. Die Untersuchung der russischen

Bodenproben ist gegenwärtig noch nicht abgeschlossen. Die folgende

Ergebnisdarstellung bezieht sich daher ausschließlich auf den deutschen Auenstandort.

In den biogeochemischen Mikrokosmen wurde die Mobilisierung von Schwermetallen bei

Überflutungen in Beziehung zum EH und DOC untersucht. Für diese Untersuchungen

wurde ein deutscher Auenboden mit folgenden Eigenschaften genutzt:

Korngrößenzusammensetzung (35 % Sand, 44 % Schluff und 20 % Ton); pH (CaCl2): 5,8;

Corg: 6.58 %. Der Boden wies folgende Elementgehalte nach Königswasseraufschluss [mg

kg-1] auf: As: 123; Fe: 46611; Mn: 1236; Cr: 116 und wurde nach IUSS/ISRIC/FAO (2006)

als Mollic Gleysol (GLm) klassifiziert.

Die Ergebnisse der Untersuchungen an den biogeochemischen Mikrokosmen werden in

Abbildung 21 präsentiert. Dabei widerspiegelten vor allem die Cr- Konzentrationen die

58

vorgenommene EH-Steuerung in den Mikrokosmen. Cr war signifikant mit dem EH

korreliert (r = 0,85; n = 9; p < 0,01). Ein EH-Anstieg war mit zunehmenden Cr-

Konzentrationen in der Bodensuspension verbunden. Das Niveau der gemessenen Cr-

Konzentrationen war vergleichsweise hoch (23,50 ± 11,74 µg L-1). Das

Konzentrationsmaximum von Cr in der Bodenlösung (47,30 µg L-1) fiel dabei zeitlich mit

dem höchsten EH zusammen. Das Minimum der Cr- Konzentration von (17.1 µg L-1) trat

umgekehrt bei den niedrigsten EH- Werten auf.

Der Median der As-Konzentration in der Bodensuspension betrug 15,30 ± 10,85 µg L-1.

Die höchsten Konzentrationen von 29,5 und 45,8 µg L-1 wurden zu Beginn und Ende des

Experiments bei niedrigem EH von 16 bzw. – 30 mV gemessen. Diese Beziehung war

allerdings statistisch nicht signifikant (rs = - 0,533; n = 9).

Die Fe- Konzentrationen waren in der Suspension vergleichsweise hoch (Mittelwert = 1,05

± 0.45 mg L-1) und schwankten zwischen 0,51 und 1,99 mg L-1 (Minimum und Maximum).

Die Absenkung des EH im Experiment ab Tag 10 resultierte in steigenden Fe-

Konzentrationen. Das Maximum der Fe- Konzentrationen wurde am Tag 23 bei niedrigem

EH erreicht. Die indirekte Beziehung zwischen Fe und EH war statistisch nicht signifikant

(rs = - 0,583; n = 9).

Veränderungen des EH spiegelten sich im zeitlichen Verlauf der DOC-Konzentrationen in

der Bodensuspension wider. Die gemessenen DOC-Konzentrationen schwankten auf

einem hohen Niveau zwischen 51,68 und 98,15 mg L-1 (Minimum und Maximum). Auch

hier wurden wiederum die höchsten DOC-Konzentrationen bei niedrigem EH gemessen,

wobei die niedrigsten DOC- Konzentrationen bei einem EH zwischen 300 und 400 mV zu

verzeichnen waren. Die DOC- Konzentrationen waren signifikant negativ mit den EH

korreliert (rs = - 0,817; n = 9; p < 0,01). Darüber hinaus wurde noch eine indirekte

Beziehung zwischen DOC und Cr belegt, die jedoch nicht signifikant war (rs = - 0,567; n =

9). Auch zwischen den Konzentration von DOC und As in der Suspension konnte eine

statistisch signifikante Beziehung nachgewiesen werden (rs = 0,70, n = 9, p < 0,05).

59

0 5 10 15 20 25

0

150

300

450102030405010

20

30

40

40

60

80

100

0 5 10 15 20 25

E H [m

V]

Zeit [d]

EH

Cr [

µgL-1

] Cr

As [µ

gL-1] As

2.0

1.5

1.0

Fe [m

gL-1] Fe

0.5

DO

C [m

gL-1] DOC

Abb. 21 Zeitlicher Verlauf des EH sowie der Cr-, As-, Fe- und DOC- Konzentrationen in der Bodensuspension; Mikrokosmenexperiment

60

Zusammenfassende Diskussion der in verschiedenen Skalenbereichen (in situ, Kleinlysimeter und Mikrokosmos) erzielten Ergebnisse

In häufig überschwemmten Böden bestimmen Redoxreaktionen (Oxidation und

Reduktion) die vorherrschenden biogeochemischen Prozesse. Wassersättigung während

längerer Perioden führt häufig zu Veränderungen der chemischen Eigenschaften von

Sedimenten und Böden sowie der mikrobiellen Populationen und Prozesse. In Auenböden

treten verschiedene Redoxreaktionen bei Überflutung und damit einher gehendem

Absinken des EH’s im Boden auf. Wichtige Reaktionen sind die Nitratredukation, die

Mangan-(IV) Reduktion, Eisen-(III) Reduzierung, die Sulfat (SO42-) Reduktion und die

Methanogenese. Diese Prozesse wurden bereits intensiv untersucht und in der Literatur

belegt (Patrick und Delaune, 1972; Ponnamperuna, 1972; Patrick und Jugsujinda, 1992;

Yu et al, 2007; Du Laing et al, 2009b).

Hinweise auf die im Boden ablaufenden biogeochemischen Prozesse (Redoxreaktion)

liefert das EH als ein Maß für die Verfügbarkeit von Elektronen. Es ermöglicht die

Vorhersage der Stabilität und Verfügbarkeit verschiedener Metalle und Metalloxide in

Auenböden und –Sedimenten. Der EH fällt vergleichsweise schnell nach der Überflutung

von Auenböden und dem damit einher gehenden Wechsel von aeroben zu anaeroben

Verhältnissen ab. In unseren Lysimeter- und Feldstudien wurde der EH stark vom

Wasserstand beeinflusst und lag zwischen oxidierenden Bedingungen (> 400 mV) und

mäßig bis stark reduzierenden Bedingungen (<- 100 mV). Unsere Untersuchungen auf

drei verschiedenen Skalenebenen umfassen damit ein charakteristisches EH- Spektrum.

Daher wurden wesentliche Prozesse, die in überschwemmten Böden vorherrschen, in

unseren Experimenten im Labormaßstab (biogeochemischen Mikrokosmen), in den

Kleinlysimetern sowie im Feldmaßstab erfasst und verifiziert.

Reduzierte Bedingungen führen nach Klaas et al. (2007) zur Reduktion von Cr (VI) in Cr

(III) und zur Immobilisierung von Chromaten. Chrom (VI) wird bei hohem EH Werte

mobilisiert. Diese EH abhängigen Effekte auf die Cr- Konzentrationen konnten in allen 3

experimentellen Skalenbereichen nachgewiesen werden. DOC war ferner eng mit Cr

verknüpft. Cr bildet mit DOC metall-organische Komplexe und zeigte Wechselwirkungen

mit den redoxsensitiven Elementen Mn und Al. Auch die Co- Konzentrationen in der

Bodenlösung korrespondierten sehr gut mit den Mn- Konzentrationen. Als Hauptquelle für

die Freisetzung von Co unter reduzierenden Bedingungen wurden Mn-Oxide und -

Hydroxide angesehen. Darüber hinaus waren vor allem DOC und Fe als Bindungspartner

von Bedeutung. Ni liegt in an Mn-Oxide und –Hydroxide gebundener Form vor.

61

Wechselwirkungen bestanden vor allem zu DOC, Al und Fe. In den Bodenzonen mit stark

schwankendem EH konnte Mn als steuernder Parameter für die Ni- Mobilisierung

ausgewiesen werden. Auch der pH-Wert war für die Ni- Konzentrationen von Bedeutung.

Das Redoxmilieu im Boden ist von entscheidender Bedeutung für die Einschätzung der

Löslichkeit und Mobilität von As. Unter natürlichen Bedingungen sind Arsenat (As(V)) und

Arsenit (As(III)) die häufigsten As- Verbindungen (Smith et al, 1998; Mandal und Suzuki,

2002). As(V) ist dominant In Boden-Wasser-Systemen unter aeroben Bedingungen, As

(III) dagegen unter anoxischen und anaeroben Verhältnissen (Reddy und Delaune, 2008).

Aufgrund der langsamen Kinetik der Redoxreaktion von As werden oftmals sowohl As(V)

als auch As(III) im Boden nachgewiesen, unabhängig vom Redoxmilieu (Masscheleyn et

al., 1991). Reduzierende Bedingungen (EH <0 mV) erhöhen die Löslichkeit von As stark.

Lösliches As liegt dabei vor allem als As(III) vor (Reddy und Delaune, 2008). Unsere

Studien in den verschiedenen Skalen (Feld, Lysimeter und Mikrokosmos) zeigten, dass

die As- Konzentrationen bei niedrigem EH hoch und niedrig bei hohem EH waren.

Aufgrund seiner Redoxsensitivität führen reduzierende Verhältnisse zur Auflösung von

Oxiden, an denen As gebunden ist. Das hat eine Mobilisierung von As und weiterer

oxidisch gebundener Metalle zur Folge. As war ferner eng mit DOC korreliert, mit dem es

metall-organische Komplexe bildet.

Die Stabilität von Fe2+ und Fe (Hydr)oxiden ist in erster Linie von den EH - und pH-Werten

des Sediments abhängig (Du Laing et al., 2009b). Bei neutralen pH-Werten, die wir bei

unseren in situ- und Lysimeterversuchen aufgrund des neutralen Elbewassers (pH-Wert ~

7) vorgefunden haben, kann Fe nur bei niedrigem EH in Lösung gehen (wahrscheinlich vor

allem als Fe2+) oder in Form von löslichen organischen Komplexen im oxischen Milieu

existieren. Die Fe- Konzentration in den biogeochemischen Mikrokosmen erhöhte sich

während der Einstellung niedriger EH –Werte, da es zu einer Fe2+ Mobilisierung kam.

Cd erwies sich in den durchgeführten Untersuchungen als pH-Wert-abhängig. Es

bestanden statistische Beziehungen zu den SO42- und Al.

DOC ist die mobilste organische Fraktion im Boden. DOC ist am Co-Transport von

Metallen aufgrund von physikalischen und chemischen Bindungsmechanismen beteiligt

und kann so einen signifikanten Einfluss auf die Bioverfügbarkeit von Metallen ausüben

(Zsolnay, 1996). Daher ist DOC in Böden von großer Bedeutung für den Transport von

Schadstoffen sowie für die Biogeochemie von Nähr- und Schadstoffen (Kalbitz et al.,

2000). Gelöste organische Liganden, wie niedrig- bis mittelmolekulargewichtige

Carbonsäuren, Aminosäuren und Fulvinsäuren können lösliche Metall-Komplexe bilden

62

(Du Laing et al., 2009a). Eine verbesserte Mobilisierung von Metallen als gelöste

organische Komplexe wurde für Cr und As beobachtet (Kalbitz und Wennrich, 1998).

Signifikante Korrelationen zwischen den As- Konzentrationen und EH, die mit unseren

Untersuchungen belegt wurden, bestätigten diese Literaturaussage. In unseren

Untersuchungen waren abnehmende DOC- Konzentrationen bei höherem EH zu

verzeichnen. Ein ähnliches Muster der zeitlichen Dynamik konnte auch bei As und DOC

beobachtet werden, da As oftmals an DOC gebunden ist.

Die Untersuchungen auf unterschiedlichen Skalen- und Zeitebenen (in situ Messplatz,

Kleinlysimeter und Mikrokosmen) haben zu vergleichbaren Aussagen hinsichtlich der

Effekte von variierenden Umweltfaktoren auf die Mobilisierung von Schwermetallen

geführt. Vor allem bei den in situ Untersuchungen traten Wechselwirkungen zwischen

verschiedenen Prozessen auf. Dennoch konnten in den Feld-, Lysimeter- und

Mikrokosmenuntersuchungen identische Prozesse, die die Mobilität von Schwermetallen

bei Hochwasserereignissen steuern, identifiziert werden. Klare Aussagen über die

Prozesse der SM- Mobilisierung in Auenböden bei stark variierenden hydrologischen

Bedingungen konnten für die Elemente As, Co und Cr abgeleitet werden. Die Kombination

von Versuchen in verschiedenen zeitlichen und räumlichen Skalen hat sich als ein sehr

wertvolles Werkzeug für prozessorientierte Untersuchungen zur SM-Mobilisierung in

Auenböden erwiesen.

Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass auch die Zielstellung von

Teilschwerpunkt (2), Ableitung gesicherter Aussagen über die Auswirkungen

unterschiedlicher Wasserstände (hydrologisches Regime, von besonderem Interesse auf

Auenstandorten) auf das Freisetzungsverhalten von Schwermetallen in differenzierten

Skalenbereichen erfüllt wurde.

63

Verwendete Literatur

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66

2. Wichtigste Positionen des zahlenmäßigen Nachweises

Eine detaillierte Abrechnung des Vorhabens wird von der Finanzabteilung des UFZ

vorgenommen und an den Zuwendungsgeber fristgemäß übergeben. Basierend auf den

von dort abgeforderten Zahlen enthält Tabelle 18 eine Übersicht über die wesentlichsten

ökonomischen Kennziffern.

Tab. 18 Soll- Ist- Vergleich wesentlicher ökonomischer Parameter

Position Soll-Zuwendung Ist-Ausgabe Differenz

Material 9.000,00 10.282,09 -1.282,09

FE-Leistung 13.000,00 17.534,25 -4.534,25

Personalkosten 103.997,23 108.721,89 -4.724,66

Reisekosten 32.000,00 22.529,64 +9.470,36

Abschreibung 1.500 1.499,32 +0,68

Sonst. Vorhabenkosten

40.105,33 36.159,86 +3.945,47

Verwaltungskosten 53.194,45 54.088,61 -894,16

Summe Zuwendung

252.797,01 250.815,66 +1981,35

Aus Tabelle 18 ist ersichtlich, dass der veranschlagte Kostenrahmen für das Projekt

eingehalten wurde und ein Kassenbestand von ca. +1981 € erzielt wurde. Dieser

Kassenbestand wird an den Zuwendungsgeber zurückgegeben.

Bei den einzelnen Positionen kam es aufgrund der zuvor bereits beschrieben Probleme

bei der Realisierung des Projektes zu Verschiebungen im Budget, die mit dem

Projektträger abgesprochen wurden. Bemerkenswert sind vor allem die Verzögerungen

beim Aufbau der russischen Versuchsanlagen aufgrund der schwierigen

Einfuhrbedingungen und den damit im Zusammenhang stehenden Problemen beim

russischen Zoll. Es kam zu Verlusten beim Geräteexport, die jedoch durch Einsparungen

bei den Reisekosten und den sonstigen Vorhabenkosten kompensiert werden konnten.

Die Überziehung der Personalkosten, die jedoch ebenfalls durch Einsparungen in

anderen Positionen kompensiert werden konnten, resultierte aus der genehmigten

Laufzeitverlängerung bis Dezember 2010. Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die

67

Zuwendungssumme ausreichend war, um die im Projektantrag fixierten Leistungen in

quantitativer und qualitativer Hinsicht zu erfüllen.

3. Notwendigkeit und Angemessenheit der geleisteten Arbeit

Im Projektantrag wurde begründet, dass viele Flussauen mit Schadstoffen kontaminiert

sind und es an Strategien und praktikablen technologischen Lösungen zur Sanierung

dieser Standorte fehlt. Während in den deutschen Flussauen, vor allem nach den Elbe-

und Oderhochwässern, in den letzten Jahren erhebliche Anstrengungen zur Identifikation

der Belastungsquellen sowie dem Belastungsstatus von Auenböden unternommen

wurden, fehlen belastbare Untersuchungsergebnisse aus den Wolga- bzw. Okaauen. Hier

konnte durch das Vorhaben ein entscheidender Erkenntnisgewinn erzielt werden.

Während bei den Elbauen vor allem neue Ergebnisse bezüglich der Belastung mit POPs

erzielt wurden, ließen die Untersuchungen in den Okaauen Rückschlüsse über das

generell zu erwartende Belastungspotential zu. Des Weiteren war es notwendig,

entsprechende praktische Experimente zur Phytoremediation in den Auen anzulegen, um

entsprechende Erfahrungen mit diesem Sanierungsverfahren zu erzielen. Auch hier

wurde ein hoher Neuheitswert generiert, da bisher derartige Anlagen nach Wissen der

Bearbeiter in Russland nicht existierten und auch in Deutschland zum Zeitpunkt des

Projektbeginns nur die vorab aus Eigenmitteln errichtete Experimentalanlage in der

Elbaue bei Schönberg vorhanden war. Dies erwies sich für die Projektdurchführung als

sehr günstig, denn es bestand die Möglichkeit, aus der bereits vorhandenen Anlage in der

Elbaue Biomasse zur Testung bezüglich der energetischen Verwertung zu gewinnen.

Anzumerken bleibt ferner, dass der in diesem Projekt verfolgte skalierte Ansatz bezüglich

der Untersuchung der Phytoremediation in den Skalenebenen Mikrokosmos – Lysimeter-

in situ Experiment wissenschaftlich neu ist. Dieser zwischenzeitlich publizierte Ansatz (vgl.

Rupp et al., 2010) kann sowohl für Folgeprojekte in Deutschland und auch in Russland

genutzt werden. Es wurden durch den Export von Geräten, der praktischen Anlage von

Lysimeter- und Feldexperimenten und der Durchführung einer Schulung von russischen

Wissenschaftlern in Deutschland die Voraussetzungen für den Weiterbetrieb der Anlagen

bzw. deren Modifikation für ähnlich gelagerte Fragestellungen in Russland geschaffen.

Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die durchgeführten Arbeiten notwendig und

angemessen waren. Sie führten sowohl zu einem erheblichen Wissenszuwachs bei den

deutschen und russischen Partnern, dargestellt anhand von Publikationen, als auch zur

Vertiefung von praktischen Erfahrungen beim Umgang mit dem Verfahren der

68

Phytoremediation. Es konnte gezeigt werden, dass man die Phytoremediation sowohl zur

Sanierung von kontaminierten Auenstandorten nutzen kann und auch eine energetische

Verwertung der aufwachsenden Biomasse möglich ist. Besonders der letztgenannte

Aspekt war für die russischen Wissenschaftler neu, da eine energetische Nutzung von

Biomasse in einem rohstoffreichen Land wie Russland bisher kaum von Interesse war.

4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes

Im Forschungsantrag wurden 4 Komponenten bezüglich der wirtschaftlichen

Erfolgsaussichten als essentiell angesehen:

1. Reinhaltung der Gewässer /Wasserqualität – es wurde nachgewiesen, dass mit

der Sanierung von belasteten Auenstandorten durch möglichst naturnahe

Verfahren ohne immensen Kostenaufwand ein wesentlicher Beitrag zur Erfüllung

der in der EU-Wasserrahmenrichtlinie genannten Zielstellung bezüglich der

Erreichung eines guten ökologischen Zustands der Gewässer geleistet werden

kann. Die Phytoremediation mit speziellen Weidenklonen ist auf kontaminierten

Auenstandorten mit erheblich wechselnden Wasserständen einsetzbar. Der Anbau

von speziellen Pappelklonen wird aufgrund der Staunässe nicht empfohlen.

2. Inwertsetzung kontaminierter Auenböden – es konnte nachgewiesen werden, dass

mit Hilfe der Phytoremediation eine Inwertsetzung von kontaminierten Auenböden

möglich ist. Besonders geeignet erscheint der Anbau von Weidenklonen, die

biotechnologisch mit Mykorrhizapilzen und Helferbakterien beimpft wurden.

Hierdurch konnte die Sanierungszeit für Cadmium von ursprünglich etwa 40 auf

etwa 25 Jahre und für Zn von etwa 70 auf etwa 45 Jahre verringert werden.

Allerdings werden auch zukünftig durch Überflutungen Schadstoffe erneut

periodisch eingetragen. Da bei der Phytoremediation mit Weiden nur die

Holzbiomasse kommerziell genutzt wird, erhöht sich die theoretische

Sanierungszeit für Cd auf 65 Jahre. Für Zn erscheint eine Sanierung nur möglich,

wenn der sedimentäre Eintrag verringert und / oder die Leistungsfähigkeit der

Bestände weiter erhöht wird.

3. Wertschöpfung durch Erzeugung von Biomasse zur energetischen Nutzung – es

konnte nachgewiesen werden, dass kontaminiertes Holz aus

Phytoremediationsanlagen geeignet ist, um daraus über eine thermochemische

69

Vergasung ein Brenngas herzustellen, das zur Produktion von Elektroenergie und

Wärme genutzt werden kann. Während der Durchführung des Prozesses der

Energiegewinnung werden gültige Grenzwerte der 17. BimschV bezüglich der

Abgasemission an Schwermetallen eingehalten. Des Weiteren wurde eine

ökonomische Bewertung des Gesamtprozesses der Phytoremediation von der

Anpflanzung über die Ernte bis hin zur Energieerzeugung vorgenommen.

4. Sicherung von Schutzrechten an den biotechnologischen Präparaten – speziell

vom Projektpartner Uni Rostock war geplant, die Schutzrechte an den als optimal

erkannten Mikroorganismenstämmen zu sichern. Es zeigte sich jedoch, dass die

optimalen Pilz-Bakterien-Kombinationen von Standort zu Standort stark variieren

und deshalb eine Patentierung aus Kostengründen nicht sinnvoll erschien (vgl.

hierzu auch Fachlicher Schlussbericht der Uni Rostock).

Der Hauptnutzen der Forschungsarbeiten wird im Nachweis der Anwendbarkeit des

Verfahrens der Phytoremediation mit Weiden zur Sanierung von mit Arsen und

Schwermetallen belasteten Flussauen gesehen. Neben zahlreichen Publikationen zu den

hier durchgeführten Forschungsarbeiten wurde immer versucht, die Ergebnisse auch in

die Praxis zu überführen. Zu nennen sind hier vor allem Aktivitäten mit dem

Umweltbundesamt zur weiteren praktischen Umsetzung, die allerdings aufgrund des

Wechsels der dort zuständigen Ansprechpartnerin in die Privatwirtschaft scheiterten. Ein

erster Erfolg konnte im Rahmen eines Vortrags auf der im Herbst 2009 durchgeführten

internationalen COMLAND-Konferenz in Magdeburg erzielt werden. Daran nahmen neben

Vertretern aus 29 Ländern auch der Leiter des Landesumweltamtes Sachsen-Anhalt, Herr

K. Rehda und Herr Prof. Dr. V. Lüderitz von der Hochschule Magdeburg-Stendal, Bereich

Wasserwirtschaft, teil. Prof. Lüderitz zeigte großes Interesse an der Anwendung des

Verfahrens für einen Elbauenstandort bei Magdeburg. Es besteht nach wie vor Kontakt

und Herr Lüderitz ist gegenwärtig dabei, eine Projektfinanzierung zu organisieren.

Des Weiteren wurde versucht, die Forschungsergebnisse auch in Russland bekannt zu

machen, zu publizieren und praktisch anzuwenden. Im Oktober 2010 fand ein Gespräch

mit Frau Prof. Dr. T. Trifonova von der Lomonossow – Universität, Fachbereich

Bodenkunde, in Moskau statt. Da sie sich schwerpunktmäßig mit der Verlagerung von

Schwermetallen auf Altlastenstandorten beschäftigt und hierzu auch Gefäßversuche

durchführt, wurden sie und ihr Team über die aktuell zur Phytoremediation in Russland

stattfindenden Arbeiten informiert. Im Mittelpunkt stand dabei auch die Vorstellung der

neu in Russland beim Partner VNIIGIM installierten Umweltmesstechnik sowie die neu

70

gebaute Kleinlysimeterstation. Es wurde angeregt, eine Zusammenarbeit zwischen dem

VNIIGIM, einer Einrichtung der Akademie der Landwirtschaftswissenschaften und der

Lomonossow-Universität zu initiieren, um künftig die Versuchsanlagen effektiv zu nutzen

und ggf. gemeinsam neue Projekte zur Sanierung von kontaminierten Standorten mittels

Pflanzen zu starten.

Als Höhepunkt bezüglich der Verwertung der Forschungsergebnisse wird die gemeinsam

mit den russischen Partnern vorbereitete Präsentation auf der Fachmesse „Agrotech

Russia – Golden Autumn“, die vom 8. bis 11.10. 2010 in Moskau stattfand, angesehen.

Anzumerken ist, dass diese Messe auch vom Bundesministerium für Ernährung,

Landwirtschaft und Verbraucherschutz in Form einer Firmengemeinschaftsausstellung im

Rahmen der amtlichen Beteiligung der Bundesrepublik Deutschland unterstützt wurde.

Unter Einbindung des KMU-Partners UGT-Müncheberg wurden auf einem deutsch-

russischen Gemeinschaftsstand die Ergebnisse der Forschungsarbeiten zum

Themenkomplex Phytoremediation vorgestellt (Abb. 22). Hierzu gehörten neben einer

Posterdarstellung über das Gesamtprojekt die Präsentation des bereits erwähnten

Lehrfilms über die Phytoremediation, der in Kooperation zwischen den deutschen

Partnern UFZ, Uni Rostock und Uni Halle-Wittenberg und unter Einbeziehung des

Fachbereichs Medienwissenschaften der Uni Magdeburg hergestellt wurde (eine Kopie

des Films liegt diesem Bericht als Anlage bei). Der Lehrfilm wurde in einer Kurzversion mit

russischen Untertiteln versehen, so dass er auch für fachfremdes russisches Publikum

verständlich ist. Kernstück der Präsentation war die Vorstellung der eigens für die

Lysimetergewinnung modifizierten Vorrichtung zur monolithischen Entnahme von

Bodensäulen. Zur Erläuterung des Gerätes wurde ein Faltblatt in russischer Sprache

erarbeitet (vgl. Anlage Russische Beschreibung der Stechvorrichtung). Daneben wurde

weitere, im Rahmen des Projektes eingesetzte Umweltmesstechnik gezeigt. Zu nennen

sind vor allem Messgeräte zur Bestimmung der Bodenfeuchte und der Wasserspannung

im Boden sowie Handbohrgeräte und meteorologische Messtechnik. Der Pavillon wurde

von vielen Besuchen frequentiert.

Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die Messepräsentation als sehr erfolgreich

bezüglich der Vorstellung von Projektergebnissen als auch der Demonstration von

moderner deutscher Umweltmesstechnik eingeschätzt wird. Interessant ist dabei, dass die

Firma UGT-Müncheberg beabsichtigt, demnächst eigenständig auf Messen in Russland

aktiv zu werden. Auch ist vorgesehen, die in Deutschland entwickelte und vom BMBF

maßgeblich mitfinanzierte Lysimetertechnik in einem neuen BMBF-Vorhaben zum

Schwerpunkt „Nachhaltiges Landmanagement“ (Modul A 1) im russischen Altai-Gebiet

71

zum Einsatz zu bringen (Titel des von der Uni Halle-Wittenberg koordinierten

Verbundvorhabens „KULUNDA - Wie verhindert man die nächste -Global Dust Bowl-? –

Ökologische und Ökonomische Strategien zur nachhaltigen Landnutzung in Russischen

Steppen: Ein Beitrag zur Anpassung an den Klimawandel“). Auch ist vorgesehen, die

während der deutsch-russischen Kooperation gesammelten Erfahrungen zu nutzen, um

sich an der gegenwärtig vom BMBF im Rahmen des Programms „Forschung für

nachhaltige Entwicklungen“ initiierten Ausschreibung zum Themenkomplex „CLIENT-

Internationale Partnerschaften für nachhaltige Klimaschutz- und Umwelttechnologien und

-dienstleistungen" zu beteiligen.

Abb. 22 Deutsch-russischer Gemeinschaftsstand auf der Messe Goldener Herbst 2010 in Moskau zur Präsentation der Ergebnisse des BMBF geförderten Verbundvorhabens „Phytoremediation“

5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekanntgewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen

Recherche neuer Forschungsprojekte im Netz

Using MicroBes for the REgulation of heavy metal mobiLity at ecosystem and landscape

scAle: An integrative approach for soil remediation by geobiological processes

72

(UMBRELLA), (2009-2012) FP 7, Co-ordinator: Friedrich-Schiller Universität Jena

(Deutschland)

Maßnahmen zur Strahlenschutzvorsorge radioaktiv belasteter Großflächen durch

Sanierung mittels Phytoremediation und anschließende Verwertung der belasteten

Pflanzenreststoffe (PHYTOREST), (2008-2011), BMBF FKZ: 02S8528. Technische

Universität Dresden & Friedrich-Schiller Universität Jena (Deutschland)

Recherche der relevanten neuen Publikationen im Web of Science

van der Geest, H.G. & Paumen, M.L. (2008): Dynamics of metal availability and toxicity in historically polluted floodplain sediments. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 406 (3), 419-425.

van Gestel, C.A.M. & Cornelis, A. M. (2008): Physico-chemical and biological parameters determine metal bioavailability in soils. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 406 (3), 385-395.

Du Laing, G., Bontinck, A., Samson, R., Vandecasteele, B., Vanthuyne, D.R.J., Meers, E., Lesage, E., Tack, F.M.G. & Verloo, M.G. (2008): Effect of decomposing litter on the mobility and availability of metals in the soil of a recently created floodplain. GEODERMA 147 (1-2), 34-46.

Du Laing, G., Chapagain, S.K., Dewispelaere, M., Meers, E., Kazama, F., Tack, F.M.G., Rinklebe, J., & Verloo, M.G. (2009): Presence and mobility of arsenic in estuarine wetland soils of the Scheldt estuary (Belgium). JOURNAL OF ENVIRONMENTAL MONITORING 11 (4), 873-881.

Du Laing, G., Meers, E., Dewispelaere, M., Rinklebe, J., Vandecasteele, B., Verloo, M.G. & Tack, F.M.G.(2009): Effect of Water Table Level on Metal Mobility at Different Depths in Wetland Soils of the Scheldt Estuary (Belgium). WATER AIR AND SOIL POLLUTION 202 (1-4), 353-367.

Du Laing, G., Rinklebe, J., Vandecasteele, B., Meers, E. & Tack F.M.G. (2009): Trace metal behaviour in estuarine and riverine floodplain soils and sediments: A review. SCIENCE OF THE TOTAL ENVIRONMENT 407 (13), 3972-3985.

Lair, G.J., Graf, M., Zehetner, F. & Gerzabek, M.H. (2008): Distribution of cadmium among geochemical fractions in floodplain soils of progressing development. ENVIRONMENTAL POLLUTION 156 (1), 207-214.

Lair, G.J., Zehetner, F., Fiebig, M., Gerzabek, M.H., van Gestel, C.A.M., Hein, T., Hohensinner, S., Hsu, P., Jones, K.C., Jordan, G., Koelmans, A.A., Poot, A., Slijkerman, D.M.E., Totsche, K.U., Bondar-Kunze, E. & Barth, J.A.C. (2009): How do long-term development and periodical changes of river-floodplain systems affect the fate of contaminants? Results from European rivers. ENVIRONMENTAL POLLUTION 157 (12), 3336-3346.

Poot, A., Gillissen, F. & Koelmans, A.A. (2007): Effects of flow regime and flooding on heavy metal availability in sediment and soil of a dynamic river system. ENVIRONMENTAL POLLUTION 148 (3), 779-787.

73

Rennert, T., Meissner, S., Rinklebe, J. & Totsche, K.U. (2010): Dissolved Inorganic Contaminants in a Floodplain Soil: Comparison of In Situ Soil Solutions and Laboratory Methods. WATER AIR AND SOIL POLLUTION 209 (1-4), 489-500.

Rennert, T. & Rinklebe, J. (2010): Release of Ni and Zn from Contaminated Floodplain Soils Under Saturated Flow Conditions. WATER AIR AND SOIL POLLUTION 205 (1-4), 93-105.

Schulz-Zunkel, C. & Krüger, F. (2009): Trace Metal Dynamics in Floodplain Soils of the River Elbe: A Review. JOURNAL OF ENVIRONMENTAL QUALITY 38 (4), 1349-1362.

Insgesamt ist festzustellen, dass zwar neue Projekte in diesem Forschungsgebiet begonnen wurden und auch einige neue Publikationen erschienen sind, die Verbundpartner dieses Projektes jedoch den internationalen Wissensstand und Erkenntnisfortschritt in dieser Forschungsrichtung stark mitbestimmen, was durch die Vielzahl hochrangiger Journalpublikationen belegt wird (vgl. Pos. 6).

6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11

Meissner R, Bolze S, Rupp H, Baum C, Zimmer D, Leinweber P (2009): Contamination of the Elbe river floodplains and testing of its restoration by phytoremediation. Wasserwirtschaft 99 (6): 30-37

Zimmer D, Baum C, Leinweber P, Hrynkiewicz K, Meissner R (2009): Associated bacteria increase the phytoextraction of cadmium and zink from a metal-contaminated soil by mycorrhizal willows, Intern. J. Phytorem. 11 (2), 200-213

Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Leinweber P (2010): Small scale variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany). Chemosphere 79, 745-753. IF 1,023,

Rupp, H., Rinklebe, J., Bolze, S., Meissner, R.: A scale-dependent approach to study pollution control processes in wetland soils using three different techniques. In: Ecological Engineering, 36 (2010), 1439-1447

Zimmer D, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Kolomiytsev N, Leinweber P (2010): Status quo of soil contamination with inorganic and organic pollutants of the river Oka floodplains (Russia). Water, Air, and Soil Pollution 211, 299-312

Zimmer D, Kiersch K, Baum C, Meissner R, Müller R, Jandl G, Leinweber P. Scale-dependent variability of As and heavy metals in a river Elbe floodplain. Clean – Soil, Air, Water, 39 (2011), 4, 328-337.

Zimmer D, Kruse J, Baum C, Borca C, Laue M, Hause G, Meissner R, Leinweber P. Spatial distribution of As and heavy metals in willow roots from a contaminated floodplain soil measured by X-ray fluorescence spectroscopy. The Science of the Total Environment (submitted)

Zimmer D, Baum C, Meissner R, Leinweber P. Soil ecological evaluation of willow in a floodplain.. Journal of Plant Nutrition and Soil Science (submitted)

74

Geplant:

R. Meißner 1), P. Pylenok2), H. Rupp1), S. Bolze1), N. Peregudov2), V. Jashin2), N. Kolomitzev2), P. Leineweber3), E. Heilmann3), M. Seyfarth4) : Innovative Lysimetertechnik und Neubau einer Anlage in Solotscha,

Einreichung in russischer Sprache bei: MELIORAZIA i VODNOJE CHOSJAISTVO („Melioration und Wasserwirtschaft“ – führende russische Fachzeitschrift auf diesem Fachgebiet)

Rupp, H. und Meissner R.. Ecological Vulnerability: Environmental Degradation in Floodmaster- Textbook; TU Dresden

1) UFZ – Helmholtz –Zentrum für Umweltforschung, Department Bodenphysik,

Lysimeterstation, 2) VNIIGIM Moskau 3) Universität Rostock, Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät, Bodenkunde 4) UGT – Umwelt-Geräte-Technik GmbH, Eberswalder Straße 58, 15374 Müncheberg,

Deutschland

Anlagen zum Schlussbericht

- Bericht des russischen Fernsehens über die Entnahme von monolithischen Bodensäulen am Okaauenstandort bei Ryazan

- Bericht der Ryazaner Zeitung über die Errichtung der Pilotanlage zur Phytoremediation mit Weidenstecklingen aus Deutschland in der Okaaue bei Ryazan

- Informationsblatt über die Beschreibung der Stechvorrichtung zur Entnahme von ungestörten Bodenmonolithen in russischer Sprache für die Messe „Goldener Oktober“ 2010 in Moskau

- Zusammenstellung der bisher zum Projektverbund erschienenen Publikationen

BMBF-Vordr. 3831/03.07_2

Berichtsblatt

1. ISBN oder ISSN


3. Titel PHYTOREMEDIATION VON KONTAMINIERTEN AUENBÖDEN IM WOLGA-EINZUGSGEBIET. Teilprojekt ”Biotechnologie und Spezialanalytik”

4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Leinweber, Peter, Prof. Dr. Jandl, Gerald, Dr. Baum, Christel, Dr.



7. Form der Publikation

8. Durchführende Institution(en) (Name, Adresse) Universität Rostock Agrar- und Umweltwissenschaftliche Fakultät Bodenkunde Justus-von-Liebig Weg 6 18051 Rostock

9. Ber. Nr. Durchführende Institution

10. Förderkennzeichen 02WT0870

11. Seitenzahl 36



14. Tabellen 5

15. Abbildungen 7



18. Kurzfassung Böden in Flussauen sind oft mit einer Vielzahl von Schadstoffen kontaminiert, die nur durch Phytoremediation ökonomisch und ökologisch sinnvoll aus den Böden entfernt werden können. Auf der Basis von gemessenen Konzentrationen organischer und anorganischer Schadstoffe in den Auen der Wolga und der Elbe wurde erforscht, in welchem Umfang die Schadstoffe durch schnell wachsende Baumarten (Weiden, Pappeln) mobilisiert und aufgenommen werden. Dabei wurde die Phytore-mediationsleistung durch Selektion geeigneter Kombinationen von Klonen der Bäume mit dazu komplementären Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizahelferbakterien schrittweise erhöht. Die hohe Wirksamkeit des mikrobiellen Inokulums für die Wachstumsförderung der Bäumewurde in Gefäß- und Feldversuchen nachgewiesen. Für den Feldeinsatz wurde, alternativ zur Inokulation, die selektive Förderung der Besiedlung mit geeigneten autochthonen Mikroorganismen über die Klonwahl (bzw. den Genotyp der Bäume) erkannt und beschrieben. Hiermit wurden zwei alternative Strategien zur Wachstumsförderung der Bäume unter Nutzung von Rhizosphärenmikroorganismen entwickelt: Eine kostenintensivere biotechnologische Methode (duale Inokulation) und eine kostengünstig Methode (Klonselektion), die kombiniert oder einzeln in der Praxis eingesetzt werden können. Die im Feldversuch geerntete Biomasse wurde dem technologisch orientierten Projekt des Verbundes für Untersuchungen der thermischen Verwertbarkeit zur Verfügung gestellt. Das Teilprojekt leistete damit einen Beitrag zum umfassenden Nachweis, dass Phytoremediation ein innovatives, biotechnologisch verbessertes Verfahren zur Remediation kontaminierter Auenböden ist, mit dem durch nachfolgende energetische Nutzung der erzeugten Biomasse ein Beitrag zur Minderung von Nutzungskonkurrenzen zwischen Nahrungsmittel- und Energieerzeugung geleistet werden kann.

19. Schlagwörter Phytoremediation, Schwermetalle, Arsen, Auenböden, Biomasseproduktion

20. Verlag

21. Preis

BMBF-Vordr. 3831/03.07_2

BMBF-Vordr. 3832/03.07_2


1. ISBN or ISSN


3. title Joint research project: Phytoremediation of contaminated floodplain soils in the Volga-river catchment; Subproject: Biotechology and chemical-biological analyses

4. author(s) (family name, first name(s)) Leinweber, Peter, Prof. Dr. Baum, Christel, Dr. Jandl, Gerald, Dr.


7. form of publication

8. performing organization(s) (name, address) University of Rostock, Department of Agricultural and Environmental Sciences Soil Science Justus-von-Liebig Weg 6 18051 Rostock

9. originator’s report no.

10. reference no.

02WT0870

11. no. of pages 36



14. no. of tables 5




18. abstract Soils in floodplains often are contaminated with a broad variety of pollutants. Phytoremediation is the only economically and ecologically feasible method for the cleanup of these soils. Based on the measured concentrations of heavy metals and organic pollutants in the floodplains of the rivers Volga and Elbe, it was investigated to what extent fast growing tree species (willows, polpars) can mobilise and extract these pollutants. The phytoremediation efficiency was increased by the selection of highly capable combinations of clones and associated ectomycorrhizal fungi and helper bacteria. The large potential of the microbial inoculum to promote the tree growth was demonstrated in pot and field experiments. Alternatively to the inoculation, the selective promotion of highly capable autochthonous microorganisms by selecting suitable clones was uncovered and described for the field application. In this way two alternative strategies were developed for the tree growth promotion by the use of rhizosphere microorganisms: I) the rather cost-intensive production and application of microbial inoculum and II) the low-cost selection of best suited tree clones. These strategies can be used separately or in combination. The biomass harvested from the field trial was provided for subsequent energy production. In this way, the subproject contributed significantly to provide evidence, that phytoremediation can be an innovative biotechnological-improved technology for the remediation of polluted floodplain soils. Furthermore, it can prevent the site-competition of biomass production for energy purposes vs. food production by using polluted sites that have inherent limitations for food production.

19. keywords phytoremediation, heavy metals, arsenic, floodplain soils, biomass production

20. publisher

21. price

1


1. Aufgabenstellung

Im Rahmen des übergeordneten Zieles, wissenschaftliche Grundlagen für die

Phytoremediation kontaminierter Auenstandorte in Russland und Deutschland,

einschließlich thermischer Verwertung der Biomasse zu schaffen, bestanden die zwei

wesentlichen Aufgaben der AG Leinweber darin,

(1) biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phyto-

remediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von

Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien zu erarbeiten, und

(2) chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die

Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe zu führen und daraus

Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung/Unterschreitung

von Grenzwerten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse

zu erarbeiten.

2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde

Eine wesentliche Voraussetzung war das Vorhandensein der analysentechnischen

Grundlagen (anorganische und organische Spezialanalytik) in der AG des Antrag-

stellers/Berichterstatters (Mikrowellenaufschluss, ICP und AAS, GC mit ECD) ein-

schließlich in gewissem Umfang Bedienungspersonal für die Geräte. Als zweite wesent-

liche Voraussetzung war know-how hinsichtlich schnellwachsender Baumarten

(habilitierte Mitarbeiterin Dr. C. Baum) und Inokulation mit Mykorrhizapilzen (einschließlich

Stammsammlung) vorhanden. Für beide Teilaspekte (Bodenchemie und Mikrobiologie-

Biotechnologie) mussten Personalmittel eingesetzt werden, um das know-how der

promovierten (bzw. habilitierten) Mitarbeiter für diese Thematik nutzbar machen zu

können. Aufgrund der Praxisrelevanz und Aktualität fand das Vorhaben reges Interesse

bei Studierenden, so dass zwei studentische Qualifikationsarbeiten ausgegeben und

erfolgreich abgeschlossen werden konnten (Dipl.-Chem. K. Kiersch; Bsc. Robert Müller).

Schließlich gelang es hervorragend, internationale Kooperationsmöglichkeiten zu nutzen,

um über die direkt im Antrag beschriebenen geplanten Arbeiten hinaus eine

naturwissenschaftlich tiefere Durchdringung der Thematik zu erreichen (Molekulargenetik

& Synchrotron). Als erschwerend für die Bearbeitung stellten sich die gravierenden

Überflutungen der Versuchsfläche und die daraus resultierenden Ausfälle bei den

2

angepflanzten Pappeln sowie die mit den Überflutungen einhergehenden Einträge an

kontaminiertem Sediment heraus.

3. Planung und Ablauf des Vorhabens

Die ursprüngliche Meilensteinplanung umfasste insgesamt 8 Punkte:

1. IV/2007: Bereitstellung der Inokulate für die 2 Freilandversuche aus der

vorhandenen Stammsammlung (aus Vorprojekten)

2. VII/2007: Bestimmung der Konzentrationen und Bindungsformen der

anorganischen und organischen Schadstoffe; Einarbeitung neuer

spektroskopischer Nachweismethoden;

3. XII/2007: Abschluss der Isolation und Selektion der standortspezifischen

Inokulationsstämme und Entscheidung über Inokulationsstrategie für den

Säulenversuch;

4. IV/2008: Durchführung des optimierten Inokulationsverfahrens und der

Bepflanzung des Säulenversuches in Russland;

5. XII/2008: Erfolgs- und Effizienzkontrolle der Inokulation sowie Nachweis der

pflanzenphysiologischen Wirkungen der Mykorrhizapilze und assoziierten

Helferbakterien;

6. IV/2009 Prüfung auf Sicherung der Schutzrechte an den als optimal erkannten

Mikroorganismenstämmen;

7. VII/2009: Abschluss der analytischen Nachweise der Phytoremediation in Hinblick

auf Reduzierung der Gesamtgehalte und Veränderung der Bindungsformen der

Schadstoffe;

8. XII/2009 Publikation und Abschlussbericht, Technologische Implementierung.

Gegenüber dieser Planung sind im Bearbeitungsverlauf Verzögerungen aufgetreten, die

mit Schwierigkeiten bei der Anlage der Versuche in Russland zu tun hatten. Die Probleme

wurden dem Mittelgeber mit dem Zwischenbericht rechtzeitig mitgeteilt und führten zur

mittelneutralen Projektverlängerung bis XII/2010. Mit dieser Einschränkung ist das Projekt

3

wie geplant bearbeitet worden. Positiver Nebeneffekt der finanzneutralen Verlängerung ist

eine sehr umfangreiche Publikationsliste, die aus diesem Projekt resultiert.

4. Wissenschaftlicher und technischer Stand

Der wissenschaftliche und technische Stand vor Beginn des Vorhabens war einerseits

wesentlich dadurch gekennzeichnet, dass für die Phytoremediation kontaminierter Böden

einerseits sogenannte Hyperakkumulatoren getestet wurden, die zwar über hohe

Aufnahmeleistungen für Schwermetalle verfügen, selbst jedoch wenig Biomasse

produzieren, so dass insgesamt die theoretischen Sanierungsperioden sehr lang sind.

Andererseits war bekannt, dass schnell wachsende Baumarten wie Weiden und Pappeln

große Biomassen produzieren und selbst bei mittlerer Schwermetallaufnahme interessant

für die Phytoremediation von Böden sein könnten. Des Weiteren war die

Phytoremediation moderat aber multipel kontaminierter Auenböden bisher nur in

Gefäßversuchen, nicht jedoch im Freiland getestet worden. Schließlich war aus der

Energieholzforschung bekannt, dass Inokulation mit Ektomykorrhizapilzen die

Nährstoffaufnahme und Biomasseleistung von Weiden und Pappeln zu erhöhen vermag.

Dieses know-how und eine entsprechende Stammsammlung von Mykorrhizapilzen lagen

in der AG des Antragstellers/Berichterstatters vor. Es war jedoch nicht bekannt, ob und in

welchem Umfang dies auch für schädliche Metalle, die aus dem Boden entfernt werden

sollen, zutraf. Weitere Ideen der dualen Inokulation mit Ektromykorrhizapilzen waren im

Zusammenhang mit Bodensanierung versuchstechnisch noch nie bearbeitet worden.


Dieses Vorhaben war eingebettet in ein Verbundprojekt, das von der AG Prof. Meissner

vom Helmholtz-Zentrum für Umweltforschung Halle-Leipzig GmbH koordiniert wurde, der

gleichfalls die Zusammenarbeit mit den russischen Partnern organisierte. Die AG

Leinweber hat neben den regelmäßigen Projekttreffen mit allen Partnern auf deutscher

Seite an folgenden Aktivitäten mit den russischen Partnern teilgenommen:

• Besichtigung der russischen Untersuchungsgebiete; Auswahl der Untersuchungs-

flächen und erste Probenahmen (Prof. Leinweber, 2008),

• Ausbildung der russischen Partner an den Messgeräten zur Bestimmung organischer

und anorganischer Kontaminationen (März 2009),

4

• Gemeinsame Publikation der Ergebnisse zum Belastungsstatus in den russischen

Untersuchungsgebieten (Kiersch et al., 2009),

• Beitrag zur Erstellung eines Lehrfilms zur Versuchsanlage und Erfolgskontrolle

(Schwerpunkt Rostock: Herstellung und Anwendung des mikrobiellen Inokulums, Analyse

von Boden- und Pflanzenproben zur Kontrolle der Schadstoffkonzentrationen),

• Selektion, Gewinnung und Bereitstellung des Stecklingsmaterials der Hybrid-Weide

(Salix caprea x viminalis) für den russischen Feldversuch,

• Logistische Unterstützung bei der Anlage des Versuches in Russland 2010 (Frau

Elena Heilmann; mit Dienstreiseauftrag der Universität Rostock).

Des Weiteren hat sich in der Forschungsrichtung eine außerordentlich fruchtbare

Kooperation mit der Nikolaus-Kopernikus-Universität in Torun, Institut für Mikrobiologie,

Dr. habil. Katarzyna Hrnykiewicz, entwickelt, die zu einer wesentlich tieferen genetischen

Beschreibung der einbezogenen Mikroorganismen sowie zu mehreren gemeinsamen

Publikationen führte. Schließlich, und zusätzlich zum beantragten

Untersuchungsprogramm, wurden methodische Weiterentwicklungen bei der Speziierung

von As und Schwermetallen in der Wurzelumgebung durchgeführt. Dabei gab es eine

intensive Zusammenarbeit mit dem Elektronenmikroskopischen Zentrum der Universität

Rostock (Probenpräparation, Elektronenmikroskopische Aufnahmen) und dem Paul-

Scherrer-Institut (Schweizer Teilchenbeschleuniger) in Villigen/Schweiz.



(1) Biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phytoremediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien:

In diesem Teilschwerpunkt wurden schwerpunktmäßig durchgeführt: Die boden-

mikrobiologische und -biochemische Standortcharakterisierung (Ausgangszustand

russische Auenböden; Wirkungsnachweis in Versuchen in der Elbaue) sowie die

5

biotechnologische Isolation, Selektion und Kultivierung der Mikroorganismen, Herstellung

der Inokulate und Übertragung der inokulierten Pflanzen in Gefäß- und Freilandversuche.

Unmittelbar nach Projektbeginn, d.h. nach dem Einsetzen der Tauperiode und zu

Vegetationsbeginn wurde der Freilandversuch in Deutschland angelegt; die Bepflanzung

des Versuches in Russland erfolgte 2010.

Zur bodenmikrobiologischen und -biochemischen Charakterisierung der russischen

Auenböden (Oka – 2 Standorte, Kelz, Werda) wurden zunächst die Aktivitäten von intra-

(Dehydrogenase) und extrazellulären (ß-Glucosidase, Phosphatase, Arylsulphatase)

Enzymen in den Böden gemessen. Die Dehydrogenaseaktivität der vier untersuchten

Standorte lag im Bereich der auf landwirtschaftlichen Böden nachgewiesenen Werte

(Kandler et al., 2001), war jedoch auf den Standorten der Okaaue signifikant niedriger als

in den Werda- und Kelzauen. Die ß-Glucosidaseaktivitäten und alkalischen Phosphatase-

aktivitäten waren in allen Auenböden sehr hoch und überstiegen die in

landwirtschaftlichen Böden gemessenen Referenzwerte von Kandeler et al. (2001). Die

Arylsulphataseaktivität lag auf allen Auenböden im Bereich der auf landwirtschaftlichen

Böden gemessenen Referenzwerte von Kandeler et al. (2001), war jedoch auf den

Okaauen signifikant niedriger als auf den Werda- und Kelzauen. Es ergab sich

zusammenfassend, daß die untersuchten Standorte allesamt mittlere bis sehr hohe

enzymatische Aktivitäten aufwiesen.

Erstmals wurden umfangreiche massenspektrometrische Untersuchungen zur molekular-

chemischen Charakterisierung der Auenböden in Rußland sowie der Rhizodeposite von

Weiden und Pappeln im Gefäßversuch mit kontaminiertem Auenboden durchgeführt;

Abbildung 1 zeigt die Pyrolyse-Feldionisation Massenspektren der 4 untersuchten Auen-

böden. Darin ist zu erkennen, dass die Thermogramme der Totalionenintensität (TII)

insgesamt eine relative hohe thermische Stabilität der organischen Bodensubstanzen

(OBS) mit Freisetzungsmaxima bei 500 bis 550°C für die Proben aus der Oka-Aue und

eine niedrigere thermische Stabilität mit Plateaus der maximalen Freisetzung im Bereich

400 bis 500°C für die Proben der Werda- und Kelz-Aue belegen (Abb. 1).

6

1

0.3

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

200 400 600Temperature in °C

Intensity

m / z

Okaauen N2

1 0.4

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600


Inte

nsity

m / z

Werdaauen

1

2

0.15

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600


Inte

nsity

m / z

Okaauen Rya

0.8 0.8

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600


Inte

nsity

m / z

Kelzauen Sko

Abb. 1 Pyrolyse-Feldionization Massenspektren der Gesamtbodenproben von Auenböden aus Russland

7

Die Signalmuster der Py-FIMassenspektren zeigen klare Unterschiede zwischen den

Proben. Eine statistische Auswertung zeigte, dass die intensivsten unterschiedsgebenden

Signale zu Lignindimeren, Lipiden und Sterolen zählen. Quantitativ wichtigste Verbin-

dungsklassen in allen Proben sind Phenole & Ligninmonomere (11-14 % TII) und Alkyl-

aromaten (11-12 % TII). In dieser Beziehung ähnelten die 4 Auenböden Luvisolen und

Kastanosemen mehr als anderen Major Soil Units weltweit (Leinweber et al., 2008).

Kohlenydrate (6-10 % TII) und nichtpeptidische N-Verbindungen (8-9 % TII) trugen auch

mit großen Anteilen zur OBS bei, was quantitativ mehreren der Major Soil Units entspricht

(Leinweber et al., 2008). Die relative grossen Anteile von nichtpeptidischen N-

Verbindungen erinnern an Tschernoseme, Kastanoseme und Stagnosole; für letztere ist

diese Ähnlichkeit plausibel durch ähnliche Bildungsbedingungen unter anaeroben

Bedingungen zu erklären. Somit zeigen die vier Py-FI Massenspektren der Böden aus

den russischen Flußauen plausible Charakteristika der OBS, die auf die

Humusanreicherung unter wassergesättigten Bedingungen zurückzuführen sind.

Entsprechend der umfangreichen Spektrenbibliotheken, die zum Vergleich herangezogen

wurden, sind dies die ersten systematischen Untersuchungen an Fluvisolen (Auenböden).

Es ist geplant, diese Ergebnisse in einer in Russland erscheinenden Zeitschrift zu

publizieren.

Tab. 1 Ergebnisse der massenspektrometrischen Untersuchungen der russischen Auenböden: Gesamtionenintensitäten (TII) und Ionenintensitäten (in 106 Signale mg-1) (jeweils obere Zeile) sowie TII-Anteile (jeweils untere Zeile) von wichtigen Substanzklassen der OBS (KHY = Kohlenhydrate, PHLM = Phenole & Ligninmonomere, LDIM = Lignindimere, LIPID = Lipide, ALKY = Alkylaromaten, NVERB = nichtpeptidische N-Verbindungen, STERO = Sterole, PEPTI = Peptide, SUBER = Suberin, FETTS = Freie Fettsäuren)

Probe TII KHY PHLM LDIM LIPID ALKY NVERB STERO PEPTI SUBER FETTS

Oka N2 5,226 0,499 0,664 0,084 0,168 0,613 0,489 0,003 0,242 0,000 0,000 9,5 12,7 1,6 3,2 11,7 9,4 0,1 4,6 0,0 0,0 Oka Rya 2,516 0,247 0,356 0,007 0,029 0,306 0,236 0,000 0,130 0,000 0,001 9,8 14,1 0,3 1,2 12,2 9,4 0,0 5,2 0,0 0,0 Werda 7,464 0,508 0,835 0,226 0,326 0,852 0,588 0,023 0,275 0,002 0,002 6,8 11,2 3,0 4,4 11,4 7,9 0,3 3,7 0,0 0,0 Kelz Sko 13,765 0,827 1,516 0,470 0,657 1,513 1,133 0,049 0,505 0,004 0,004 6,0 11,0 3,4 4,8 11,0 8,2 0,4 3,7 0,0 0,0

8

Ebenso wurden erstmals systematische Untersuchungen der Rhizodeposite von Weiden

und Pappeln durchgeführt (Abb. 2). Neben der hochinteressanten generellen Charakteri-

sierung der Rhizodeposite erbrachte der Vergleich der Py-FI Massenspektren von

Weiden, die in Ober- und Unterböden angezogen wurden, gravierende Unterschiede in

der Rhizodeposition. Dieses Ergebnis war so nicht erwartet worden, kann noch nicht

vollständig erklärt werden, bringt jedoch neue Ansatzpunkte für die Erklärung der Schwer-

metallmobilisierung in der Rhizosphäre der Weiden und Pappeln und hiermit zur

Prognose der Sanierungseffizienz von kontaminierten Auenböden. Ebenso konnte durch

die Untersuchung der Rhizodeposite von unterschiedlichen Inokulationsvarianten der

signifikante Einfluss der Ektomykorrhizierung und damit der biotechnologischen

Behandlung insbesondere in einem Anstieg der Exudation bei gleichzeitig verringerter

Zellabstoßung in der Rhizosphäre nachwiesen werden, welche die Mobilisierung, den

Transport und die Aufnahme von Schwermetallen fördern.

9

a) Rhizodeposit einer nicht-mykorrhizierten Pappel

1.0

2.0

3.0

% T

II

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500


Inte

nsity

m / z

256[4.9]

84

208 228186

110

242

302

173

28460

126

268138

96

74163

386312

278

b) Rhizodeposit einer ektomykorrhizierten Pappel

1.0

2.0

3.0

% T

II

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

50 100 150 200 250 300 350 400 450 500


Inte

nsity

m / z

186

167

296

278228

110

126

96

86

74

60[7.9]

256

200152

242138

-6

-4

-2

0

2

4

6

8

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

nich t m yk.a rbusku lä rektom yk.dua l m yk.

PC

2

P C 1

Abb. 2 Thermogramme der Totalionenintensität (TII) in 106 Counts mg-1 lyophilisierter Probe und summiertes, gemitteltes (n = 5) Py-FI Massenspektrum von Rhizodepositen sowie Diskriminanzanalyse zur Zusammensetzung der Rhizodeposite von Pappeln (Populus nigra x maximowiczii Max 4) in Abhängigkeit von der Rhizosphärenmikroflora (myk. – mykorrhiziert)

10

Ein weiterer Schwerpunkt der Arbeiten sowohl auf den russischen als auch auf den

deutschen Standorten bestand in den biotechnologischen Untersuchungen zur

Inokulation. Die Freilandinokulationen wurden mit Stämmen der Mykorrhizapilze (Paxillus

involutus und Laccaria laccata) und assoziierte Mykorrhizierungshelferbakterien

(Micrococcus luteus) an dem Pappelklon Populus nigra x maximowiczii Max 4 und dem

Weidenklon Salix viminalis x caprea 6 vorgenommen. Je Klon in folgenden Varianten:

1) Kontrolle – Testpflanzen ohne Vorbehandlung

2) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Paxillus involutus Stamm GÜL

3) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Laccaria laccata Stamm CBS

670.97

4) Testpflanzen inokuliert mit dem Ektomykorrhizapilz Laccaria laccata Stamm CBS

670.97 in Verbindung mit einem Mykorrhizierungshelferbakterium (Micrococcus luteus)

Der Hauptteil der biotechnologischen Forschungs- und Entwicklungsarbeit bestand in der

Entwicklung standortspezifischer Inokulationspräparate und der Identifikation geeigneter

Selektionskriterien für eine beschleunigte Präparaterstellung. Dazu wurden Pilzstämme

aus den Fruchtkörpern von Pilzen. die an kontaminierten Standorten gesammelt wurden.

durch Tramaregeneration isoliert und mit Hilfe enzymatischer Tests auf Petrischalen

hinsichtlich Metalltoleranz sowie Abbau organischer Schadstoffe selektiert und geeignete

Stämme kultiviert. Dadurch wurde bei gleichzeitiger Verringerung der Anzahl der

beteiligten Stämme eine erste Optimierung im Hinblick auf das Sanierungsziel

vorgenommen. Weiterhin wurden aus den Fruchtkörpern der Pilze. aus Ektomykorrhizen

und aus der Rhizosphäre von Weiden auf den kontaminierten Standorten

Bakterienstämmen isoliert und kultiviert. Aus den Testergebnissen wurde über

ausgewählte physiologische Eigenschaften der Stämme eine Inokulationsstrategie für

standortangepaßte Kombinationen von Ektomykorrhizapilzen und Bakterienstämmen

abgeleitet.

Kriterium für die Auswahl der Baumarten (Weide oder Pappel) war die Vitalität der

Bestände unter den Standortbedingungen im Freilandexperimente. Zur Kontrolle des

Erfolges der Inokulation wurde ein mikroskopischer Nachweis des

Mykorrhizierungsgrades der Feinwurzeln und des Besiedlungsgrades mit Helferbakterien

mit Hilfe selektiver Nährmedien geführt. Die Effizienzkontrolle der Inokulation beruhte auf

chemischen Routineanalysen der Schwermetallaufnahme und –verteilung in den Pflanzen

sowie dem Nachweis der pflanzenphysiologischen Wirkungen der Mykorrhizapilze und

11

assoziierten Helferbakterien. Letztere wird durch Bestimmung von der

Biomasseproduktion. Durchwurzelungsintensität und Analytik der Rhizodeposition

getestet. Hierbei wurde in einer engen Kooperation mit den chemisch-analytisch

arbeitenden Gruppen in Rußland und am UFZ in Falkenberg gearbeitet. damit die

mikrobiologischen und physiologischen Parameter mit den Ergebnissen der

Schadstoffgehalte in den Pflanzen bzw. mit der Abnahme der Schadstoffkonzentrationen

im Boden korreliert werden konnten. Diese Arbeitsschritte sind auch in dem Lehrfilm

anschaulich dargelegt.

Im Ergebnis wurden für den Einsatz in der Phytoremediation vier hochleistungsfähige

Stämme von Ektomykorrhizapilzen und 50 Stämme von Mykorrhizahelferbakterien (Tabel-

le 1) mit hoher Toleranz von abiotischem Stress und Kontaminationen selektiert.

physiologisch charakterisiert (z.B. Enzymaktivitäten mit Relevanz für die Schwer-

metallmobilisierung zur anschließenden Phytoextraktion bzw. zum Abbau organischer

Schadstoffe) und über die Sequenzierung der rDNA determiniert (Zimmer et al. 2009,

Hrynkiewicz et al. 2010a). Die Stammselektion der Bakterien erfolgte aus insgesamt 240

isolierten kultivierbaren Stämmen von 8 Isolationsherkünften (4 kontaminierte Standorten

mit verschiedenen Weidenklonen).

12

Tab. 2 Identität leistungsfähiger Bakterienstämme aus der Rhizosphäre von Weiden auf kontaminierten Böden (Hrynkiewicz et al. 2010)

Nr Stamm Gen Bank

Accession

Nummer

Tbp dichtestes BLAST match

(Accessions Nummer)

%

Übereinstimmung

Gammaproteobacteria

1 Pseudomonas sp. I-111-4 FJ786056 1007 Pseudomonas sp. OS-17B [EF612350] 1005/1008 (99%)

2 Pseudomonas sp. I-111-23 FJ786057 976 Pseudomonas sp. AGL 9 [EU118776] 970/980 (98%)

3 Pseudomonas sp. I-111-27 FJ786058 1381 Pseudomonas sp. PRGB06 [EF195341] 1377/1382 (99%)

4 NP* Pseudomonas sp. II-116-10 - 838 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 804/823 (97%)

5 Pseudomonas sp. III-111-6 FJ786060 1384 Pseudomonas fluorescens strain PC17 [AY538263] 1384/1384 (100%)

6 Pseudomonas sp. III-111-25 FJ786061 1411 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 1408/1408 (100%)

7 Pseudomonas sp. III-111-26 FJ786062 1045 Pseudomonas sp. HX5 [EF601815] 1042/1047 (99%)

8 Pseudomonas sp. III-116-13 FJ786063 963 Pseudomonas putida Tg [EU275363] 934/969 (96%)

9 Pseudomonas sp. III-116-17 FJ786064 1392 Pseudomonas sp. N1 [EU275166] 1380/1391 (99%)

10 Pseudomonas sp. III-116-28 FJ786082 964 Pseudomonas sp. [AJ237965] 964/969 (99%)

11 NP* Pseudoxanthomonas III-116-36 - 477 Pseudoxanthomonas sp. Gsoil 1504 [AB245364] 464/475 (97%)

12 Pseudomonas sp. III-082-28 FJ786059 1403 Pseudomonas sp. TB2-4-I [AY599717] 1395/1403 (99%)

13 Pseudomonas sp. IV-111-1 FJ786065 1405 Pseudomonas sp. Sulf-449 [AM922180] 1402/1405 (99%)

14 Pseudomonas sp. IV-111-14 FJ786066 1030 Uncultured Pseudomonas sp. [AM398399] 1026/1031 (99%)

13

15 Pseudomonas sp. IV-111-22 FJ786067 1080 Pseudomonas sp. IBUN S1901 [DQ813328] 1055/1080 (97%)

16 Pseudomonas sp. IV-116-29 FJ786068 1390 Pseudomonas sp. 12A_10[AY689075] 1388/1391 (99%)

17 Serratia sp. I-111-1 FJ786069 999 Serratia sp. VET-2 [EU781737] 991/996 (99%)


19 Serratia sp. I-111-7 FJ786071 1407 Serratia entomophila [AJ233427] 1404/1408 (99%)



22 Serratia sp. III-082-2 FJ786074 1408 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1402/1404 (99%)

23 Serratia sp. III-082-22 FJ786075 1390 Serratia plymuthica XB [EF064206] 1382/1388 (99%)

24 Serratia sp. IV-111-4 FJ786076 1406 Serratia plymuthica [EU344964] 1401/1403 (99%)

25 Serratia sp. IV-111-8 FJ786077 1410 Serratia sp. Q3 [EU236756] 1402/1404 (99%)

26 Serratia sp. IV-111-34 FJ786078 1409 Serratia sp. Q3[EU236756] 1407/1409 (99%)


28 Serratia sp. IV-116-47 FJ786080 1076 Serratia sp. RG1-5 [AM992013] 1074/1080 (99%)


30 NP* Dyella sp. II-116-38 - 519 Dyella yeojuensis strain R2A16-10 [DQ181549] 505/511 (98%)

31 NP* Dyella sp. II-116-40 - 724 Dyella sp. SBI-25 [AB366319] en belegt wird

32 Luteibacter sp. II-116-7 FJ786052 1415 Luteibacter rhizovicinus strain LL-C [EU022023] 1378/1415 (97%)

33 NP* gamma proteobacterium III-116-14 - Uncultured gamma proteobacterium [AJ619045] 463/582 (80%)

14

Betaproteobacteria

34 Burkholderia sp. III-116a-32 FJ786047 1396 Burkholderia sp. Sulf-101 [AM922178] 1383/1395 (99%)

35 Massilia sp. III-116-18 FJ786054 1396 Massilia timonae VA27232_02 [AY445911] 1387/1393 (99%)

36 Massilia sp. III-116-12 FJ786053 1398 Massilia plicata strain 76 [AY966000] 1393/1399 (99%)

37 Massilia sp. III-116b-32 FJ786055 1399 Massilia plicata strain 76 [AY966000] 1394/1400 (99%)

Flavobacteria

38 Flavobacterium sp. I-111-11 FJ786048 1003 Flavobacterium sp. 19C [EU057848] 980/998 (98%)

39 Flavobacterium sp. I-111-12 FJ786049 1380 Flavobacterium sp. 19C [EU057848] 1344/1368 (98%)

40 Flavobacterium sp. I-111-19 FJ786050 1384 Flavobacterium sp. YO66 [DQ778318] 1353/1382 (97%)

41 NP* Flavobacterium I-116-33 - Flavobacterium sp. WB3.1-47 [AM934653] 735/909 (80%)

42 NP* Flavobacterium I-116-38 - Flavobacterium sp. WB4.2-37 [AM934668] 439/481 (91%)

43 Flavobacterium sp. III-082-7 FJ786051 1367 Flavobacterium sp. WB3.1-53 [AM934654] 1355/1361 (99%)

44 NP* Flavobacterium III-082-15 - 950 Flavoacterium sp. 30C [EU057850] 934/951 (98%)

45 Bacteroidetes I-116-1 FJ786045 1350 Bacteroidetes bacterium CHNCT12 [DQ337558] 1326/1350 (98%)

46 Bacteroidetes II-116-5 FJ786046 1388 Bacteroidetes bacterium CHNCT12 [DQ337558] 1382/1385 (99%)

Actinobacteria

47 Arthrobacter sp. III-111-20 FJ786043 1040 Arthrobacter aurescens strain 93-0734 [EU086812] 1035/1038 (99%)

48 Arthrobacter sp. III-082-8 FJ786042 1326 Arthrobacter sp. OS-09B [EF612307] 1313/1327 (98%)

Bacilli

49 Bacillus sp. I-116-14 FJ786044 1419 Bacillus cereus [AB247137] 1419/1420 (99%)

50 NP* Paenibacillus sp. II-116-11 - 692 Paenibacillus sp. Bint1 [AM062703] 686/689 (99%)

15

Rela

tive

dist

ance

s (D

link/

Dm

ax)*

100

0

20

40

60

80

100Ar

thr.

sp. I

II-1

11-2

0Ar

thr.

sp. I

II-0

82-8

M

ass.

sp. I

II-1

16-1

2Ps

eud.

sp. I

V-11

1-22

Pseu

d.sp

. IV-

111-

14Ps

eud.

sp. I

V-11

1-1

Pseu

d.sp

. III

-111

-6Ps

eud.

sp. I

II-1

16-1

3Ps

eud.

sp. I

-111

-27

Pseu

d.sp

. I-1

11-2

3Ps

eud.

sp. I

-111

-4Ps

eud.

sp. I

II-0

82-2

8Se

rr.s

p. I

V-11

1-4

Serr

.sp.

IV-

111-

34Se

rr.s

p. I

V-11

1-8

Serr

.sp.

IV-

116-

37Se

rr.s

p. I

V-11

6-47

Serr

.sp.

I-1

11-3

1Se

rr.s

p. I

V-11

6-48

Serr

.sp.

III

-082

-2Se

rr.s

p. I

-111

-21

Serr

.sp.

I-1

11-1

Serr

.sp.

I-1

11-7

Serr

.sp.

III

-082

-22

NP

g.pr

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-116

-14

Pseu

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. III

-111

-26

NP

Pean

.sp

II-1

16-1

1Ps

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sp. I

II-1

16-1

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p. I

II-1

16a-

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16b-

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II-1

16-2

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III-

116-

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116-

7Fl

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-111

-19

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-111

-25

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det

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16-5

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II-

116-

38N

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-116

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16-1

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16-1

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.sp.

I-1

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NP

Flav

. I-1

16-3

3Se

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-111

-6N

P Fl

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-116

-38

Flav

.sp.

III

-082

-7

I II III IV

12 strains: S1-111 - 3S3-111 - 2S3-116 - 2S3-082 - 2IV-111 - 3

12 strains:S1-111 - 4S3-082 - 2S4-111 - 3S4-116 - 3

11 strains:S1-111 - 1S2-116 - 2S3-111 - 2S3-116 - 6

15 strains:S1-111 - 3S1-116 - 3S2-116 - 5S3-116 - 1S3-082 - 2

Abb. 3 Ergebnis der hierarchischen Clusteranalyse der 50 leistungsfähigsten Bakterienstämme nach 24 h Inkubation auf der Basis der Verwendung von 62 unterschiedlichen Kohlenstoffquellen (Zuordnung der Stämme physiologischer Leistung. Standortherkunft und Weidenklon)

Generell waren die Kultivierbarkeit, schnelles Wachstum und Eignung zur späteren

Inokulatproduktion die wichtigsten initialen Selektionskriterien. Daher konnten

insbesondere für die Ektomykorrhizapilze mit generell langsamem Wachstum und

höherem Aufwand zur Inokulatproduktion nur eine geringere Anzahl an Stämmen geprüft

werden. Das Ausgangsmaterial bestand aus Stämmen der folgenden Arten: Amanita

muscaria, Hebeloma mesophaeum, Hebeloma fastibile, Hebeloma leucosarx, Paxillus

involutus und Laccaria laccata, die über Tramaregeneration aus Fruchtkörpern unter

Weiden auf kontaminierten Standorten gewonnen wurden. Die physiologische Selektion

führte zur Reduktion auf folgende Arten: Hebeloma mesophaeum, Laccaria laccata,

Paxillus involutus. Ergebnisse der detaillierten molekularbiologischen und physiologischen

Charakterisierung von zwei Paxillus involutus Stämmen wurde in Hrynkiewizc et al. (2010)

beschrieben (Abb. 4).

16

Abb. 4 Phylogenetische Einordnung leistungsstarker Ektomykorrhizapilzstämme (Paxillus involutus Stamm GUL und FRA) über die Auswertung der Sequenzierung der rDNA (Hrynkiewicz et al. 2010b), die Sequenzen wurden in die Gendatenbank aufgenommen

17

Die Grundlagen für eine künftige beschleunigte standortangepasste Selektion von Ekto-

mykorrhizapilzstämmen und Mykorrhizierungsbakterien in der praktischen Nutzung auf

der Basis von ausgewählten physiologischen Eigenschaften der Stämme wurden definiert

(vgl. Abb. 5, Hrynkiewicz et al. 2010b), und anhand der beschriebenen Stammsammlung

(Hrynkiewicz et al. 2010a) ist eine zügige Überführung in die Praxis der Phytoremediation

möglich.

Axis 1; Eigenvalue: 0.50661 (70.75% of variability)

Axi

s 2;

Eig

enva

lue:

0.2

0944

(29.

25%

of v

aria

bilit

y)

1L16B

23L

A2

A3A4

A5A6A7A8

A9

A10

A11

A12

B1

B2

B3

B4B5

B6

B7B8B9

B10B11

B12 C1C2C3

C4

C5

C6

C7C8

C9 C10C11

C12

D1D2

D3

D4D5D6

D7

D8D9D10D11

D12

E1

E2

E3

E4 E5 E6E7

E8

E10

E11

E12 F1 F2F3F4

F5

F6 F7

F8F9F10 F11F12

G1

G2

G3

G4G5G6G7G8

G9 G10

G11G12H1H2H3

H4

H5H6

H7H8H9H10H11

H12

-4

-3

-2

-1

0

1

-2.0 -1.5 -1.0 -0.5 0.0 0.5 1.0

Abb. 5 Korrespondenzanalyse (CA) zur Identifikation der stammspezifischen Nutzung von Kohlenstoffquellen von Mykorrhizierungshelferbakterien: Sphingomonas paucimobilis 1L. Ralstonia pickettii 16B. Sphingomonas sp. 23L (Hrynkiewicz et al. 2010b); Beitrag zur physiologischen Stammcharakterisierung für eine standortangepasste Stammwahl, die auf den Ektomykorrhizapilz abgestimmt ist

Abbildung 6 gibt einen Überblick über den Selektionsverlauf der Mikroorganismen-

stämme. der im Rahmen des Projektes entwickelt wurde (Hrynkiewicz und Baum, 2011).

18

Abb. 6 Selektionsschema zur standortangepassten Stammwahl von Mikroorganismen zur Steigerung der Phytoremediationsleistung aus Hrynkiewicz und Baum (2011; im Druck)

19

Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass die Zielstellung biotechnologisch verwertbare Grundlagen für die Effizienzsteigerung der Phytoremediation durch Selektion und Erprobung geeigneter Stämme von Ektomykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien zu erarbeiten insbesondere durch folgende Punkte

• Ermittlung der Potenziale einer breiten Palette bisher nicht untersuchter

mikrobieller Inokulate für die Effizienzsteigerung in der Phytoremediation,

• Isolation, Identifikation und physiologische Charakterisierung von

geeigneten Stämmen von Ektomykorrhizapilzen und assoziierten Bakterien,

die nun als Datenbank und Stammsammlung zur Inokulatproduktion zur

Verfügung stehen, und

• Identifikation von Selektionskriterien für eine beschleunigte und

wirkungsvolle standortspezifische Inokulatwahl und für die Selektion optimal

aufeinander abgestimmter Kombinationen von Ektomykorrhizapilzen und

assoziierten Bakterien

in vollem Umfange erreicht wurde. Hierfür wurde in Modifikation der ursprünglichen Projektplanung (Patentierung eines universellen Inokulates) die Notwendigkeit der selektiv-standortspezifischen Inokulatproduktion nachgewiesen und daher für den Einsatz in der Praxis ein beschleunigtes Selektionsverfahren unter physiologischer Abstimmung der Pilz- und Bakterienstämme entwickelt und publiziert (Hrynkiewicz & Baum, 2011; im Druck).

20

(2) Chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe; Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung/Unterschreitung von Grenz-werten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse:

Die Untersuchungen starteten mit den Probenahmen und den Methodenentwicklungen. In

dem Versuch in den Elbauen ging es um die Feststellung des Ausgangszustandes,

während die Probenahme in Russland darauf gerichtet war, zunächst geeignete Flächen

für die Anlage der Phytoremediationsversuche zu finden bzw. den status quo der

Bodenkontamination zu erfassen. Während dabei die Schwermetallgehalte weitgehend

nach Routinemethoden quantifiziert wurden, musste für die persistenten organischen

Schadstoffe (POP´s) eine extrem sensitive, eine Vielzahl von Verbindungen erfassende

aber gleichzeitig robuste und praktikable, Nachweismethode entwickelt werden. Dies

wurde mit einer in Kooperation mit dem Institut für Chemie betreuten Diplomarbeit erreicht

(Dipl.-Chem. Kristian Kiersch: „Bestimmung von chlorierten Verbindungen in

kontaminierten Auenböden während der Bodensanierung durch Phytoremediation“),

basierend auf der EPA Methode 3546 (3. Januar 2008) wurde die Probenvorbereitung

soweit adaptiert, dass die zu untersuchenden chlorierten Verbindungen in der komplexen

und schwefelhaltigen Matrix der Auenböden bestimmt werden konnten. Dazu wurden 5 g

luftgetrockneter Auenboden mit 25 mL Aceton / n-Hexan (1/1. v/v) in der Mikrowelle

MARS XPRESS (Fa. CEM) bei 800 W innerhalb von 20 min auf 110 °C erwärmt und nach

15 min Extraktionszeit in einem Zeitraum von 30 min wieder abgekühlt. Eine besondere

Schwierigkeit für diese analytische Problemstellung stellten hohe Konzentrationen an

elementarem Schwefel in der Bodenmatrix dar. Im Hinblick auf die Explosions-

gefährlichkeit und der Stabilität von Reagenzien zur Schwefelbeseitigung, wie z.B. bei

pyrogenem Kupfer, wurde die Tertbutylammoniumhydrogensulfatlösung (TBA)-Methode

der DIN (HBU 3.4.3.7a) ausgewählt und eingesetzt. Dabei wurde der abfiltrierte Extrakt

auf 1 mL eingeengt, mit 1 mL einer 3.39 % (w/w) TBA/Wasser-Lösung sowie 1 mL 2-

Propanol versetzt und 1 min geschüttelt. Nach Zugabe von 5 mL Reinstwasser und einer

weiteren Minute Schüttelzeit erfolgte die Phasentrennung, wobei die organische Phase

über Na2SO4 getrocknet wurde. Dieser getrocknete Extrakt wurde zur weitestgehenden

Entfernung der störenden Matrix auf eine konditionierte Florisil-Kartusche gegeben und

zur nahezu vollständigen Elution der zu bestimmenden chlorierten Verbindungen mit

jeweils 2 mL n-Hexan. 2 mL Dichlormethan / n-Hexan (26/74. v/v), 2 mL Aceton / n-Hexan

(1/9. v/v) und 2 mL n-Hexan ausgewaschen, im N2-Strom bis zur Trockene eingeengt und

in 1.5 mL n-Hexan aufgenommen.

21

Die analytische Nachweismethode wurde aus etablierten und zertifizierten Vorschriften

zusammengestellt, und umfasst die parallele gaschromatographische Trennung mit zwei

Kapillarsäulen (Parallelsäulentechnik) unterschiedlicher Polarität und anschließender

Detektion mit zwei Elektroneneinfangdetektoren (ECD) und ist somit koelutionsfrei. Die

dazu notwendigen Umbauten der vorhandenen Analysentechnik mit geeigneten

Gerätebausteinen, wie z.B. einem speziell konzipierten Probeneinlasssystem. Dichtungen

und Splittereinheit sowie die Optimierung von Analysenparametern, wie Tempera-

turprogramm und Trägergasgeschwindigkeit, erlaubten die Quantifizierung von 29

relevanten chlorierten Umweltchemikalien und zwei internen Standards im zu

erwartenden Konzentrationsbereich.

Konfiguration und optimierte Analysenparameter:

Kapillarsäulen: Fused Silica Kapillarsäule DB-1701P (Fa. J & W Scientific) (60 m;

0,25 mm ID; 0,25 µm Schichtdicke). 14 % Cyanopropyl- und 86 % Dimethylpolysiloxan-

Anteil in der stationären Phase; Fused Silica Kapillarsäule DB-5MS (Fa. J & W Scientific)

(60 m; 0,25 mm ID; 0,25 µm Schichtdicke). 5 % Diphenyl- und 95 % Dimethylpolysiloxan-

Anteil in der stationären Phase

Probenaufgabe: Automatisch

Trägergas: Helium (5.0)

Trägergasgeschwindigkeit: 250 kPa (konstanter Druck)

Injektor: Pulsed Split/Splitless-Injektor im Splitless-Modus

Temperatur: 280 °C

Detektor: Electron Capture Detector (ECD)

Make-up Gas: Stickstoff (5.0). 30 mL min-1

Temperaturen: 280 °C (DB-1701P). 325 °C (DB-5MS)

T- programm Initialtemperatur 150 °C (1 min)

1. Heizrate 3°C min-1. Temperaturstufe: 180°C (1 min)

2. Heizrate 6°C min-1. Endtemperatur: 250 °C

Die Identifizierung der zu untersuchenden chlorierten Verbindungen des Mischstandards

und später in den realen Proben sowie der Beseitigung von Koelutionen erfolgte durch

Vergleich des Retentionsverhaltens der gemessenen einzelnen Standardsubstanzen.

22

Kalibrierkurven zur Quantifizierung wurde aus diesen Mischstandards im

Konzentrationsbereich von 0,0005 bis 0,1 µg mL-1 in fünf Konzentrationsbereichen erstellt,

wobei das kleinste Konzentrationsniveau für die Mehrzahl der untersuchten Verbindungen

die Bestimmungsgrenze darstellt. Mit diesen Methoden wurden nachfolgend die

Pestizidmuster auf den russischen und deutschen Versuchsflächen festgestellt. Die

Anzahl der nachgewiesenen Pestizide auf den untersuchten Standorten stiegt in folgender

Reihenfolge Oka Rya (7) < Oka N (8) < Kelz (10) < Werda (11) < Elbaue (25). Drei

Pestizide (δ-HCH. Heptachlor. p.p`-DDE) wurden als Kontamination auf allen

untersuchten Standorten nachgewiesen. Keines der Pestizide wurde ausschließlich auf

den russischen Standorten nachgewiesen, während 11 Pestizide ausschließlich auf dem

deutschen Standort nachgewiesen wurden. Über die bisher in der Literatur beschriebenen

POP-Konzentrationen in Elbauen (verschiedene HCH. PCB. DDX) wurden erstmalig 16

weitere relevante Verbindun¬gen (δ-HCH. Aldrin. Dieldrin. Endrin. cis Chlordan. trans

Chlordan. Endosulfan I. Endosulfan II. Endosulfansulfat. Heptachlor. o.p'-DDD. o.p'-DDE.

Quintozen. Mirex. Methoxychlor) in die Untersuchung mit einbezogen. Als grundsätzlich

neue Erkennt¬nis hat sich dabei eine unerwartete, starke kleinräumige Heterogenität für

alle 29 untersuchten POP innerhalb der Versuchsfläche herausgestellt. Diese war stärker

in der Beprobungstiefe 10-20 cm als bei 0-10 cm ausgeprägt. Der dabei bestimmte Kon-

zentrationsbereich aller untersuchten POP von 0.01 µg kg 1 bis 144 µg kg 1 in dem

Versuchsfeld der Elbaue entspricht denen der Versuchsstandorte in den Okaauen (< 0.01

µg kg-1 bis 106 µg kg-1). Für beide Versuchsgebiete wurden jeweils die Maximalkonzen-

trationen durch p.p‘-DDD hervorgerufen. Allerdings sind die Konzentrationen der anderen

POPs in den Okaauen um einen Faktor von bis zu 100 kleiner. Diese Ergebnisse sind in

zwei internationalen Veröffentlichungen ausgewertet (Kiersch et al., 2010; Zimmer et al.,

2010).

Für die Schwermetallanalytik wurden Gesamt-Aufschluss und Bestimmung mit ICP sowie

das Sequentielle Fraktionierungsverfahren nach Zeien und Brümmer (1989) angewendet.

Die optimierten bzw. neu entwickelten Methoden wurden nun breit angewendet, um den

Belastungsstatus der russischen und deutschen Auenböden und darin insbesondere der

Versuchsflächen detailliert zu erfassen. Für die anorganischen Schadstoffe (Arsen und

Schwermetalle) wurden Aufbereitung und Aufschluss der 2007 und 2008 entnommenen

Pflanzenproben (Trocknen, Mahlen, Aufschluss mit HNO3) zeitnah abgeschlossen und es

wurden die Elementkonzentrationen bestimmt. Dem folgten im Februar 2009 die während

der Ernte entnommenen Pflanzenproben. In den zur Bewertung der Bindung und

Bioverfügbarkeit der Schwermetalle in den Bodenproben nach Zeien und Brümmer (1989)

23

sequentiell extrahierten Fraktionen wurden Cd, Cu, Ni, Pb und Zn bestimmt; diese

Analysen wurden im Sommer 2008 für die Böden der Versuchsparzellen abgeschlossen.

Die Konzentrationen an C, N und S wurden ebenfalls bis Sommer 2008 bestimmt. Im

März 2009 wurde für die Bodenproben der Parzellen P 1 – P 8 eine Korngrößenanalyse

durchgeführt, da vermutet wurde, dass die kleinräumige Variabilität der Schad-

stoffkonzentrationen eventuell mit den Sedimentationsbedingungen und damit mit der

Korngrößenzusammensetzung erklärt werden kann. In den 50 Boden- und Pflanzen-

proben um den Schönberg Deich wurden bis Juli 2008 (1) die Schwer-

metallkonzentrationen (total in Boden und Pflanzen) und NH4NO3-lösliche (Boden)), (2)

die Konzentrationen an C, N und S, (3) der pH-Wert und bei Proben mit einem pH-Wert ≥

7 (4) die Carbonatkonzentrationen bestimmt. Diese Ergebnisse wurden in der

Bachelorarbeit von Robert Müller zusammengefasst (Titel: „Räumliche Variabilität der

Schwermetalle von Böden und Vegetation in Auen der Mittelelbe“). Wichtigste Erkenntnis

daraus war, dass zur weit größerräumigen Abschätzung der Schwermetallkonzentrationen

in den Auenböden und damit zur Ausweisung von Vorzugsflächen der Sanierung die

Schwermetallkonzentrationen in den Pflanzenproben der dort wachsenden Vegetation

nicht geeignet sind, weil zwischen beiden nur lose Zusammenhänge bestehen. Die Unter-

suchung der Böden ist also unumgänglich.

Wirkungsnachweis der Remediationsleistung:

Auf dem deutschen Freilandversuch in einem kontaminierten Flutkanal der Elbauen wurde

nach 3 und 4 Vegetationsperioden eine Prüfung der Auswirkungen der Weiden auf die

Gehalte an Schwermetallen und die mikrobielle Aktivität der Böden im Vergleich zur

vorherigen Grünlandnutzung vorgenommen (Zimmer et al. 2009/10). Dabei wurde

nachgewiesen, dass die Weiden verstärkt zur Auskämmung von Sedimenten führen. Eine

erhöhte ß-Glucosidaseaktivität im Boden unter Weiden ist ein Indikator eines

beschleunigten Abbaus organischer Substanz, die langfristig mit steigender Mobilisierung

der Schwermetalle verbunden sein kann, obwohl diese bis zum gegenwärtigen Zeitpunkt

im Oberboden nicht nachgewiesen wurde.

24

Tab. 3 Mittelwert ± Standardabweichung von Konzentrationen von As und Schwermetallen (total und NH4NO3-extrahiert). Prozent von NH4NO3-extrahierter Fraktion an den Totalgehalten und mikrobiellen Parameter unter Grasland und Weiden in den Elbauen im Mai und November 2009 (Zimmer et al., eingereicht)

Parameter Mai November

Grassland Willows Grassland Willows

Total

As mg kg-1 54a ± 7,4 53a ± 7,0 77b ± 5,6 66b ± 9,5

Cd mg kg-1 7,0ab ± 0,92 6,5a ± 0,75 7,9b ± 1,14 6,2a ± 0,83

Cu mg kg-1 200a ± 18 200a ± 23 280b ± 22 250c ± 42

Ni mg kg-1 43a ± 3,7 40a ± 3,3 49b ± 3,3 41a ± 4,3

Pb mg kg-1 180a ± 17 180a ± 14 270b ± 20 250c ± 32

Zn mg kg-1 760b ± 88 690a ± 46 930c ± 71 770ab ± 66

Potenziell mobile Fraktion

Cd mg kg-1 0,87a ± 0,13 0,84a ± 0,18 1,3b ± 0,21 1,1b ± 0,18

Cu mg kg-1 0,86a ± 0,18 0,87a ± 0,14 2,0b ± 0,38 1,8b ± 0,37

Ni mg kg-1 1,9a ± 0,37 1,6a ± 0,61 3,0b ± 0,84 2,2ab ± 0,86

Zn mg kg-1 92a ± 18 79a ± 24 91a ± 19 75a ± 23

Cd % 13a ± 2,2 13a ± 2,2 17b ± 2,1 18b ± 3,8

Cu % 0,42a ± 0,06 0,44a ± 0,08 0,71b ± 0,13 0,74b ± 0,19

Ni % 4,3ab ± 0,82 4,1a ± 1,5 6,1b ± 1,6 5,5ab ± 2,4

Zn % 12a ± 2,5 12a ± 3,3 9,7a ± 1,7 9,8a ± 3,3

Mikrobielle Parameter

β-Glucosidase 230ab ± 40 260b ± 96 160a ± 41 280b ± 107

Cmic mg kg-1 1600c ± 540 1200b ± 220 630a ± 150 530a ± 200

Nmic mg kg-1 76a ± 19 72a ± 19 45b ± 18 43b ± 17

Cmic/Nmic 22b ± 7,9 17ab ± 4,5 14a ± 2,1 13a ± 2,3

% Cmic (g Corg)-1 1,9c ± 0,63 1,5b ± 0,24 0,90a ± 0,17 0,73a ± 0,23

Cmic – mikrobiell-gebundener Kohlenstoff, Nmic = mikrobiell-gebundener Stickstoff

25

Tab. 4 Konzentrationen von As und Schwermetallen (mg kg-1) ± Standardabweichung and Bioakkumulationsfaktoren von As und Schwermetallen in Weiden des deutschen Freilandversuches auf den Elbauen

Element Konzentrationen Bioakkumulationsfaktoren

Stämme Blätter Stämme Blätter

As 0,15 ± 0,03 0,27 ± 0,08 0,002 0,004

Cd 11 ± 1,1 17 ± 2,4 1,8 2,8

Cu 5,0 ± 0,29 7,5 ± 1,3 0,02 0,03

Ni 9,4 ± 2,2 14 ± 13 0,23 0,33

Pb n.d. 0,14 ± 0,12 - 0,0006

Zn 350 ± 6,3 1400 ± 220 0,46 1,8

n.d. = nicht bestimmt

Die geringeren Arsen- und Schwermetallgehalte (insbesondere Cd, Ni, Zn) unter Weiden

als unter Grasland im November 2009 werden als Sanierungserfolg bewertet (Tab. 3).

Damit in Übereinstimmung sind die Konzentrationen der ausgewählten Elemente in der

Biomasse der Weiden sowie die Bioakkumlationsfaktoren (Tab. 4). Allerdings sind diese

Ergebnisse durch zwischenzeitliche Sedimenteinträge beeinflusst, so dass ein

längerfristiges Monitoring zur Erfolgskontrolle unumgänglich bleibt.

26

Tab. 5 Korrelation (r) zwischen den Konzentrationen von As und Schwermetallen [total und NH4NO3-extrahiert (F1)] und Konzentrationen von Corg, Nt, S, Cmic and Nmic, Aktivität der β-Glucosidase im deutschen Freilandversuch auf den Elbauen (n = 47, *p ≤0,05, **p ≤0,01, *** p ≤0,001) (mod. nach Zimmer et al., eingereicht)

Parameter

Corg

Nt Cmic Nmic β-Glucosidase

Aktivität

Fe -0,38** -0,49*** -0,44** -0,45** -0,49***

Mn n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.

Ast -0,64*** -0,75*** -0,59*** -0,60*** -0,61***

Cdt n.s. n.s. n.s. n.s. -0,34*

Cut -0,31* -0,48*** -0,62*** -0,58*** -0,47**

Nit n.s. n.s. n.s. n.s. -0,43**

Pbt -0,57*** -0,71*** -0,71*** -0,67*** -0,53***

Znt n.s. -0,36* -0,34* -0,39** -0,44**

Cd F1 -0,33* -0,41** -0,47** -0,56*** n.s.

Cu F1 -0,46** -0,59*** -0,68*** -0,59*** n.s.

Ni F1 -0,35* -0,38** -0,35* -0,47** n.s.

Zn F1 n.s. n.s. n.s. n.s. n.s.

n.s. = nicht signifikant

Die mikrobielle Besiedlung (Cmic und Nmic) und die mikrobielle Aktivität (ß-Glucosidase

Aktivität) im Boden sanken mit steigenden Arsen und Schwermetallkonzentrationen (Tab.

5).

Der am Schönbergdeich angelegte Feldversuch mit Weiden und Pappeln (mit Ekto-

mykorrhizapilzen und Mykorrhizierungshelferbakterien inokuliert) wurde im Februar 2009

abgeerntet, und die Biomasse aus diesen Proben wurde dem Projektpartner Universität

Halle für die verfahrenstechnologischen Arbeiten bereitgestellt. Die nachfolgende Stock-

regeneration (Wiederaustrieb) des Weidenklons entsprach den Anforderungen für eine

leistungsfähige Biomasseerzeugung, während der Pappelklon keinen hinreichenden

Wiederaustrieb aufwies. Die erstmal festgestellte erhöhte Sedimentation unter Weiden

27

durch das „Auskämmen“ während der Überflutungen, führte teilweise zu erhöhtem Schad-

stoffeintrag in die Fläche. Gleichzeitig kann damit eine Schadstoffentlastung im

Strömungsverlauf der Elbe weiter flussabwärts liegenden Gebiete prognostiziert werden

(Zimmer et al., eingereicht bei Journal of Plant Nutrition and Soil Science).

Für die Anlage des Feldversuches durch die russischen Projektpartner wurde Stecklings-

material der Hybride Salix caprea x viminalis selektiert und gemeinsam am russischen

Versuchsstandort gepflanzt. Diese Hybride hat sich in zahlreichen Voruntersuchungen

(Gefäßversuche und Feldversuch auf den Elbauen) als besonders leistungsstark und

überflutungstolerant (Standortanpassung an die auentypischen Bedingungen) erwiesen.

Der ebenfalls im Feldversuch auf den Elbauen getestete Pappel-Hybridklon (Populus

nigra x maximowiczii cv. Max 4) wies im Gefäßversuch zwar ein hohes Leistungspotenzial

auf, nach mehrwöchiger Überflutung traten jedoch hohe Bestandesausfälle durch

Kernfäulen auf. Daher wurde dieser Klon für die weitere Selektion und Anwendung auf

Auenstandorten ausgeschlossen.

Nach Abschluß der bodenbiotechnologischen Arbeiten wurden synchrotron-basierte

chemische Spezialanalysen eingesetzt, um die Wirkungsmechanismen der Mobilisierung

und Aufnahme/Ausschluß bzw. des enzymatisch gesteuerten Abbaus der Schadstoffe

aufzuklären, Dazu wurden mit Hilfe chromatographischer, massenspektrometrischer und

reflexionsspektrometrischer Analysen von Feinwurzelproben der Weiden aus dem

deutschen Freilandversuch zur Phytoremediation die chemischen Spezies und die

Bindungsformen der Schadstoffe erforscht. Dies wurde an ausgewählten Proben

durchgeführt, bei denen die Routineanalysen größte Veränderungen der Gesamtgehalte

anzeigten. Dadurch soll ein Verständnis der Wirkungsmechanismen entwickelt werden,

um bei Anschlußprojekten die Produktentwicklung gezielter und mit geringerem Aufwand

betreiben zu können. Das Verständnis der Wirkungsmechanismen ist auch wichtig im

Hinblick auf mögliche gentechnische Ansätze zur mikrobiologisch gesteuerten

Phytoremediation. Im Ergebnis konnte eine Plaque-Bildung mit Arsenanreicherung um die

Weidenfeinwurzel nachgewiesen werden, die sowohl zur Arsenstabilisierung im

Oberboden als auch zu veränderter Mobilität und Aufnahme von Schwermetallen führt

(Zimmer et al., eingereicht). Diese Plaquebildung wurde bereits bei anderen Pflanzen, die

Feuchtstandorte besiedeln, dokumentiert, allerdings in diesem Projekt erstmalig für

Weiden beschrieben. Die Plaquebildung beruht auf der Besonderheit der Feinwurzeln

einiger feuchteliebender Pflanzen, Aerenchyme (luftführende Gewebe) in ihren Wurzeln

zu tragen. Diese pflanzenartspezifische Durchlüftung des Wurzelraumes ermöglicht zum

einen die Standortanpassung auf zeitweise oder langfristig anaerobe Verhältnisse im

28

Boden (z.B. während Überflutung) und führt zu veränderten Redoxbedingungen und damit

veränderter As-Mobilität im Boden. Zugleich mit der Plaquebildung in der Rhizosphäre

konnte die elementspezifische Verteilung von As und Schwermetallen in den Fein-

wurzelpräparaten dokumentiert und so z.B. die intensive Aufnahme von Cu in die Wurzeln

nachgewiesen werden, das vorher in erster Linie an der Wurzeloberfläche vermutet

worden war.

29

Abb. 6 Rasterelektronenmikroskopie von Querschnitten von Weidenwurzeln (1a) und Verteilung von As, Ca, Cu, Fe, K, Mn, Ni, S und Zn mittels Röntgenfluoreszenzspektren (1b…j)

30

Abb. 7 Korrelationen zwischen den Intensitäten von As mit Fe (2 a) und Mn (2 b), Pixel von verschiedenen Verbindungen (mit Angaben zu R2), Abbildungen der Verbindungen von Fe und As

Zusammenfassend kann somit festgestellt werden, dass auch die Zielstellung von Teilschwerpunkt (2), chemisch-analytische Nachweise der Remediationsleistung in Bezug auf die Entfernung anorganischer und organischer Schadstoffe zu führen, sowie Aussagen über die notwendige Bestandesdauer zur Erreichung bzw. Unterschreitung von Grenzwerten der Schadstoffgehalte sowie über die dabei anfallende Biomasse zu erarbeiten, weitestgehend erfüllt wurde.

31


Personalmittel:

Da die chemisch-analytischen und biotechnologischen Arbeiten von fundamentaler

Bedeutung für alle weiteren Untersuchungen und die Einhaltung des gesamten Zeitplanes

waren sowie ein unmittelbar abrufbares Spezialwissen und die Fähigkeit zur Anleitung

von Nachwuchs- und Gastwissenschaftlern erforderten, mussten hierfür promovierte bzw,

habilitierte Mitarbeiter/innen angestellt werden. Für die chemische Spezialanalytik wurde

ein promovierter Chemiker mit umfassender Erfahrung in der gesamten

Schadstoffanalytik und einem breiten Repertoire an eingearbeiteten Methoden angestellt.

Zur Aufarbeitung von Boden- und Pflanzenproben für die Schwermetallanalytik erfolgte

die Anstellung von studentischen Hilfskräften. Plangemäß wurden die russischen Partner

in Rahmen einer Schulungswoche sowie der im UFZ eingestellte Doktoranden

(Meilenstein 2) eingearbeitet. Die Arbeiten, die zu den Meilensteinen 1 sowie 3 bis 6

führen, verlangten ein ausgesprochenes Spezialwissen an detaillierten

bodenbiotechnologischen Vorkenntnissen und Erfahrungen sowie den Zugriff auf die

Stammsammlung am Lehrstuhl für Bodenkunde und darüber hinaus die Übernahme von

Anleitungs- und Ausbildungsfunktionen, um bei den Nachwuchswissenschaftlern des

Projektes entsprechende Fertigkeiten zu entwickeln. Diese Aufgaben wurden durch eine

habilitierte Mitarbeiterin der Universität Rostock übernommen, die mittelfristig aus

Haushaltsmitteln der Agrar- und Umweltwissenschaftlichen Fakultät finanziert wurde

(daher Veränderung in der Verteilung der geplanten Personalmittel). Die damit

verbundene Umwidmung in den Personalmitteln (Posten 812 umgewidmet in Posten 817)

wurde entsprechend der Genehmigung durchgeführt.

Sachmittel (Geräte)

Die Verwendung der Sachmittel zur Durchführung der Analysen und zur Durchführung der

Kooperation mit dem russischen Partner in Form von Reisemitteln wurden in den

detailliert im AZA-Formblatt dokumentiert. Im Rahmen des Projektes wurde ein Kleingerät

(Reagenzglasschüttler: 240,24 €) und ein Großgerät (Kühl-Multifuge 3 S-R: 8.228,71 €)

für die sachgerechte Durchführung der chemischen und biologischen Spezialanalytik an-

geschafft. Der Reagenzglasschüttler wurde für die biotechnologischen Arbeiten eingesetzt

und die Kühl-Multifuge sowohl für biotechnologische Arbeiten als auch zu chemischer

Schadstoffanalyse.

32

Die Unterauftragsvergabe (STZ Soil Biotechnology) erfolgte zur Gewährleistung massen-

spektrometrischer Analysen der Böden in Russland (bisher noch nie solche detaillierte

Analytik der schadstoffbindenden Organischen Bodensubstanzen) sowie der

Rhizodeposite, deren Qualität die Aktivität von Mikroorganismen bei Mobilisierung und

Transport (Arsen und Schwermetalle) bzw. Abbau (POP´s) von Schadstoffen ent-

scheidend beeinflussen.


Für die Sanierung von großflächig moderat kontaminierten Böden gibt es gegenwärtig

keine Alternative zur Phytoremediation. Deren größte Schwäche sind gegenwärtig die

langen Sanierungszeiträume. Daher besteht die dringende Notwendigkeit zur Suche nach

wirkungsvollen Maßnahmen zur Effizienzsteigerung dieser Sanierungsmethode. Sowohl

die Auswertung der relevanten Literatur als auch eigene Voruntersuchungen belegen das

sehr hohe Potenzial von Rhizosphärenmikroorganismen für die Effizienzsteigerung der

Phytoremediation. Zur gezielten effizienten Nutzung von Rhizosphärenmikroorganismen

ist die Kenntnis ihrer standortspezifischen und pflanzenartenspezifischen Diversität, ihrer

Aktivitäten und physiologischen Eigenschaften essentiell. Daraus begründet sich die

Notwendigkeit der durchgeführten Arbeiten im biotechnologischen Bereich und führte

zielgerichtet zur Entwicklung einer beschleunigten Selektionsmethode für

standortspezifische Lösungen in Kombination mit einer geeigneten hochleistungsfähigen

Stammsammlung.

Die Sanierungsnotwendigkeit sowie die Erfolgskontrolle von Sanierungsmaßnahmen

(Phytoremediation) auf belasteten Standorten kann nur über die spezifische Analyse der

relevanten Schadstoffe sowohl im Boden als auch in der Biomasse der Pflanzen sowie im

Kontaktbereich dieser Kompartimente (Rhizosphäre) ermittelt werden. Sie stellt die essen-

tielle Voraussetzung für eine zielgerichtete und wirkungsvolle Sanierung belasteter Böden

dar. In diesem Projekt wurde dieser Anspruch durch den Einsatz der

schadstoffspezifischen Untersuchungsmethoden unter Berücksichtigung von

Totalgehalten und Mobilität (Schwermetalle) bzw. ausschließlich von Totalgehalten

(organische Schadstoffe) gewährleistet und erfolgreich umgesetzt.

Angesichts der Vielzahl neuer Erkenntnisse, die zu einem großen Output an

hochrangigen wissenschaftlichen Veröffentlichungen (s. 6.) sowie Arbeitsmaterialien für

33

den Technologietransfer und die Anwenderschulung geführt haben, sind Notwendigkeit

und Angemessenheit hervorragend begründet.

4. Voraussichtlicher Nutzen, insbesondere Verwertbarkeit des Ergebnisses in Form des fortgeschriebenen Verwertungsplanes

Die Untersuchungen haben gezeigt, dass die theoretische Mindestsanierungszeit bis zum

Erreichen der Vorsorgewerte laut BBoSchV durch die biotechnologische Beimpfung mit

Mykorrhizapilzen und Helferbakterien für das am gefährlichsten einzustufende Cd von

ursprünglich etwa 40 auf etwa 25 Jahre und für Zn von etwa 70 auf etwa 45 Jahre

verringert werden konnte. Da in den Elbauen aber auch zukünftig durch Überflutung

Schadstoffe erneut periodisch eingetragen, und im Rahmen der Phytoremediation mit

Weiden und Pappeln nur die Holzbiomasse kommerziell genutzt wird, erhöht sich die

theoretische Sanierungszeit für Cd auf 65 Jahre. Für Zn erscheint eine Sanierung nur

möglich, wenn der sedimentäre Eintrag verringert und/oder die Leistungsfähigkeit der

Bestände weiter erhöht wird (Meissner et al. 2010).

5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekanntgewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen

Auf der Basis aktueller Informationserhebungen fanden sich folgende neue F&E-

Vorhaben mit einer möglichen Relevanz für das aktuelle Projekt im Internet:

5.1 Recherche bei: http://cordis.europa.eu auf relevante aktuelle EU-Projekte

1. Upstream signalling, global regulatory control and biochemical function of central

components in the zinc homeostasis network: towards the rational design of technologies

for bio-fortification (CENTZIN), (2008-2010) FP 7, Co-ordinator RUPRECHT-KARLS-

UNIVERSITAET HEIDELBERG (Deutschland)

2. Strengthening of research capacity for poplar and willow multipurpose plantation

growing in Serbia (STREPOW); (2008-2011) FP 7, Co-ordinator ISTRAZIVACKO

RAZVOJNI INSTITUT ZA N IZIJSKO SUMARSTVO I ZIVOTNU SREDINU (Serbien)

3. An Integrated Framework of Methods, Technologies, Tools and Policies for

Improvement of Brownfield Regeneration in Europe (TIMBRE), (2011-2014)

34

Forschungsgebiet: ENV,2010,3,1,5-2 Environmental technologies for brownfield

regeneration,

Recherche der relevanten neuen Publikationen im Web of Science

Ucisik AS, Trapp S (2008) Uptake, removal, accumulation, and phytotoxicity of 4-chlorophenol in willow trees, ARCHIVES OF ENVIRONMENTAL CONTAMINATION AND TOXICOLOGY 54, 619-627. Yu XZ, Gu JD (2008) The role of EDTA in phytoextraction of hexavalent and trivalent chromium by two willow trees, ECOTOXICOLOGY 17, 143-152. Zalesny RS, Bauer EO (2007) Selecting and utilizing Populus and Salix for landfill covers: Implications for leachate irrigation. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTO-REMEDIATION 9, 497-511. Zalesny JA, Zalesny RS, Wiese AH, et al, (2007): Choosing tree genotypes for phytoremediation of landfill leachate using phyto-recurrent selection. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTOREMEDIATION 9, 513-530. Justin MZ, Pajk N, Zupanc V et al. (2010): Phytoremediation of landfill leachate and compost wastewater by irrigation of Populus and Salix: Biomass and growth response, Waste Management 30: 1032-1042. Mirck, J, Volk TA (2010): Response of three shrub willow varieties (Salix spp,) to storm water treatments with different concentrations of salts. Bioresource Technology 101, 3484-3492. Regvar M, Likar M, Piltaver A, et al. (2010): Fungal community structure under goat willows (Salix caprea L,) growing at metal polluted site: the potential of screening in a model phytostabilisation study. Plant and Soil 330, 345-356. Wu FZ, Yang WQ, Zhang J, et al, (2010): Cadmium accumulation and growth responses of a poplar (Populus deltoids x Populus nigra) in cadmium contaminated purple soil and alluvial soil. Journal of Hazardeous Metarials 177, 268-273, Zhivotovsky OP, Kuzovkina JA, Schulthess CP, et al. (2011): Hydroponic Screening of Willows (Salix L,) for Lead Tolerance and Accumulation. INTERNATIONAL JOURNAL OF PHYTOREMEDIATION 13 (1), 75-94.

Insgesamt ist festzustellen, dass zwar neue Projekte in diesem Forschungsgebiet begonnen wurden und auch einige neue Publikationen erschienen sind, die Verbundpartner dieses Projektes jedoch den internationalen Wissensstand und Erkenntnisfortschritt in dieser Forschungsrichtung stark mitbestimmen, was durch die Vielzahl hochrangiger Journalpublikationen belegt wird (vgl. Pos. 6).

35

6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses nach Nr. 11

Hrynkiewicz, K,; Baum, C, (2011): The potential of rhizosphere microorganisms to promote the plant growth in disturbed soils. In: "Environmental Protection Strategies for Sustainable Development", A. Malik; E. Grohmann (Eds.), Springer Verlag, S. 35-64 (im Druck, DOI 10.1007/978-94-007-1591-2_2) Hrynkiewicz, K,; Baum, C,; Leinweber, P, (2010b): Density, metabolic activity and identity of cultivable rhizosphere bacteria on Salix viminalis in disturbed arable and landfill soils, Journal of Plant Nutrition and Soil Science 173, 747–756 (Impact factor: 1,280) Hrynkiewicz, K,; Ciesielska, A,; Haug, I,; Baum, C, (2010a): Ectomycorrhiza formation and willow growth promotion as affected by associated bacteria: role of microbial metabolites and use of C sources, Biology and Fertility of Soils 46: 139-150 (DOI: 10,1007/s00374-009-0419-2; Impact factor: 1,446) Hrynkiewicz K, Baum C, Dabrowska G, Dahm H (2009): Combined and single effects of Hebeloma mesophaeum and Bacillus strains on the expression of metallothioneins in willows and their heavy metal uptake from a contaminated soil. IMC Edinburgh, UK. 1.-6.8.2010 (Poster) Hrynkiewicz K, Baum C, Leinweber P (2008): Characterisation of mycorrhizal and rhizobacterial community of willows (Salix spp.) at anthropogenic disturbed lands. Plant-Microbial Interactions 2008, 2.-6.Juli 2008, Krakow, Poland (Poster) Hrynkiewicz K, Baum C, Leinweber P (2008): Characterisation of mycorrhizal and rhizobacterial community of willows (Salix spp.) at anthropogenic disturbed lands. In: Book of Abstracts and Programme: Plant - microbial interactions (PMI) 2008, 2.-6. Juli, Krakow (PL), 38, Kahle P, Baum C (2009): Energieholz schont Ressourcen. Bauernzeitung 39: 26 - 27, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Leinweber P (2010): Small scale variability of chlorinated POPs in the river Elbe floodplain soils (Germany). Chemosphere 79, 745-753. IF 1,023, Meissner R, Bolze S, Rupp H, Baum C, Zimmer D, Leinweber P (2009): Contamination of the Elbe River Floodplains and Testing of its Restoration by Phytoremediation. Wasserwirtschaft 99 (6): 30-37 Zimmer D, Baum C, Leinweber P, Hrynkiewicz K, Meissner R (2009): Associated Bacteria increase the Phytoextraction of Cadmium and Zink from a Metal-Contaminated Soil by Mycorrhizal Willows, International Journal of Phytoremediation 11 (2), 200-213 Zimmer D, Kiersch K, Jandl G, Meissner R, Kolomiytsev N, Leinweber P (2010): Status Quo of Soil Contamination with Inorganic and Organic Pollutants of the River Oka Floodplains (Russia). Water, Air, and Soil Pollution 211, 299-312 Zimmer D, Kiersch K, Baum C, Meissner R, Müller R, Jandl G, Leinweber P. (2011) Scale-dependent variability of As and heavy metals in a River Elbe floodplain. Clean - Water, Air and Soil, 39 328–337. Zimmer D, Kruse J, Baum C, Borca C, Laue M, Hause G, Meissner R, Leinweber P. (2011) Spatial distribution of As and heavy metals in willow roots from a contaminated

36

floodplain soil measured by X-ray fluorescence spectroscopy. The Science of the Total Environment (in press) Zimmer D, Baum C, Meissner R, Leinweber P. Soil ecological evaluation of willows in a floodplain. Journal of Plant Nutrition and Soil Science (under revision) Geplant: The chemical composition of soil organic matter in Russian floodplain soils as revealed by Pyrolysis-Field Ionization Mass Spectometry. Eurasian Journal of Soil Science.

BMBF-Vordr. 3831/03.07_2

Berichtsblatt

1. ISBN oder ISSN keine


3. Titel Verbundprojekt: Phytoremediation von kontaminierten Auenböden im Wolga-Einzugsgebiet Teilgebiet: Verfahrenstechnik und Ökonomie

4. Autor(en) [Name(n), Vorname(n)] Dr. habil. Werner Frosch Dr. Ulrich Klee Dr. Frank Tetzlaff Dipl. Ing. agr. Marten Grau



7. Form der Publikation unveröffentlichter Bericht

8. Durchführende Institution(en) (Name, Adresse) Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg Professur für Landtechnik, Umwelt- und Kommunaltechnik Julius-Kühn-Str. 23 06114 Halle/Saale

9. Ber. Nr. Durchführende Institution

10. Förderkennzeichen 02WT0871

11. Seitenzahl 64



14. Tabellen 19

15. Abbildungen 31



18. Kurzfassung Die Phytoremediation schwermetallbelasteter Böden führt zwangsläufig zur Bereitstellung von kontaminierter Biomasse. Diese belasteten Gehölze wurden in einem zweistufigen Vergasungsverfahren in ein brennbares Gas umgesetzt. Es wurden Verfahren und Möglichkeiten zur Brennstoffaufbereitung und Konditionierung untersucht, welche einen vergasungsfähigen Brennstoffzustand herstellten. Die Vergasung des kontaminierten Holzes wurde bezüglich der energetischen und verfahrenstechnischen Effizienz untersucht und mit der Vergasung unbelasteter Hölzer verglichen. Die obligatorische Gasreinigung erfolgte nass und trocken. Bei der Gaswäsche kam eine neuartige Anordnung eines mit einem organischen Lösungsmittel betriebenen Rotationswäschers zum Einsatz. Die Rückhaltung und Abscheidung der Metalle und Schwermetalle Arsen, Cadmium, Kupfer, Blei und Zink an den Abscheidepunkten des Vergasers und der Gasreinigung wurden analysiert und bewertet. Des Weiteren wurden erste Untersuchungen zum Rückhalt von organischen Schadstoffen (PAK) durch das Gasreinigungssystem durchgeführt. Das gesamte Verfahren der Phytoremediation, vom Anbau der inokulierten Baumstecklinge bis hin zur energetischen Verwertung der kontaminierten Biomasse, wurde unter den Gesichtspunkten der aktuellen Regelungen zum Energieeinspeisegesetz ökonomisch bewertet. Es wurde nachgewiesen, dass die Verfahrensanordnung dazu geeignet ist, kontaminiertes Holz aus Phytoremediationsanlagen in ein Brenngas zu überführen und für die Bereitzustellung von elektrischer Energie und Wärme zu nutzen. Während des gesamten Prozesses werden die Grenzwerte des 17. BimschV bezüglich der Abgasemissionen an Schwermetallen eingehalten.

19. Schlagwörter Phytoremediation, kontaminierte Biomasse, Vergasung, Energieproduktion, Schwermetall, ökonomische Bewertung

20. Verlag

21. Preis

BMBF-Vordr. 3832/03.07_2


1. ISBN or ISSN


3. title Joint project: Phytoremediation of contaminated flood plains in the Wolga catchment Subproject part: process engineering and economics

4. author(s) (family name, first name(s)) Dr. habil. Werner Frosch Dr. Ulrich Klee Dr. Frank Tetzlaff Dipl. Ing. agr. Marten Grau


7. form of publication non published report

8. performing organization(s) (name, address) Martin-Luther-University Halle-Wittenberg, Agricultural engineering Julius-Kühn-Str. 23 06114 Halle/Saale

9. originator’s report no.

10. reference no. 02WT0871

11. no. of pages 64



14. no. of tables 19




18. abstract The phytoremediation of heavy metal contaminated soils leads unavoidable to the production of contaminated biomass. The polluted biomass was converted in a two-stage gasification process with a stationary fluidized in a fuel gas. Methods and opportunities where examined in the mean for fuel processing and conditioning to create an efficient gasification performance. The gasification of the contaminated timber was examined regarding energetic and procedural efficiency and compared with non-contaminated wood material. Essential gas-cleaning was carried out with wet and dry procedure.. During the washing process of the gas a novel arrangement of organic solvent in a rotation-washer was used. The retention and separation of metals and heavy metals (arsenic, cadmium, copper, lead and zinc) were investigated in the carburetor and gas purificator. Initial studies for the retention of organic contaminants (PAH) through the gas cleaning system have been performed. The entire procedure of phytoremediation - from the cultivation of inoculated tree seedlings up to energy utilization of biomass was evaluated economically among the aspects of current arrangements for Renewable Energy Statute. It was demonstrated that the process arrangement is suitable to use contaminated wood material from phytoremediation plantation for the production of an usable gas which can be used for the preparation of electrical energy as well as heat. During the complete gasification process the limits of the 17th BimschV (EEG) concerning the exhaust emissions of heavy metals will be respected.

19. keywords phytoremediation, contaminated biomass, gasification, energy production, heavy metal, economical evaluation

20. publisher

21. price

1


1. Aufgabenstellung Das Gesamtziel des geplanten Vorhabens bestand im praktischen Nachweis der Eignung

der Phytoremediation als kostengünstiges Verfahren zur umweltschonenden,

großflächigen Sanierung von Flussauenböden, die mit Schwermetallen und organischen

Schadstoffen kontaminiert sind.

Aufgrund fehlender Erfahrungen bei der Anlage von Freilandexperimenten zur

Phytoremediation auf Auenflächen sollten verfahrenstechnische Grundlagen zur Anlage,

Bewirtschaftung und Ernte entwickelt werden. Die auf den Auenflächen anfallende feste

Biomasse in Form von Holz und Blättern sollte einer energetischen Nutzung zugeführt

werden, wobei einer thermochemischen Vergasung gegenüber der reinen

Wärmeerzeugung durch Verbrennung der Vorzug gegeben wurde. Es entsteht ein

Nutzgas, welches in einem nachgeschalteten Blockheizkraftwerk (BHKW) zur Strom- und

Wärmeerzeugung verwendet wird. Integraler Bestandteil dieser Arbeiten war die

Entwicklung eines Konzeptes zur Vermeidung von Luftkontaminationen über Rauchgase

und zur umweltgerechten Verbringung der kontaminierten Aschen. Basierend auf den

experimentellen Ergebnissen sollte eine ökonomische Bewertung bezüglich der Effizienz

des hier erprobten Sanierungsverfahrens vorgenommen werden.

2. Voraussetzungen, unter denen das Vorhaben durchgeführt wurde Langjährige Erfahrungen mit einer eigenen Lehr-, Forschungs- und Demonstrationsanlage

„BENA 200“ zur thermo-chemischen Umwandlung von fester Biomasse, die über die

Hochschulbauförderung Ende 2001 auf dem Gelände des Versuchsfeldes der

Landwirtschaftlichen Fakultät in Halle errichtet wurde, sind beim Antragsteller vorhanden.

Die Anlage ist mit einem 200 kWthermisch Vergaser ausgestattet, aus dem 30 kW Strom und

je nach Bedarf bis zu 120 kW Wärme oder auch 30 kW Kälte erzeugt werden können. Sie

wird gemeinsam vom Lehrstuhl Energietechnik des Fachbereiches

Ingenieurwissenschaften und dem Lehrstuhl Land-, Umwelt- und Kommunaltechnik des

Institutes für Agrar- und Ernährungswissenschaften betrieben.

Seit Inbetriebnahme der „BENA 200“ Ende 2001 wurden folgende Biomassen energetisch

umgesetzt:

• Holzhackschnitzel von Fichte, Kiefer, Weide und Pappel

• Pellets aus Stroh, Heu und Rinderfestmist

2

• Stroh von Roggen, Weizen, Raps und Miscanthus

• Körner von Mais, Hafer und Raps

• calzinierte Knochen aus der Tierverwertung

• Pferdedung (abgetrocknet)

Der in enger Zusammenarbeit mit der Firma BHF Verfahrenstechnik Kulkwitz (bei Leipzig)

und dem Lehrstuhl Energietechnik des Fachbereiches Ingenieurwissenschaften der

Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg entwickelte gestufter Gegenstromvergaser mit

aufsteigender Vergasung hat eine thermische Gesamtleistung von 200 kW bei einem

Brennstoffverbrauch von maximal 100 kg/h. Im reduzierten Betrieb liegt der Verbrauch bei

ca. 40 kg/h, das entspricht einer Gasrate von ca. 100 Nm³ /h.

Durch die Nutzung der am BHKW anfallenden Wärme (Motor- und Abgaswärme) ist der

Betrieb einer Kälteanlage möglich. Bei einer notwendigen Vorlauftemperatur von 85 bis 90

°C kann eine Kälteleistung von 30 kW elektrisch bereitgestellt werden. Der eigentliche

Kühlkreislauf hat eine Vorlauftemperatur von 12 °C und verlässt die Kälteanlage mit einer

Kühltemperatur von ca. 6 °C.

Um eine optimale Prozessführung zu garantieren, werden im Produktgas die

Komponenten Methan, Kohlenmonoxid, Kohlendioxid und Wasserstoff durch eine Online-

Analytik kontinuierlich bestimmt und protokolliert. Aus Emissionsschutzgründen erfolgt

parallel dazu eine ebenfalls kontinuierliche Bestimmung und Aufzeichnung von möglichen

Anteilen an Kohlenmonoxid, Kohlendioxid, Sauerstoff, Schwefeldioxid und Stickoxiden

(NOx) im Abgas. Ein Bildschirmarbeitsplatz, an dem insgesamt 56 Mess- und

Steuerstellen gleichzeitig angezeigt und die Betriebszustände von der Beschickung bis

zur Kälteerzeugung aufgezeichnet werden, komplettiert die Gesamtanlage.

3. Planung und Ablauf des Vorhabens Der spezifische Beitrag zum Forschungsprojekt lag generell in den 4 Schwerpunkten (1)

effiziente energetische Verwertungsmöglichkeiten von schadstoffbelasteter fester

Biomasse, (2) Entwicklung und Testung einer dazu geeigneten Verfahrenstechnik, die

sich auch für einen späteren praktischen Einsatz in vertretbaren ökonomischen

Kategorien realisieren lässt, (3) Stoff- und Massenbilanz der Schadstoffe innerhalb des

Umsetzungsprozesses einschl. Vor- schläge zu deren kompakten Entsorgung und (4)

eine belastbare ökonomische Gesamtbewertung.

Zur Realisierung dieser Zielstellungen waren folgende Arbeitschritte notwendig:

3

a) Verfahrenstechnische Untersuchungen zur zweckmäßigen Aufbereitung der von

den Projektpartnern gelieferten kontaminierten Biomassen. Hier geht es vor allem

um die Vermeidung eines unkontrollierten Austritts von Schadstoffen in die

Atmosphäre während des Zerkleinerungsprozesses. Ein weiterer wichtiger Punkt

ist dabei die kontinuierliche Überwachung des zweistufigen Transportprozesses

vom Vorratsbehälter in den Reaktor unter dem Aspekt einer umweltgerechten

Prozessführung (Vermeidung von jeglicher Kontamination außerhalb des

Reaktors).

b) Beprobung des Ausgangsmaterials mit Fokussierung auf die von den Partnern

bereits ermittelten Schadstoffkomponenten in den Biomassen als notwendige

Basisparameter zur späteren Berechnung des Schadstofftransportes und des

Schadstoffumsatzes (vorrangig der Schwermetalle) innerhalb des energetischen

Verwertungsprozesses.

c) Quantitative und qualitative Analyse des erzeugten Nutzgases (Synthesegas)

sowie der dabei prozessbedingt anfallenden Rest- und Nebenprodukte. Dazu

zählen die nach der mechanischen Gasreinigung abgetrennten Stäube und

Aschen und das nach der chemischen Nasswäsche anfallende kontaminierte

Waschwasser. Neben der Bestimmung von Art und Konzentration der

nachweisbaren Schadstoffe in den Aschen und dem Waschwasser sind auch

geeignete Maßnahmen zu ihrer umweltgerechten Trennung vom übrigen

Stoffkreislauf zu treffen. Dies erfordert die Entwicklung und Erprobung dazu

notwendiger verfahrenstechnischer Abläufe, die mit entsprechenden technischen

Komponenten untersetzt werden müssen, um das Gesamtverfahren bei einer

geplanten Praxisüberführung auch in ökonomisch vertretbaren Größenordnungen

durchführen zu können. Hierzu zählen u. a. die Entwicklung bzw. Auswahl von

Behandlungsverfahren für den anfallende Waschrückstand und die Prüfung von

Möglichkeiten einer weiteren Ascheverwertung in Abhängigkeit vom

Kontaminationsgrad.

d) Bestimmung von relevanten Prozessparametern, die zur Aufstellung der

Stoffbilanz notwendig sind. Diese können ermittelt werden durch eine Online-

Analytik des erzeugten Nutzgases vor der motorischen Nutzung im

Blockheizkraftwerk (BHKW) und durch die Bestimmung der

Abgaszusammensetzung nach der motorischen Nutzung. Da die Gasanalytik für

die prozessrelevanten Gaskomponenten (CH4, CO, CO2 H2, O2, SO2, NOx) bereits

vorhanden ist, sind diese Messmöglichkeiten nur um die

4

Schwermetallkomponenten bzw. weitere bei den untersuchten kontaminierten

Biomassen auftretenden Schadstoffe zu erweitern. Wichtigstes Ziel der gesamten

thermo-chemischen Prozessführung ist dabei die Einhaltung eines normgerechten

Abgasverhaltens des BHKW, welches u.U. durch zusätzliche Filter und/oder

Reinigungsstufen realisiert werden muss.

e) Definition und Berechnung wichtiger Eckwerte zur Abschätzung des

Gesamtverfahrens auf monetärer Grundlage, Auswahl und Begründung einzelner

Prozessstufen, speziell im Bereich der Schadstofftrennung und Entsorgung unter

dem Blickwinkel der wirtschaftlichen Machbarkeit mit dem Ziel, ein für die

praktische Umsetzung geeignetes und wirtschaftlich vertretbares Gesamtkonzept

zu entwickeln.

4. Wissenschaftlicher und technischer Stand Der wissenschaftliche Bearbeitungsschwerpunkt innerhalb des Teilprojektes

Verfahrenstechnik und Ökonomie lag zum einen im exakten analytischen Nachweis der in

der zu verwertenden festen Biomasse enthalten Schadstoffe und zum anderen in der

Bestimmung und Dokumentation von Konversionspfaden innerhalb des thermo-

chemischen Umsetzungsprozesses. Des Weiteren waren die Energie- und Stoffbilanzen

(Massebilanzen) der Schadstoffe zu ermitteln, um je nach dem Ort ihrer Ablagerung

innerhalb des Prozessregimes (Aschen, Waschwasser, Nutzgas oder auch im Abgas)

geeignete Maßnahmen zu ihrer umweltgerechten Erfassung und Trennung vom übrigen

Stoffkreislauf treffen zu können.

Es konnte nachgewiesen werden, dass die kontaminierte Biomasse unter hohem

energetischen Wirkungsgrad und sehr hoher Umsetzungsrate in ein brennbares Gas

umgewandelt werden konnte, welches zur Gewinnung elektrischer Energie in einem

BHKW verstromt wurde. Gleichzeitig wurde bewiesen, dass die vorhanden Gasreinigung

in Verbindung mit der neuen Kombination von organischem Waschmittel mit einem

rotierenden Waschaggregat in der Lage ist, die eingetragenen Schwermetalle sicher

zurück zu halten. Weiterhin konnte durch eine Wirtschaftlichkeitsbetrachtung die

Ökonomie des Gesamtverfahrens der Phytoremediation und der energetischen

Verwertung untersucht werden. Bei dieser wurde gezeigt, dass bereits im Projektmaßstab

die Wirtschaftlichkeitsschwelle überschritten werden kann.

5


Die Versuchsdurchführung „Thermische Verwertung“ und Analytik der Rauchgase und

Aschen erfolgte eigenständig durch die Uni Halle. Eine enge Abstimmung mit UFZ und

Uni Rostock war notwendig hinsichtlich der Pflege und Ernte der deutschen

Freilandexperimente als Voraussetzung für die Durchführung der Versuche zur

energetischen Biomasseverwertung.

Weiterhin waren Lagerung und Konfektionierung der kontaminierten Biomassen

mit den übrigen Projektpartnern abgestimmt. Das war notwendig, um alle

umweltrelevanten Schutzmaßnahmen auf dem Gebiet der verfahrenstechnischen

Umsetzung an die Projektpartner weitervermitteln zu können.

Speziell auf dem Gebiet der Schadstoffanalytik gab es eine enge Verzahnung zwischen

allen Projektpartnern, da die notwendigen Stoffbilanzen für das Gesamtverfahren

entsprechende Analysen der Böden (UFZ, Uni Rostock), der Biomassen im

Versuchsverlauf sowie nach Aberntung (UFZ, Uni Rostock) und der Aschen (Uni Halle)

erforderten. Daraus ergab sich auch die Notwendigkeit zur Durchführung von

Interlaboratoriumsvergleichen zur Qualitätssicherung.

Neben den Kernuntersuchungen wurden Kontakte zur TU Dresden (Ligninanalyse) und

dem Johann- Heinrich- von- Thünen- Insitiut Braunschweig (PAK-Analyse) geknüpft.

Diese Verbindungen sorgten für einen erheblichen Fortschritt und Wissenszuwachs im

Projektablauf. Dadurch konnten zusätzliche, wertvolle Ergebnisse zum Projekt

beigetragen werden.



Untersuchungen zur Brennstoffbereitstellung

Die Holzbiomasse der Weiden und Pappeln wurden jeweils im Winterhalbjahr geerntet.

Die mittlere Feuchte des frischen Materials lag bei Weide bei 43,7 % (σ=2,8%) und bei

Pappel in Höhe von 54,5% (σ=1,5%). Es wurden sowohl natürliche Trocknung als

Stammholz, natürliche Trocknung im aufgeschütteten Hackschnitzelhaufen, technische

Trocknung durch Warmluftzufuhr und technische Trocknung durch Belüftung mit

getrockneter Kaltluft (Kondensationstrocknung) untersucht. Die Zielfeuchte sollte in allen

6

Versuchen 25% unterschreiten, da höhere Holzfeuchten die Effizienz des nachfolgenden

thermochemischen Verfahrens merklich reduzieren kann.

Es wurde festgestellt, dass die natürliche Trocknung im aufgeschütteten

Hackschnitzelhaufen (Kantenlänge Hackschnitzel 0,6 – 2 cm) zu keiner befriedigenden

Reduktion der Brennstofffeuchte führte (Abb. 1). Nach vierwöchiger Versuchsdauer

konnte keine signifikante Abnahme des Wassergehaltes trotz innerer Erwärmung des

Materials festgestellt werden, das Material wurde merklich feuchter. Es wurde zu

Versuchsende eine Feuchte bei Weide in Höhe von 68,1% (σ=5.2%) und bei Pappel in

Höhe von 80,3% (σ=2,9%) gemessen. Ursache hierfür war eine zu geringe Durchlüftung

des Schüttguthaufens aufgrund zu kleiner Hackschnitzelgröße (Kantenlänge 5mm) und

somit ein fehlender Abtransport der Wassermassen. Die Stapeltemperatur bewegte sich

während des Versuchs im Bereich von 30 bis 52°C bei einer Umgebungstemperatur von 3

bis 5°C ein (Abb. 2). Die durch mikrobiologische Aktivität erzeugte Wärme konnte nicht

dazu beitragen, dass ein Trocknungseffekt erzielt wurde.

Abb. 1 Haufenlagerung Holzhackschnitzel mit Klumpenbildung durch mikrobielle Aktivität

7

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13.01.2008 18.01.2008 23.01.2008 28.01.2008 02.02.2008

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k [°

C]

PappelWeideTemperatur

Abb. 2 Verlauf der Holzfeuchten und der Lagerungstemperatur von Holzhackschnitzeln bei Haufenlagerung Alle anderen Methoden führten zu einer signifikanten Abnahme des Feuchtigkeitsgehaltes

im Holz. Die angestrebte Zielfeuchte von unter 25% konnte bei allen drei Verfahren

erreicht werden.

Die natürliche Trocknung der Bäume als Stammware nutzt die solare Energie für die

Austreibung des Wassers (Abb. 3). Zusätzliche Hilfsenergien sind nicht notwendig.

8

Abb. 3 Haufenlagerung ungeschredderter Stammware während der natürlichen Trocknung

Die Lagerung und Trocknung der abgeernteten Weiden und Pappeln erfolgte über einem

Zeitraum von drei Monaten. Es wurden Holzfeuchten von 19,5% (σ=1,4%) bei Weide und

23,3% (σ=2,2%) bei Pappel erreicht (Abb. 4). Eine Ausdehnung der Lagerungs- und

Trocknungsdauer kann bei natürlicher Trocknung die Holzfeuchten weiter senken. Nach

15-monatiger Trocknung an der Außenluft reduzierten sich die Holzfeuchten bei Weide

auf 12,4% (σ=0,3%) und bei Pappel auf 10,4% (σ=0,3%). Aus diesen Ergebnissen lässt

sich ableiten, dass nach einer Lagerungsdauer des Holzes von mindestens drei Monaten

(im Winterhalbjahr) eine für die thermochemische Vergasung ausreichend niedrige

Holzfeuchte erreicht wird. Längere Trocknungszeiten führen zu einer weiteren Minderung

des Wassergehaltes, was aber in Bezug auf die Nutzung der Biomasse nicht unbedingt

9

nötig ist. Für eine praktische Anwendung der Ergebnisse wird für die natürliche Trocknung

eine Lagerungsdauer von 3-5 Monaten empfohlen.

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2.2008 5.2008

Datum

Hol

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chte

[%]

WeidePappel

Abb. 4 Verlauf der Holzfeuchten bei dreimonatiger natürlicher Trocknung

Der hohe Wasserverlust innerhalb von 3 Monaten ist auf den geringen Stammquerschnitt

zurück zu führen. Es kann angenommen werden, dass je cm Stammdurchmesser ein

Monat Trocknungszeit einzuplanen ist, um den für die Vergasung notwendigen

Trockensubstanzgehalt zu erreichen.

10

Die technische Trocknung verläuft in wesentlich kürzeren Zeiträumen. Die

Warmlufttrocknung stellt den Stand der Technik dar. Die Holzhackschnitzel von Weide

und Pappel wurden bei 60°C über drei Tage getrocknet (Abb. 5). Die Feuchten wurden

bei Pappelholz von 50,9% (σ=14,9%) auf 5,7% (σ=1,8%) reduziert. Die

Warmlufttrocknung (Abb. 6) führte bei den Hackschnitzeln aus Weide zu einer Minderung

der Holzfeuchte von 42,5% (σ=13,0%) auf 5,7% (σ=1,8%). Parallel dazu wurden durch

Kondensationstrocknung (Abb. 7) Pappelholzhackschnitzel gleicher Ausgangsfeuchte in

der selben Zeit auf 6,4% (σ=0,7%) bzw. Weidenholzhackschnitzel auf 6,7% (σ=0,3%)

getrocknet. Das Trocknungsergebnis ist bei beiden Varianten der technischen Trocknung

vergleichbar.

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03.02.08 04.02.08 05.02.08 06.02.08 07.02.08 08.02.08

Datum

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chte

[%]

KondensationstrocknungWarmlufttrocknung

Abb. 5 Verlauf der Hackschnitzelfeuchten bei Warmluft- und Kondensationstrocknung

Für die Trocknung mit Warmluft oder entfeuchteter Kaltluft muss im Gegensatz zur

natürlichen Trocknung zusätzliche Energie und technisches Gerät aufgewendet werden,

welche die energetische Effizienz des Gesamtverfahrens mindern. Vorteilhaft ist die sehr

kurze Trocknungsdauer.

11

Abb. 6 Trocknungsversuch Warmluft

Abb. 7 Versuchsanlage zur Kondensationstrocknung

12

Aus den Untersuchungsergebnissen lässt sich ableiten, dass für das Gesamtverfahren

der Phytoremediation die natürliche Trocknung der Stammware die sinnvollste Variante

darstellt, da hierbei in vertretbar kurzer Zeit ausreichend niedrige Holzfeuchten erreicht

werden können. Ein weiterer Vorteil ist die Einsparung an zusätzlicher Hilfsenergie und

die Vermeidung zusätzlicher Energiekosten für die Trocknung.

Pelletierung Die Weiden- bzw. Pappelhölzer müssen der Versuchsanlage in einen schüttfähigen

Zustand zugeführt werden. Das kann durch Schreddern (Häckseln) oder Schreddern

(Häckseln) und Pelletieren erfolgen. Der Vorteil des Pelletierens ist die wesentlich höhere

Energiedichte des erzeugten Brennmaterials gegenüber reinen Holzhackschnitzeln.

Dadurch können sich ökonomische Vorteile bei den Transportaufwendungen der

Biomasse von der Plantage zur Verwertungsanlage ergeben. Für eine Quantifizierung des

Mehraufwandes für die Materialvorbereitung und Pelletierung wurden Versuche mit

Weiden- und Pappelholz durchgeführt. Es wurde Rohmaterial mit unterschiedlichen

Materialfeuchten im Bereich von 3,2% bis 20,1% eingesetzt. Für die Untersuchung des

Einflusses der Presskanallänge wurden verschiedene Pelletiermatrizen eingesetzt. Das

Pressverhältnis wurde in den Stufen 1:3, 1:4 und 1:5 variiert. Weiterhin wurde eine

Pelletierung unter Zugabe von zwei verschiedenen organischen Bindemitteln

(getrockneter Schweinemist, getrocknete Zuckerrübenschnitzel) untersucht (Abb. 8).

Abb. 8 Pellets ohne und mit Bindemittel (Trockenmist)

Es wurde festgestellt, dass sowohl Weiden als auch Pappeln nur unter bestimmten

Bedingungen zu stabilen Pellets verarbeitet werden können. Je geringer die

13

Materialfeuchte, desto stabiler werden die Pellets. Während der Pelletierung stellt sich in

der Matrize eine Temperatur von bis zu 70°C ein. Für eine Aktivierung des für die

Pelletformung wichtigen Lignins ist diese hohe Temperatur als sehr günstig einzustufen.

Bei zu feuchtem Material wirkt sich die Temperaturerhöhung insgesamt jedoch nachteilig

auf, da große Mengen an Wasser in Form von Dampf auftreten. Nach Verlassen des

geschlossenen Presskanals treibt der Wasserdampf die Pellets auseinander, so dass kein

verwertbarer Rohstoff produziert werden kann. Insbesondere über einer Feuchte der

Holzhackschnitzel von 15% stiegt die Menge nicht verwertbarer Pellets an. Dieser

Vorgang kann durch die Zugabe von trockenem Pelletierhilfsmittel vermindert werden. Es

hat sich gezeigt, dass unter einer Zugabe von 10% gemahlenem Trockenmist (Feuchte

16,7%) stabile Pellets für die thermochemische Weiterverarbeitung hergestellt werden

können. Das Ausgangsmaterial Holzhackschnitzel wies bei diesem Versuch eine mittlere

Feuchte von 21% (σ=1,9%) auf. Der Einsatz von getrockneten Zuckerrübenschnitzeln als

Bindemittel führte zu keinen messbaren Verbesserungen der Pelletqualität.

Weiterhin hat die Verweilzeit des zu verpressenden Materials in der Matrize einen

entscheidenden Einfluss auf die Stabilität der Pellets. Die Verweilzeit des Holzes in der

Pelletiermaschine wird sowohl durch das Pressverhältnis als auch durch die

Durchsatzrate des Materials bestimmt. Hohe Durchsatzraten in Verbindung mit kurzer

Verweilzeit in der Matrize führen eher zu mangelhaften Pellets als eine längere Presszeit.

Hintergrund ist die längere Reaktionszeit für das Verkleben der Holzpartikel durch das

Lignin sowie das interne Austreiben von Restwasser aus dem Pellet während des

Matrizendurchgangs. Generell wurde festgestellt, dass durch die Pelletierung die

Materialfeuchte signifikant sinkt. Die Pellets wiesen einen Restfeuchtegehalt von 7 bis 8,5

Masse-% auf.

Die Pelletierfähigkeit der untersuchten Materialien beruht größtenteils auf dem Gehalt an

Lignin. Dieser war bei den bei Hölzern aus der Phytoremediationsanlage geringer als bei

normalem Fichtenholz (Tab. 1). Die schlechtere Pelletierfähigkeit musste durch den

Zusatz von Bindemittel ausgeglichen werden.

Tab. 1 Ligningehalt der untersuchten Hölzer

Probe Ligningehalt

Pappel 24.79%

Weide 25.26%

Fichte 28.70%

14

Für eine Verarbeitung der Weiden und Pappeln zu Pellets müssen die Holzhackschnitzel

gemahlen werden. Dazu wurde eine Hammermühle Fabrikat Buschoff eingesetzt. Die

Messung der Stromaufnahme der Mühle erfolgte über eine Stromschleife. Die analogen

Messdaten wurden über einen Analog-Digitalwandler auf eine rechnereigene Schnittstelle

übertragen und von einer selbst entwickelten Software protokolliert.

Die Pelletierung erfolgte mit der im Rahmen des Forschungsprojektes angeschafften

Laborpelletpresse Kahl 14-175 (Abb. 9).

Abb. 9 Laborpelletpresse Kahl 14-175

Die Nennaufnahmeleistung der Presse beläuft sich auf 3 kW (Abb. 10). Es wurde

angestrebt, diesen Wert zu erreichen. Die energetischen Aufwendungen für die

Pelletierung von Weiden und Pappeln wurden über einen analogen Messdatenausgang

des internen Frequenzumrichters ermittelt und die Messdaten auf gleiche Weise wie beim

Mahlen verarbeitet und protokolliert.

15

2

2.5

3

3.5

4

2400 2450 2500 2550 2600 2650 2700 2750 2800 2850 2900

Datensatz

Leis

tung

sauf

nahm

e [k

W]

Abb.10 Verlauf der Leistungsaufnahme der Pelletpresse während der Pelletierung von Pappel

Die Beschickung der Pelletpresse erfolgte manuell. Der Gutfluss war nicht ausreichend

gleichmäßig. Aus diesem Grund sind Schwankungen in der Leistungsaufnahme nicht zu

vermeiden.

Für das Mahlen der Holzhackschnitzel wurden im Schnitt 0,053 kWh/kgTS benötigt. Bei

einem ermittelten Heizwert von 5,1 kWh/kgTS entspricht die Energieaufwendung für das

Mahlen 1,05% des Eigenenergieinhalts des Brennstoffs. Für das Pelletieren wurde

elektrische Energie in Höhe von 0,17 kWh/kgTS benötigt. Das Formen der Pellets

entspricht 3,3% der Eigenenergie des Holzes. Zusammengefasst sind für das Mahlen der

Holzhackschnitzel und das Pelletieren des Mahlgutes 0,223 kWh/kg an elektrischer

Energie notwendig. Das entspricht 4,35% des Holzheizwertes. Unterschiede in der

Energieaufnahme bezüglich der Holzart konnten nicht festgestellt werden.

Durch die Pelletierung konnte das Schüttgewicht der Biomasse deutlich erhöht werden

(Abb. 11). Die Holzhackschnitzel wiesen ein mittleres Schüttgewicht in Höhe von 183 kg

auf. Nach der Pelletierung wurde ein Schüttgewicht von 674 kg gemessen. Das lässt den

16

Schluss zu, dass die Aufwendungen für das Transport- und Lagerungsvolumen um mehr

als das 3,5-fache reduziert werden können.

673.9

237.4

183.0

7.0

10.2

7.4

0

100

200

300

400

500

600

700

800

PelletMahlgutHackschnitzel

Schü

ttgew

icht

[g/l]

0

2

4

6

8

10

12

Hol

zfeu

chte

u [%

]

SchüttgewichtFeuchte u

Abb. 11 Zunahme des Schüttgewichtes sowie Verhalten der Holzfeuchte beim Verarbeiten von Holzhackschnitzeln zu Holzpellets

Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass mit einem relativ geringen Aufwand an

Hilfsenergie die Energiedichte des Rohstoffs stark erhöht werden kann. Die

Kompaktierung ist jedoch für den nachfolgenden Vergasungsprozess nicht obligatorisch.

Der Vorteil des geringeren Schüttvolumens tritt nur bei Transport- und

Lagerungsaufwendungen der Holzrohstoffe positiv in Erscheinung. Es ist empfehlenswert,

Transportentfernungen und Lagerungskapazitäten so anzupassen, dass keine

Pelletierung notwendig wird, da sich diese Vorgehensweise positiv auf die

Wirtschaftlichkeit auswirkt.

17

Energetische Untersuchungen zur thermochemischen Vergasung der Weiden und Pappeln

Die aus der Phytoremediationsanlage stammenden Weichhölzer Weide und Pappel, die

einen erhöhtem Schwermetallgehalt aufwiesen, wurden in der Versuchsanlage zur

thermochemischen Vergasung in einen gasförmigen Energieträger unter Freisetzung

möglichst geringer Mengen an Wärme (hohe Konversionsseffizienz) eingesetzt. Die im

Ausgangsstoff enthaltenen Schwermetalle sind aus dem erzeugten Brenngas

abzuscheiden. Die Durchführung dieser Arbeiten erfolgte an der Lehr-, Forschungs- und

Demonstrationsanlage zur thermochemischen Vergasung (BENA 200) der Uni Halle-

Wittenberg.

Die eingesetzten Hölzer wurden mit Hilfe eines vorhandenen Anbauscheibenhackers zu

Hackschnitzeln verarbeitet (Abb. 12). Die Kantenlänge der Chips lag im Bereich zwischen

0,5 und 2 cm (Abb. 13). Große Chargen, wie die Fichtenholzhackschnitzel, wurden direkt

in den Vorratsbehälter der Vergaseranlage geblasen. Kleinere Chargen sind in Fässern

zwischengelagert worden. Die Zuführung dieser Materialproben in das Vergasersystem

erfolgte über eine Nebeneingangsschnecke. Sowohl die Hauptzufuhrschnecke als auch

die Nebeneingangsschnecke wurden für jede Holzart bezüglich des Durchsatzes

kalibriert, um einen exakten Zusammenhang zwischen Stellwert und realem Durchsatz zu

erhalten.

18

Abb. 12 Scheibenhacker in Betrieb, Befüllen des Vorratsbehälters der Vergaseranlage

y = 1.6481x - 2.0566R2 = 0.9997

0.0

20.0

40.0

60.0

80.0

100.0

120.0

140.0

160.0

180.0

0 20 40 60 80 100 120

FU Einstellung [%]

Dur

chsa

tz T

M [k

g/h]

Durchsatz [kg/h]Linear (Durchsatz [kg/h])

Abb. 13 Kalibrierkurve für Pappelholzhackschitzel

Die Versuchsanlage (Abb. 14, 15) ist durch folgende Parameter gekennzeichnet:

- mehrstufiges, autothermes Vergasungsverfahren

- Vergasungsmittel Luft

- stationäres, fluidisiertes Wirbelbett

- regenerative Erwärmung der Prozessluft

- zweistufige Gasreinigung (trocken, nass)

- nasse Gasreinigung mit organischem Lösungsmittel

- Realisierung der Gaswäsche mittels Flüssigkeitsring

- Gaskühlung durch Wärmeübertragung auf Prozessluft sowie Wärmeabgabe an

Waschmittel

Leistungsparameter der Versuchsanlage:

- Auslegungsleistung 200kWthermisch

- Materialdurchsatz im Auslegungszustand 40 kg/h

- Materialstückigkeit: bis 2 cm Kantenlänge

- Materialfeuchte: bis 50%

- installierte elektrische Leistung des BHKW: 30 kW

19

- zusätzlich: installierte Leistung der Absorptionskälteanlage: 25 kW

Die Versuchsanlage ist dafür ausgelegt, verschiedenste biogene Rohstoffe in ein Nutzgas

zu überführen. Durch die mehrstufige Ausführung des Reaktors ist eine individuelle

Anpassung der Teilprozesse Brennstofftrocknung, Pyrolyse und Vergasung möglich, um

hohe Konversionsraten und/oder hohe Reaktionseffizienzen zu erreichen.

Neben der elektrischen und thermischen Gasnutzung ist in der Versuchsanlage eine

Absorptionskältemaschine integriert. Mit dieser Anlagenkomponente soll demonstriert

werden, dass die freiwerdende Wärme über den Weg der Absorption / Desorption als

Triebmittel für die Kältebereitstellung genutzt werden kann. Dieser Konversionspfad wird

in diesem Bericht nicht weiter verfolgt.

Abb. 14 Prinzipieller Aufbau der Versuchsanlage zur thermochemischen Vergasung BENA 200

20

Abb. 15 Gesamtansicht der Versuchsanlage BENA 200

Die Steuerung und Überwachung der Vergasungsanlage sowie der Prozesse erfolgt von

einem PC-Terminal im Versuchslabor (Abb. 16). Sämtliche für den Prozessablauf und die

Versuchsprotokollierung notwendigen physikalischen Größen, wie Temperatur, Druck,

Volumenströme und Gaszusammensetzung werden erfasst. Die Signalaufbereitung und -

wandlung erfolgt über mehrere, vernetzte Fieldpoint-Module der Fa. National Instruments.

Die Aufschaltung der Messsignale auf Ethernet erfolgt über ein Interfacemodul, ebenfalls

von National Instruments. Im Gegenzug werden Stellsignale vom Bedienerterminal über

Digital-Analog-Wandler an Aktoren (Schaltrelais, Frequenzumrichter) weiter gegeben. Die

Bedieneroberfläche basiert auf Labview (National Instruments) und erlaubt dem Benutzer

eine simultane Überwachung und einen Eingriff in den Prozessablauf in Echtzeit. Alle Ein-

und Ausgangsdaten werden protokolliert und in einer Messwertdatei abgelegt. Das

Schreibintervall je Datensatz beträgt 10 s.

21

Abb. 16 Bedieneroberfläche am Terminal der Versuchsanlage BENA 200

Für die Ermittlung der Brenngaszusammensetzung steht eine Online-Gasanalytik für die

Komponenten Kohlenmonoxid, Kohlendioxid, Wasserstoff, Methan und Sauerstoff zur

Verfügung. Diese Messwerte werden ebenfalls von der Prozessmess- und Steuerung

erfasst und protokolliert. Eine Zusammenstellung der eingesetzten Multi- und

Einzelgasanalysatoren enthält Tabelle 2.

Tab. 2 Zusammenstellung der bei den Untersuchungen genutzten Multi- und Einzelgasanalysatoren Einzelgas Analysator Messprinzip Messbereich/ -toleranz Kohlendioxid DGM 4 NDIR 0…30 % ±3 % rel.

Kohlenmonoxid Pewatron EGC NDIR 0…30 % ±2% rel.

Methan DGM 4 NDIR 0…50 % ±3 % rel.

Wasserstoff Henze WLD Wärmeleitfähigkeit 0…30 % ±5 % rel.

Sauerstoff DGM 4 paramagnetisch 0…21 % ±3 % rel.

22

Für den Ausgleich von Langzeit-Signaldriften wurde die Gasmesstechnik in regelmäßigen

Abständen und vor jedem Versuch mit einem zertifizierten Prüfgas kalibriert. Eine

Detailansicht des Gasmessschrankes enthält Abbildung 17.

Abb. 17 Gasmessschrank in der BENA 200 Versuchsanlage

Die Umsetzung der schwermetallbelasteten Hölzer aus den Phytoremediationsanlage

verfolgte zwei Ziele:

1. hoher Anlagenwirkungsgrad bei maximaler Brennstoffausnutzung

2. Rückhaltung und Abscheidung der Schwermetalle aus dem Stoffstrom

Es konnte nachgewiesen werden, dass die verwendete Versuchsanlage dazu geeignet

ist, beide Ziele zu erreichen. Die dafür notwendigen Prozessparameter wurden ermittelt.

Die Untersuchungen zur Vergasungseffizienz und zu energetischen Aspekten wurden mit

verschiedenen Holzarten durchgeführt. Neben den Weiden- und Pappelklonen wurden

für Vergleichszwecke auch Fichtenholzhackschnitzel auf ihr Verhalten im

Vergasungsprozess der Versuchsanlage untersucht (Tab. 3). Da von der Parzelle Elbaue

nur begrenzt Material verfügbar war, wurden von der FNR in Gülzow Weiden und Pappeln

zur Verfügung gestellt. Diese Weiden und Pappeln sind die gleichen Klone, wie sie in der

Parzelle Elbaue verwendet wurden. Die Weiden und Pappel aus der KUP Gülzow wurden

zur Untersuchung der energetischen Effizienz herangezogen. Für die Bestimmung des

23

Schadstoffverhaltens im Vergasungsprozess wurden die Hölzer der Parzelle Elbaue

eingesetzt.

Tab. 3 Zusammenstellung der in der BENA 200 untersuchten Hölzer

Charge Konfektionierung Biomasseart Herkunft

BM1 HHS Fichte Forstamt Bodenschwende

BM2 HHS Fichte Holzhandel Möllendorf

BM3 HHS Weide KUP Kühnfeld, KUP Gülzow

BM4 HHS Pappel KUP Kühnfeld, KUP Gülzow

Für die verschiedenen Biomassen wurden vor Versuchsbeginn die in Tabelle 4

zusammengestellten Kennwerte ermittelt.

Tab. 4 Zusammenstellung der für die untersuchten Hölzer analysierten Parameter

Parameter Charge BM1 BM2 BM3 BM4

Feuchte [Ma-%] 8,0 18,8-22,3 11,0 13

Heizwert [kWh/kg] 5,19 5,12 4,87-5,13 4,66-5,10

Kohlenstoffgehalt [Ma-%] 49,4 48,3 45,6 43,5

Die Stückigkeit der Holzhackschnitzel ist bei allen Chargen gleich.

Es wurde festgestellt, dass alle Hölzer unter hohen Umsetzungsgraden umgesetzt werden

können. Als Kenngrößen wurden der Kaltgaswirkungsgrad und die

Kohlenstoffumsetzungrate herangezogen. Für die Bestimmung des Kaltgas-

wirkungsgrades ist der untere Gasheizwert ein notwendiger Parameter. Die für die

einzelnen Holzarten ermittelten Gasheizwerte sind in Abbildung 18 dargestellt.

24

5.41

5.99

4.82

4.64

4.50

5.00

5.50

6.00

6.50

Brennstoff

unte

rer G

ashe

izw

ert [

MJ/

Nm

³]Fichte 1WeideFichte 2Pappel

GDT 0.05

Abb. 18 Vergleich der Gaskomponenten bezüglich verschiedener Brennstoffe

Es ist ersichtlich, dass unterschiedlich hohe Gasheizwerte erreicht werden konnten. Die

Vergasung der Weide ergab den höchsten Heizwert des Nutzgases. Die Ursache hierfür

ist in der Umsetzung des Kohlenstoffs im Reaktor begründet (Erläuterungen im Absatz

Kohlenstoffumsetzungsrate). Unterschiede im Gasheizwert bei den Brennstoffen Fichte 1

und Fichte 2 können auf die unterschiedlichen Holzfeuchten zurückgeführt werden. Der

geringe Gasheizwert der Pappel ist in dem geringen Eigenheizwertes dieses Holzes

begründet.

Anhand der dargestellten Ergebnisse und weiterer Messdaten aus den Prozessen lassen

sich Kaltgaswirkungsgrad und Kohlenstoffumsetzungseffizienz bestimmen. Der höchste

Kaltgaswirkungsgrad wurde mit 57,7% bei den sehr trockenen Holzhackschnitzeln „Fichte

1“ bestimmt (Abb. 19). Die niedrigste Vergasungseffizienz in Höhe von 48,6% wurde bei

Pappel festgestellt. Die Biomassen Fichte 2 und Weide lagen dazwischen. Im Vergleich

zu anderen Vergasungsanlagen liegen die Kaltgaswirkungsgrade im mittleren Bereich. In

einzelnen Versuchen wurden bei Fichte maximale Vergasungswirkungsgrade von über

70% erreicht. Trotz intensiver Optimierungen des Vergasungsprozesses konnte diese

hohe Umsetzungseffizienz mit den vorliegenden Biomassen nicht dauerhaft erreicht

werden. Hier besteht weiterer Handlungsbedarf.

25

57.7%

52.6%

51.3%

48.6%

40.0%

45.0%

50.0%

55.0%

60.0%

Biomasse

Kal

tgas

wirk

ungs

grad

[%]

Fichte 1WeideFichte 2Pappel

GDT 0,05

Abb. 19 Kaltgaswirkungsgrade für die Vergasung verschiedener Holzarten

Kohlenstoffumsetzungsrate Die Kohlenstoffumsetzungsraten wurden anhand der Input-/ Outputströme an Kohlenstoff

ermittelt. Als Eingangsstoffstrom wird der Holzdurchsatz herangezogen. Die

Ausgangsströme sind die ausgetragene Vergaserasche, der am Zyklon abgeschiedene

Flugstaub sowie die an der Wäsche eliminierten Feinststäube. Der bilanzierte

Restkohlenstoff muss demnach in den gasförmigen Komponenten des Brenngases

enthalten sein. Für die vier untersuchten Biomassearten wurden folgende

Kohlenstoffumsetzungsraten festgestellt:

Fichte 1 Weide Fichte 2 Pappel

96.3% 93.9% 97.8% 96.8%

Anhand der ermittelten Ergebnisse für die Kohlenstoffumsetzungsrate ist festzustellen,

dass unabhängig von der Art der eingesetzten Biomasse der eingetragene Kohlenstoff in

höchstem Maß in das Produktgas überführt wird. Es fallen nur geringste Mengen an

festem Kohlenstoff in den Abscheideprodukten an.

26

Es traten jedoch Unterschiede in der Verteilung des abgeschiedenen Kohlenstoffs auf

(Abb. 20). Während bei den Biomassen Fichte 1, Fichte 2 und Pappel die Verteilung des

elementar abgeschiedenen Kohlenstoffs an den Anlagenkomponenten Vergaserfuß,

Zyklon und Gaswäsche in vergleichbaren Größenordnungen auftrat, wurde bei der

Vergasung von Weide in der Vergaserasche wesentlich mehr Kohlenstoff, bezogen auf

die Gesamtabscheidung, wiedergefunden. Dieser Kohlenstoff wurde nicht in das

Brenngas umgewandelt und stellt damit einen energetischen Verlust dar. Die

thermochemische Umsetzung des Kohlenstoffs im Reaktionsbereich des Vergasers lief

schlechter ab als bei den anderen betrachteten Biomassen. Dennoch wurden hohe

Umsatzraten, gute Kaltgaswirkungsgrade sowie hohe Heizwerte erreicht. Der in

vorangegangenem Abschnitt beschriebene hohe Gasheizwert bei Weide wird durch einen

höheren Rückstand an nicht vergastem Kohlenstoff in der Vergaserasche erkauft.

Abb. 20 Verteilung des abgeschieden Kohlenstoffs während der Vergasung bei den untersuchten Holzarten

27

Verteilung der Einträge, Verluste und nutzbarer Anteile an chemischer, elektrischer und thermischer Leistung in der Versuchsanlage Die thermochemische Vergasung der ausgewählten Biomassen unterliegt in der realen

Versuchsanlage Verlusten (Wärme) und Gewinnen (Hilfsenergie). Diese wurden für die

Umsetzung der schwermetallkontaminierten Biomasse sowie der Vergleichshölzern

bestimmt. Für jeden Prozessabschnitt wurden Eingangs- und Ausgangsparameter zum

Energiefluss erhoben. In der ausgeglichen Bilanzierung fallen dann Gewinne und Verluste

als Differenz auf. Die Ermittlung der Verluste der einzelnen Anlagenkomponenten erfolgte

über die Messung der Oberflächentemperaturen, Bestimmung der

Transmissionskoeffizienten sowie Einbeziehung bestimmter Prozessparameter. In

Abbildung 21 sind alle Einträge, Austräge sowie Verluste leistungsbezogen für einen

typischen Anlagenbetrieb dargestellt.

Vor

rats

bunk

er

Wär

meü

bert

rage

r

Gas

rein

igun

g

Rea

ktor

BH

KW

/TN

V

Abb. 21 Energie- bzw. Leistungsflussschema für den realen Anlagenbetrieb der BENA 200

Die Summe der Einträge beträgt 250.2 kW. Die gesamten Austräge belaufen sich auf

142.3 kW. Demnach ergibt sich ein Gesamtwirkungsgrad von 57%. Die Verluste in Höhe

von 107,9 kW werden überwiegend durch Abstrahlung im Reaktorbereich und durch die

Abstrahl- und Abgasverluste im BHKW bzw. der thermischen Nachverbrennung (TNV)

verursacht. Insbesondere die Abstrahl- und Transmissionsverluste im Bereich der

Gaserzeugung können durch bessere Wärmedämmmaßnahmen weiter verringert werden.

Die angegebenen thermischen Verluste der Gasreinigung treten überwiegend am Zyklon

auf. Dieser war für den Versuchsbetrieb nicht mit einer Wärmedämmung versehen. Hier

ist für einen effizienteren Anlagenbetrieb eine hochtemperaturbeständige

Wärmedämmung sinnvoll. Das BHKW ist bezüglich der elektrischen Abgabeleistung und

der Gasleistung des Vergasungsreaktors unterdimensioniert. Der Gasüberschuss wird

zwangsweise in der TNV in Wärme umgewandelt. Eine Steigerung der generierbaren

elektrischen Leistung ist durch ein größeres BHKW möglich.

28

Die detaillierte Aufschlüsselung der Energieströme ist Grundlage für die ökonomische

Bewertung des Vergasungsverfahrens.

Untersuchungen zum Abscheideverhalten ausgewählter Schwermetalle in der Versuchsanlage BENA 200

Das Hauptaugenmerk der durchgeführten Versuche lag auf dem Verhalten ausgewählter

Schwermetalle während des Vergasungsprozesses und der nachfolgenden

Gasreinigungsverfahren. Als Ausgangsmaterialien wurden sowohl höher belastete Hölzer

der Versuchsparzelle zur Phytoremediation des UFZ als auch Hölzer mit geringerer

Schwermetallbelastung eingesetzt. Aufgrund des begrenzten Umfangs von Hölzern aus

der Phytoremediationsanalge vom Elbauenstandort Schönberg sind die Untersuchungen

überwiegend mit den Vergleichshölzern durchgeführt worden. Diese stammen aus der

Bergbau- und Verhüttungsregionen Mansfelder Land und von einem Versuchsfeld der Uni

Halle. In den Vergleichshölzern konnten ebenfalls relevante Schwermetalle nachgewiesen

werden. Teilweise wiesen diese Biomassen höhere Schwermetallkonzentrationen auf als

die Versuchshölzer von der Pilotanlage zur Phytoremediation. Die Ursache hierfür ist mit

hoher Wahrscheinlichkeit auf das Angebot und die Verfügbarkeit dieser Schadstoffe im

Boden zu suchen. Im Allgemeinen wiesen die Phytoremediationshölzer aus der Elbaue

eine höhere Konzentration bei den hier untersuchnten Schwermetallen auf.

Die Zerlegung der Biomasse erfolgt im Reaktor in den Zonen Trocknung/Pyrolyse und

Vergasung. Die Abscheidung der Nebenprodukte, welche die Schwermetalle enthalten,

findet im Reaktor, am Zyklon und an der Gaswäsche statt. Es wurde untersucht, inwieweit

Brennstoffeigenschaften (Schwermetallgehalt, Biomasseart, Materialfeuchte) sowie die

Prozessführung einen Einfluss auf die Schwermetallfreisetzung und –abscheidung an den

einzelnen Nebenproduktausgängen der Versuchsanlage haben.

Die Analytik der Schwermetallkonzentrationen wurden im Auftrag an die Labore STZ Soil

Biotechnology Huckstorf und FOOD Jena vergeben.

Als Untersuchungsmaterialien wurden zum einen die bereits beschriebenen

Vergleichhölzer (Fichte), die Hölzer der KUP Kühnfeld in Halle sowie die

Phytoremediationshölzer der Versuchsparzelle Falkenberg (Elbaue) herangezogen (Tab.

5). Bei letzterem gab es die Einschränkung, dass von der Charge Pappel nicht

ausreichend Biomassematerial zur Verfügung stand, um belastbare Versuche

29

durchzuführen. Ursache hierfür sind Hochwasserereignisse sowie Schäden durch

Nagetiere.

Tab. 5 Schwermetallgehalte der analysierten holzartigen Biomassen [mg/kgTM]

AsT CdT CuT PbT ZnT

Weide Kühnfeld 0,04 0,55 2,00 0,55 44,00

Pappel Kühnfeld 0,04 0,63 3,40 0,12 48,00

Fichte Bodenschwende 0,70 0,70 0,10 3,50 27,90

Fichte Möllendorf 0,51 0,42 2,90 0,55 21,81

Weide Falkenberg 0,03 1,34 4,00 0,21 86,00

Pappel Falkenberg* 0,24 8,88 4,40 0,76 183,00

*nicht ausreichend Biomassematerial vorhanden

Die Transportvorgänge der Schwermetalle durch das Vergasersystem sowie die

Abscheidung der Schwermetalle ist eng an das Verhalten des Partikelstroms durch die

Anlagenkomponenten und Aggregate gekoppelt. Die kombinierte Betrachtung der

Staubfracht im Gas bzw. der Menge der Partikelabscheidungen am Zyklon und in der

Gaswäsche in Verbindung mit der Schwermetallanalytik der Partikel und

Waschmitteleluate bilden die Basis für eine schwermetallbezogene Stoff- und

Massenbilanz. Für die Feststoff- und Schwermetallabscheidung kommen der Austrag des

Vergasers, der Abscheidebehälter des Zyklons sowie der Absetz- und Vorratsbehälter der

Wäsche in Frage. Für die Aufstellung der Stoff- und Massenbilanzen wurden folgende

Einzelparameter bestimmt:

- Biomasseeintrag [kg]

- Gesamtaustrag der Vergaserasche [kg]

- Gesamtaustrag des Grobflugstaubes am Zyklon [kg]

- Gesamtaustrag des Feinflugstaubes an der Wäsche [kg]

Für die verfahrenstechnische Bewertung wurden die Prozessparameter

Biomassedurchsatz, Pyrolysetemperatur, Vergasungstemperatur,

Verbrennungsluftverhältnis Lambda und Prozesslufttemperatur variiert und deren Einfluss

auf die Verteilung der Schwermetallabscheidung untersucht (Tab. 6). Von jeder

eingetragenen Charge sowie den ausgetragenen Abscheideprodukten wurden Proben

genommen und die darin enthaltenen Schwermetalle analysiert.

30

Tab. 6 Minima und Maxima der variierten Prozessparameter

Minimum Maximum

mittlere Vergaserinnentemp [°C] 723,9 1094,6

mittlere Rohgastemp [°C] 516,4 657,8

mittlere Pyrolysetemp. [°C] 104,7 392,3

Prozesslufttemperatur [°C] 235,5 407,3

Biomassedurchsatz [kgTM/h] 17,3 37,8

Lambda [/] 0,22 0,48

Es zeigte sich, dass in der Regel das vom Holz eingetragene Verteilungsmuster der

Schwermetalle in den ausgetragenen Fraktionen wiederzufinden ist. Die höchsten

Schwermetallanreicherungen wurden im abgesetzten Schlamm der Gaswäsche

gefunden. Es konnte ebenfalls bestätigt werden, dass im Falle reduzierter

Reaktionstemperaturen ein erhöhter Anteil an schwerflüchtigen Schwermetallen,

insbesondere Kupfer, in der Vergaserasche vorhanden war. Bezüglich der

unterschiedlichen Holzfraktionen konnte kein signifikanter Unterschied in der Abscheidung

der Schwermetalle festgestellt werden. Die Freisetzung und Separierung der

Schwermetalle ist bei den vorliegenden Biomassen vergleichbar.

Im Vergleich der Schwermetallkonzentrationen zwischen den einzelnen

Gasreinigungsstufen wurde festgestellt, dass die leichtflüchtigen Schwermetalle

überwiegend in der Nassreinigung abgeschieden werden. Die mittel- und

schwerflüchtigen Schwermetalle können zu großen Teilen am Zyklon zurück gehalten

werden (Abb. 22, 23).

31

0.0

50.0

100.0

150.0

200.0

250.0

300.0

As Cd Cu Pb Zn

Kon

zent

ratio

n SM

mg/

kg

HolzeintragVergaserfußZyklonaustragWäsche Feststoff

2365.5 1312.9

Abb. 22 Schwermetallkonzentration ein- und ausgehender Fraktionen bei der Vergasung von Fichte (BM1)

0.0

50.0

100.0

150.0

200.0

250.0

300.0

As Cd Cu Pb Zn

Kon

zent

ratio

nen

SM m

g/kg

HolzeintragVergaserfußZylkonaustragWäsche Feststoff

2874.9 9631.1

Abb. 23 Schwermetallkonzentration ein- und ausgehender Fraktionen bei der Vergasung von Pappel (BM4 Kühnfeld)

Ein deutlicher Unterschied in der Schwermetallverteilung zeigte sich beim Vergleich von

Vergasungsprozessen, die stark in der Kohlenstoffumsetzung variierten. Bei Prozessen

32

mit einem hohen Umwandlungsgrad von festem in gasförmigen Kohlenstoff wurden

deutlich geringere Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche gefunden als bei

den Versuchen mit hohen Rückständen an festem Kohlenstoff in der Vergaserasche. Es

wird vermutet, dass neben einer unvollständigen Vergasung der pyrolysierten Biomasse

eine aktivkohleähnliche Absorption von frei beweglichen Metallen im Reaktionsbett erfolgt.

Diese Anreicherung an Schwermetallen in der kohlenstoffreicheren Vergaserasche führt

zwangsläufig zu einer Verschiebung der Schwermetallanreicherung vom

Gasreinigungssystem zum Vergaser hin. Dieser Effekt ist besonders bei den

leichtflüchtigen Schwermetallen Arsen und Cadmium deutlich zu erkennen (Tab. 7).

Tab. 7 Schwermetallkonzentrationen in den Fraktionen Grobasche (Vergaserfuß), Grobflugstaub (Zyklon) und Feinflugstaub (Wäsche)

As Cd Cu Pb Zn

hohe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche (xC=91%)

Grobasche

mg/k

g 2,0 2,1 158,1 133,5 480,9

Grobflugstau

b

mg/k

g 6,5 6,9 51,0 59,1 472,0

Feinflugstaub

mg/k

g 5,7 6,1 44,9 52,1 415,7

geringe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche

(xC=7,1%)

Grobasche

mg/k

g 0,2 0,9 164,8 4,8 52,7

Grobflugstau

b

mg/k

g 59,3 59,8 145,1 172,5 2617,6

Feinflugstaub

mg/k

g 52,2 51,6 127,8 151,9 2305,6

Die Erkenntnis, dass bei hohen Kohlenstoffgehalten in den Austragprodukten des

Vergasers auch hohe Schwermetallkonzentrationen vorhanden sind, schränkt eine

Nutzung dieser kohlenstoffreichen Produkte deutlich ein. Für die Wirtschaftlichkeit des

Verfahrens ist es hingegen notwendig, die Rückstandsmengen an Kohlenstoff in den

Aschen so gering wie möglich zu halten.

33

Schwermetallaustrag über das Produktgas Nach der Gasreinigung wird das Produktgas der energetischen Verwertung zugeführt.

Nach den Ergebnissen der Schwermetallbilanzierung können durch die

Gasreinigungsverfahren nicht alle Schwermetalle entfernt werden. Insbesondere die

beiden leichtflüchtigen Schwermetalle Arsen und Cadmium konnten im gereinigten

Brenngas nachgewiesen werden. Tabelle 8 enthält eine Zusammenstellung der im

Produktgas nach Bilanzierung enthaltenen Schwermetallgehalte.

Tab. 8 Aus der Bilanzierung ermittelte Schwermetallgehalte im Produktgas in Abhängigkeit vom Vergasungsmaterial

As Cd Cu Pb Zn [mg/Nm³]

Fichtea -0.01 0.01 -1.59 -0.84 -3.84

Standardabw. 0.07 0.13 1.69 0.64 10.91

Fichteb -0.01 0.05 -0.07 -3.00 -11.78

Standardabw. 0.04 0.05 0.46 1.42 3.14

Weide -0.01 0.04 -0.19 -0.40 -5.77

Standardabw. 0.12 0.04 0.05 0.11 7.64

a geringe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche

b hohe Kohlenstoffrückstände in der Vergaserasche

Für eine Bewertung der Schwermetallgehalte im verbrannten Gas wurden die Grenzwerte

der 17. BimschV, §5, 3a, 3b und 3c herangezogen. Die Konzentrationen wurden auf 11%

Bezugssauerstoffgehalt umgerechnet. Die aus der Bilanzierung resultierenden teilweise

negativen Konzentrationen wurden gleich null gesetzt (Tab. 9). Im Vergleich mit den

zulässigen Summengrenzwerten der BimschV konnte für alle Versuche mit Fichte und

Weide nachgewiesen werden, dass die Schwermetallemissionen unterhalb der

Grenzwerte lagen.

Tab. 9 Vergleich der Mittelwerte der Schwermetallkonzentration im verbrannten Gas zu den Grenzwerten der 17. BimschV Grenzwert Fichte Weide

17. BimschV, §5, 3a 0.05 0.01 0.03

17. BimschV, §5, 3b 0.5 0.03 0.00

17. BimschV, §5, 3c 0.05 0.02 0.03

34

Es ist erkennbar, dass durch den höheren Eintrag an Schwermetallen durch die

Phytoremediationshölzer auch die Metallemission höher ist als bei der Vergasung der

geringer belasteten Vergleichshölzer. Da die Schwermetallausträge jedoch noch innerhalb

der Vorgaben der strengen Vorgaben der 17. BimschV liegen, kann abschließend

festgestellt werden, dass die thermochemische Vergasung der belasteten

Phytoremediationshölzer in der Versuchsanlage BENA200 durchgeführt werden kann,

ohne die derzeit gültigen Vorschriften bezüglich der Schwermetallemissionen zu

überschreiten.

Statistische Untersuchungen zwischen Prozessparametern und der Schwermetallabscheidung In den Versuchen wurden prozessrelevante Parameter verändert, um einen Einfluss auf

die Schwermetallfreisetzung und –abscheidung zu überprüfen.

Nach den theoretischen Vorüberlegungen sollte die Durchsatzrate der Hölzer im Bereich

bis zur Auslegungsleistung (max. 40 kg/h) keinen nachweisbaren Einfluss auf die Höhe

der Schwermetallabscheidung haben, da erst bei Überschreiten der Auslegungsleistung

eine Überlastung der Partikelabscheidung zu erwarten ist. Die Durchsatzraten wurden im

Bereich von 17,3 bis 37,8 kgTM/h variiert. Ein möglicher Zusammenhang zwischen

Durchsatz und Schwermetallabscheidung wurde durch eine statistische Verrechnung von

Versuchsergebnissen überprüft. Deutlichere Einflüsse wurden von den variierenden

Prozesstemperaturen auf den absoluten Schwermetallaustrag bzw. die

Schwermetallkonzentration in den einzelnen ausgetragenen Fraktionen erwartet. Die

Ergebnisse sind in Tabelle 10 zusammenfassend dargestellt.

35

Tab. 10 Korrelationsmatrix zwischen untersuchten Prozessparametern und dem absoluten Schwermetallaustrag bzw. den Schwermetallkonzentration

Abscheideort Parameter absolute Schwermetallaustrag Schwermetallkonzentration

[mg] [mg/kg]

As Cd Cu Pb Zn As Cd Cu Pb Zn

Vergaserfuß Durchsatz 0,524 -0,230 0,469 0,834* 0,472 0,238 -0,748 -0,568 0,438 -0,141

Pyrolysetemperatur -0,186 -0,047 -0,323 0,159 -0,013 0,278 0,060 -0,570 0,596 0,188

Vergasungstemp. -0,495 -0,583 -0,107 0,013 -0,078 -0,305 -0,113 0,273 0,232 0,227

Lambda -0,400 0,217 -0,520 -0,647 -0,492 0,048 0,805* 0,238 -0,100 0,057

Prozesslufttemp. 0,842* 0,433 0,795* 0,811* 0,886** -0,030 -0,432 -0,352 -0,137 0,248

Zyklon Durchsatz 0,020 -0,228 0,381 0,216 0,087 -0,367 -0,887** -0,372 -0,158 -0,854* Pyrolysetemperatur 0,081 -0,422 -0,209 0,294 -0,089 0,307 -0,567 0,195 0,584 -0,170

Vergasungstemp. -0,579 -0,655 -0,086 -0,262 -0,390 -0,341 -0,425 0,529 -0,139 -0,106

Lambda 0,115 -0,089 -0,389 -0,127 -0,257 0,757* 0,539 0,646 0,536 0,661

Prozesslufttemp. 0,685 0,524 0,820* 0,703 0,705 -0,192 -0,415 -0,499 0,104 -0,578

Wäsche Durchsatz 0,648 0,791* 0,227 0,305 0,356 0,363 0,234 -0,502 -0,387 -0,431

Pyrolysetemperatur 0,656 0,628 0,499 0,960** 0,729 0,582 0,101 -0,446 0,421 0,369

Vergasungstemp. 0,366 0,205 -0,060 0,524 0,328 0,265 0,073 -0,905** 0,608 0,421

Lambda -0,218 -0,354 -0,111 0,103 0,070 0,005 -0,061 0,409 0,630 0,749

Prozesslufttemp. 0,013 0,219 0,536 -0,182 -0,215 -0,334 -0,148 0,167 -0,806* -0,793*

36

Aus den statistischen Berechnungen wird deutlich, dass insbesondere die

Prozesslufttemperatur einen signifikanten positiven Einfluss auf den absoluten

Schwermetallaustrag in der Vergaserasche hat. Diese Signifikanz konnte im Bereich der

Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche nicht nachgewiesen werden.

Weiterhin besteht zwischen der Prozesslufttemperatur und der Schwermetallkonzentration

in der Vergaserasche ein negativer Trend. Daraus lässt sich schließen, dass bei

Erhöhung der Prozesslufttemperatur vermehrt Schwermetalle aus dem Vergaserbereich

ausgetrieben werden, obgleich durch den höheren Wärmeeintrag über die Prozessluft in

das Reaktionsbett eine verstärkte Kohlenstoffumsetzung vorhanden ist; dies führt

gleichzeitig zu einer Anreicherung nicht brennbarer Bestandteile.

Die Pyrolysetemperatur zeigt keinen einheitlichen Einfluss auf das Verhalten der

Schwermetalle. In dem Temperaturbereich von 235 bis 407 °C werden lediglich die

flüchtigen Holzbestandteile ausgetrieben. Ein signifikanter Einfluss auf das leichtflüchtige

Arsen konnte nicht nachgewiesen werden. Bei der Betrachtung des Einflusses der

Vergasungstemperatur auf die Schwermetallkonzentration in der Vergaserasche wird

deutlich, dass mit steigender Vergaserinnentemperatur die Konzentration an

leichtflüchtigen Schwermetallen (Arsen und Cadmium) im Trend sinkt. Die

Konzentrationen der mittelschwer und schwerflüchtigen Schwermetalle steigen hingegen

in der Vergaserasche bei steigender Vergaserinnentemperatur tendenziell an. Das ist

wieder auf die verstärkten Umsetzungsreaktionen des Kohlenstoffs in das Brenngas und

den damit verbundenen Anreicherungen nicht brennbarer Bestandteile zurückzuführen.

Die Variation des Verbrennungsluftverhältnisses Lambda führte lediglich bei der

Konzentration des Cadmiums in der Vergaserasche zu einer signifikanten Reaktion. Alle

anderen Schwermetallkonzentrationen in der Vergaserasche weisen geringe

Korrelationen im Trend auf. Daraus lässt sich ableiten, dass das

Verbrennungsluftverhältnis nicht zur Beeinflussung der Schwermetallabscheidung als

Prozessparameter genutzt werden sollte. Eine Optimierung Lambdas bezüglich der

Vergasungseffizienz (Kaltgaswirkungsgrad, Kohlenstoffumsetzungsrate) erscheint

sinnvoller.

Die Modulation der untersuchten Prozessparameter wirkt sich auch auf den, dem Reaktor

nach gelagerten Bereich aus. Besonders wirkt sich eine Erhöhung des

Biomassedurchsatzes auf die Schwermetallkonzentrationen in der Zyklonasche aus. Mit

steigendem Durchsatz verringern sich die Konzentrationen aller betrachteten

Schwermetalle. Bei Cadmium konnte ein hoch signifikanter und bei Zink ein signifikanter

Zusammenhang nachgewiesen werden. Mit steigendem Durchsatz erhöht sich im Gas der

37

Anteil an nicht umgesetzten Kohlenstoff. Das führt zu einer Verdünnung der

Schwermetallkonzentration im Gas. Der Kohlenstoff liegt in Form von Grobpartikeln vor,

da dieser Verdünnungseffekt überwiegend am Zyklon, der als Grobstaubabscheider wirkt,

nachgewiesen wurde. Im Gegensatz zum Einfluss des Durchsatzes auf die

Schwermetallabscheidung am Zyklon weist das Verbrennungsluftverhältnis einen

positiven Einfluss auf die Schwermetallkonzentration in der Zyklonflugasche auf. Mit

steigendem Sauerstoffanteil in der Reaktionszone erhöhen sich die

Schwermetallkonzentrationen in der Grobpartikelabscheidestufe des Systems. Da durch

die Erhöhung von Lambda die Oxidationen im Reaktor zwangsläufig zunehmen, wird

mehr Kohlenstoff in Gas umgesetzt. Es kommt zur Anreicherung von Elementen, welche

nicht in einen gasförmigen Zustand überführt werden können.

Die Prozesslufttemperatur weist einen positiven Einfluss auf die Gesamtabscheidung von

Schwermetallen am Zyklon auf. Bei Kupfer konnte ein signifikanter Zusammenhang

nachgewiesen werden. Anhand dieses Ergebnisses zeigt sich, dass durch die Erhöhung

der Prozesslufttemperatur im Reaktorbereich eine bessere Biomassezerlegung stattfindet,

welche zum höheren Abtransport brennbarer und nicht brennbarer Bestandteile führt. Der

Einfluss der Prozesslufttemperatur fällt im Bereich des Schwermetallaustrages am

Vergaserfuß und am Zyklon besonders stark aus. Daraus lässt sich schließen, dass die

Prozesslufttemperatur einen hohen Einfluss auf die Grobpartikelformation haben muss.

Bei Betrachtung der Korrelationen der Prozessparameter im Bereich des

Schwermetallaustrages an der Gaswäsche wird deutlich, dass sich der Durchsatz an

Biomasse positiv auf den absoluten Schwermetallaustrag an der Wäsche auswirkt. Die

Wäsche scheidet vorrangig Feinpartikel ab. Eine Erhöhung des Durchsatzes führt

demnach auch zu einer Erhöhung der Feinpartikel im Gas. Dies konnte bei Cadmium

signifikant nachgewiesen werden. Einen vergleichbaren Einfluss weist die

Pyrolysetemperatur auf den absoluten Schwermetallaustrag an der Wäsche auf. Für das

Schwermetall Blei konnte ein hoch signifikanter Zusammenhang ermittelt werden.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass bezüglich der Prozessparameter die

Prozesslufttemperatur und der Durchsatz die höchsten Einflüsse auf die

Schwermetallverteilung und die Anreicherung in den Fraktionen haben. Für

weitergehende Überlegungen kann bei ersterer die Optimierung der rekuperativen

Wärmerückführung in den Reaktor zu einer weiteren Verbesserung des Ausbrandes

führen.

38

Untersuchungen zur Reststoffverwertung der abgeschiedenen, schwermetallangereicherten Fraktionen Als Nebenprodukt der thermochemischen Vergasung schwermetallbelasteter Biomasse

fallen die bereits beschriebenen kontaminierten Aschen bzw. Schlämme an. Es wurde

untersucht, inwieweit alternative Verwertungsmöglichkeiten dieser Abprodukte im

industriellen Maßstab technisch möglich wären. Die Deponierung der Aschen ist bei

größeren Biomassekonversionsanlagen der bisher übliche Weg (z.B.

Biomasseheizkraftwerk Schkölen/Thüringen).

Im Rahmen einer Umfrage zur Reststoffaufnahme und durch die Erstellung einer

Bachelorarbeit zum Thema wurden verschiedene Verfahren überprüft, welche für die

Verwertung der schwermetallhaltigen Reststoffe in Frage kommen könnten.

Dabei wurde auf folgende Bereiche fokussiert:

- Brennhilfsstoff in der Zementindustrie

- Verwendung als Zuschlagstoff im Straßenbau

- Aufbereitung und Rohstoffrückgewinnung mit Hilfe von pyrolytischem Aufschluss

- Zuschlagstoff in der Schwermetallverhüttung

Die Untersuchung ergab, dass für die ersten beiden Anwendungen der

Schwermetallgehalt zu hoch ist und die zulässigen Grenzwerte für die Verwendung als

Hilfs- bzw. Zuschlagstoff überschritten werden (Tabelle 11).

39

Tab. 11 Übersicht über die in der Zementindustrie zulässigen Grenzwerte der Schadstoffbeimengungen in Zuschlagstoffen im Vergleich mit Messwerten aus der Schwermetallbestimmung von Grobflugaschen aus der Vergasung schwermetallbelasteter Hölzer

Element Einheit Praxiswerte Maximalwerte Messwerte

Wasser M.-% 7 12

Chlor gesamt M.-% TS 0,4 0,8

Schwefel gesamt M.-% TS - 0,4

Cadmium mg/kg TS 4 9 59,8

Thallium mg/kg TS 1 2

Quecksilber mg/kg TS 0,6 1,2

Antimon mg/kg TS 50 120

Arsen mg/kg TS 5 13 59,3

Blei mg/kg TS 130 300 172,5

Chrom mg/kg TS 85 185

Kobalt mg/kg TS 6 12

Kupfer mg/kg TS 235 500 145,1

Mangan mg/kg TS 150 300

Nickel mg/kg TS 50 100

Vanadium mg/kg TS 10 25

Zinn mg/kg TS 30 70

Es wurde weiterhin die Möglichkeit der pyrolytischen Nachbehandlung der anfallenden

Nebenprodukte überprüft. Für die Aufbereitung und Verwertung von Klärschlämmen steht

seit kurzem ein Verfahren zur Rückgewinnung von wichtigen Pflanzennährstoffen

(Phosphor, Kalium) zur Verfügung. Mit dem Ashdec- Verfahren ist man in der Lage, durch

ein Pyrolyse- und Vergasungsverfahren die organische Substanz energetisch umzusetzen

und die in der Asche verbleibenden Stoffe abzuscheiden (Abb. 24) . Zu diesen Stoffen

zählen auch die Schwermetalle. Nach Information des Verfahrensentwicklers wäre es

möglich, die aus der Vergasung schwermetallkontaminierter Hölzer stammenden

Nebenprodukte als Beimengung zur Klärschlammasche in das Ashdec-Verfahren

einzubringen. Im Vergleich zu Klärschlammaschen sind die Schwermetallgehalte in den

Nebenprodukte sehr niedrig. Zum Einsatz der Grob- und Feinstaubrückstände in der

Ashdec-Anlage liegen allerdings noch keine wissenschaftlich fundierten Erfahrungen zur

Verwendung vor. Der Entwickler des Ashdec-Verfahrens wäre jedoch sehr an einem

gemeinsamen Forschungsprojekt interessiert.

40

Abb. 24 Prinzipskizze des Ashdec-Verfahrens zur Aufbereitung von Klärschlammaschen

Eine weitere Verwendung der Nebenprodukte ist in der Schwermetallverhüttung, speziell

in der Zinkgewinnung möglich. Im sogenannten Zinkwalzverfahren können die

abgeschiedenen Produkte als Zuschlag zum Brennstoff eingesetzt werden. Der hohe

Restkohlenstoffgehalt in der Grob- und Feinflugasche kann zur Energiegewinnung im

Metallprozess genutzt werden. Die enthaltenen Schwermetalle können als Rohstoff

genutzt werden. Mit diesem Verfahren wäre der Rohstoffkreislauf geschlossen.

Voraussetzung dafür ist eine gewisse Körnigkeit des Zuschlagstoffes und eine geringe

Reaktionsfähigkeit des enthaltenen Kohlenstoffes. Die Körnigkeit (1 bis 6mm) kann durch

Pelletieren erreicht werden. Da am Lehrstuhl für Agrartechnik der Uni Halle eine

Pelletieranlage vorhanden ist, wird eine Fortführung dieser Untersuchung in Verbindung

mit dem Institut für Verfahrenstechnik als sinnvoll angesehen.

41

Ökonomische Untersuchungen der thermochemischen Vergasung schwermetallbelasteter Hölzer und des Gesamtverfahrens der Phytoremediation mit nachfolgender energetischer Nutzung der kontaminierten Biomasse Für die Bestimmung der ökonomischen Aussagen zur thermochemischen Umsetzung der

kontaminierten Biomasse und zum Gesamtkonzept der Phytoremediation sind vorab

Grundlagenermittlungen notwendig. Diese beinhalten die Erfassung der Leistungs- und

Verbrauchsdaten der technischen Hilfsaggregate der Vergaseranlage, die Betriebskosten

sowie das Investitionsvolumen für eine vergleichbare Vergasungsanlage. Die anfallenden

schwermetallhaltigen Reststoffe gehen kostenneutral in die Kalkulation ein. Im Rahmen

einer Bachelorarbeit wurden mögliche Verfahren einer sinnvollen Verwertung der

Reststoffe untersucht. Als aussichtsreichstes Verfahren wird eine Anwendung im

Zinkwalzverfahren vorgeschlagen. Genaue Kosten konnten diesbezüglich nicht erhoben

werden. Es ist jedoch davon auszugehen, dass die Reststoffe aufgrund der

Zusammensetzung kostenfrei von der Industrie für die Rohstoffgewinnung aufgenommen

werden können. Die für den Prozessbetrieb notwendigen Aufnahmeleistungen im

typischen Betriebsfall bei Vergasernennleistung sind in Tabelle 12 dargestellt.

Tab. 12 Leistungsaufnahme prozessrelevanter Aggregate der BENA 200

Aggregat Strom [A] Spannung [V] Aufnahmeleistung Motor [W]

Prozessluftventilator 1.45 400 1004.6

Abgasventilator 2.00 400 1385.6

Verbrennungsluftventilator 1.42 400 983.8

Pyrolyseschnecke 1.90 400 1316.4

Entnahmeschnecke 0.43 400 297.9

Flüssigkeitsringmaschine 6.80 400 4711.2

Austragschnecke 0.48 400 332.6

Es ist ersichtlich, dass die Flüssigkeitsringmaschine die höchste Aufnahmeleistung

aufweist. Da die Flüssigkeitsringmaschine ein zentraler Bestandteil der Gasförderung und

der nassen Gasreinigung und -kühlung des vorgestellten Verfahrens ist, muss diese hohe

Hilfsenergieaufnahme in Kauf genommen werden. Alternativen zu diesem technischen

42

Einbau wurden aufgrund der komplexen Anforderungen und der sehr guten

prozessrelevanten Eigenschaften dieses Bauteils nicht berücksichtigt.

Die geringste Leistung wird von der Entnahmeschnecke des Hackschnitzelvorratsbunkers

aufgenommen. In den Versuchen mit feuchten und trockenen Hackschnitzeln wurde

festgestellt, dass sich die Leistungsaufnahme dieses Antriebsaggregates nur

unwesentlich ändert.

Für die Ermittlung des Kostenansatzes für die Hilfsenergie wurden 0,194 €/kWh netto

herangezogen. Darin enthalten sind eine monatliche Zählermiete von 9,70 € sowie ein

Nettostrompreis von 0,1925 €/kWh (Tarifinformationen Energieversorgung Halle direkt+).

Zur Ermittlung der Investitionskosten für eine baugleiche technische Anlage, die der

Versuchsanlage in Halle entspricht, wurde anhand der Rechnungskopien des

Anlagenherstellers und aus aktuellen Preislisten von Verfahrenstechniklieferanten das

Investitionsvolumen bestimmt. Die Lebensdauer der Vergaseranlage wurde mit 20 Jahren

angenommen. Die Anlagenverfügbarkeit soll 80% betragen. Höhere Verfügbarkeiten

sollen aufgrund des derzeit noch bestehenden Prototypenstatus nicht in Betracht gezogen

werden. Der Motor des BHKW’s wurde mit einer Laufleistung von 35000 h in die

Kalkulation mit aufgenommen. Das entspricht einer Lebensdauer von 5 Jahren. Nach

Ablauf dieser Zeit muss der Motor generalüberholt werden, was zusätzliche Kosten

verursacht. Das bedeutet für die Gesamtlaufzeit der Vergasungsanlage, dass der Motor

dreimal überholt werden muss. Für die Investitionssumme der Anlage wird ein Zinssatz

von 5% angenommen.

Eine Zusammenstellung der Investitionskosten enthält Tabelle 13.

43

Tab. 13 Kalkulation der Investitionskosten für eine thermochemische Vergasungsanlage

Holzvergasungsanlage 200 kWth 70000 €

BHKW 30 kWel 30000 €

Lebensdauer Vergasungsanlage 20 Jahre

Verfügbarkeit Vergasungsanlage 80 %

Betriebszeit Vergaser gesamt 140160 Stunden

Lebensdauer BHKW (Motor) 5 Jahre

Betriebsstunden in x Jahren 35040 h

Kosten Generalüberholung Motor (0.3xInvest BHKW) 9000 €

Anzahl Generalüberholung 3

Kosten BHKW Gesamt 57000 €

Kosten Vergasungsanlage + BHKW 127000 € Zinssatz 5 %

Gesamt mit Zins und Zinseszins 336969 € Abschreibung pro Jahr 16848 €

Abschreibung Vergasungsanlage pro Bh 2.40 €/h

Neben den reinen Investitionskosten fallen Betriebskosten an (Tab. 14). Diese umfassen

Aufwendungen für die Hilfsenergie und Prozessleittechnik, Betriebsstoffverbrauch,

Reinigung und Wartung der Vergasungsanlage und des BHKW’s und eine pauschal

erhobene Aufwendung für den Ersatz von Verschleißteilen im Vergaser (Materialabtrag).

44

Tab. 14 Kalkulation der Betriebskosten für eine thermochemische Vergasungsanlage

Hilfsenergie 10.03 kW

Analytik, Prozessleittechnik Leistungsaufnahme 1 kW

Strompreis 0.194 €/kWh

Kosten Hilfenergie 2.14 €/h Heizöl für Zündstrahlmotor bei 30 kW_el 0.4 l/h

RME Verbrauch Wäsche 0.5 l/h

Heizöl Verbrauch Stützflamme TNV 0.5 l/h

RME Einkaufspreis 0.92 €/l

Heizöl Einkaufspreis 0.57 €/l

Kosten Betriebsstoffe 0.97 €/h Reinigung/Wartung

Ölwechsel BHKW-Motor

Menge Motoröl 12 l

Ölpreis 2.5 €/l

Kosten Motoröl 30 €

Akh Motorölwechsel 0.5

Kosten 1x Ölfilter 10 €

Kosten Akh 30 €/h

Ölwechselintervall 1200 h

Kosten Motorölwechsel 0.05 €/h Reinigung von Anlagenteilen, Turnus nach 500 h

Kosten Akh 30 €

Zeitaufwand Reinigung 5 h

Kosten Reinigung von Anlagenteilen 0.3 €/h Verschleißteile, pauschal 1000 €/Jahr

Kosten Verschleißteile 0.14 €/h Betriebskosten Vergasungsanlage Gesamt 3.60 €/h

45

Abb. 25 enthält nochmals eine schematische Darstellung über die Höhe der einzeInen

Kostenpositionen, die bei betrieb der Vergasungsanlage anfallen.

Betriebskosten bei 80% Verfügbarkeit

60%27%

1% 8% 4%

Kosten Hilfenergie

Kosten Betriebsstoffe

Kosten Motorölwechsel

Kosten Reinigung vonAnlagenteilenKosten Verschleißteile

Abb. 25 Betriebskosten der Vergasungsanlage

Demnach entfällt der größte Teil der betriebskostenbezogenen Aufwendungen mit 60%

auf die Hilfsenergie. Wie oben bereits beschrieben, hat die Flüssigkeitsringmaschine unter

den Hilfsaggregaten die höchste Aufnahmeleistung. Aufgrund dessen und des hohen

Anteils an den Betriebskosten ergibt sich hier die größte Notwendigkeit für eine zukünftige

Verbesserung.

Die prozentuale Verteilung der Investitions- und Betriebskosten pro Betriebsstunde sind in

Abbildung 26 dargestellt.

Verteilung der Investitions- und Betriebskosten bei80% Verfügbarkeit

41.3%

58.7%

InvestitionskostenBetriebskosten

Abb. 26 Verteilung der Investitions- und Betriebskosten der Vergasungsanlage

Für die dargestellte Anlage ergeben sich Kosten in Höhe von 6,13 €/Betriebsstunde.

Hinzu kommt eine im Einzelfall notwendige Miete/Pacht für den Anlagenunterstand.

Hierfür wurden pauschal 500,00 €/Jahr angenommen.

46

Bei einer Verfügbarkeit von 80% ergeben sich für die Investition und den Betrieb einer

Vergasungsanlage, baugleich der Versuchsanlage in Halle, jährliche Kosten in Höhe von

etwa 43477,00 €.

Brennstoffkosten Als weiterer Kostenfaktor gehen die Aufwendungen für die Erzeugung und Bereitstellung

der Phytoremediations-Biomasse (adaptierte Weiden und Pappeln) ein. Es wurde ein

Anbau im Rahmen einer konventionellen Kurzumtriebsplantage (KUP) angenommen. Die

Umtriebszeit beträgt 3 Jahre bei einer Gesamtnutzungsdauer der Plantage von 20 Jahren.

Es wird ein mittlerer Zuwachs von 9 tTM/(a*ha) angesetzt. Die Grundbodenbearbeitung

wird konventionell mit Pflug und Grubber durchgeführt. Das hat den Vorteil, dass die

Konkurrenz der bestehenden Pflanzendecke zu den Phytoremediationshölzern gemindert

wird. Die Versorgung mit Grundnährstoffen im Flussauenbereich wird als ausreichend

betrachtet, da durch die meist jährlich wiederkehrende Überflutung und Sedimentation ein

kontinuierlicher Zustrom an Nährstoffen gewährleistet ist. Es werden daher keine Kosten

für die Düngung veranschlagt. Im ersten Jahr ist in den meisten Fällen eine

Unkrautkontrolle notwendig. Der daraus resultierende Herbizideinsatz wird manuell

ausgeführt. Die wasserrechtlichen Auflagen (Anwendungsbeschränkungen PSM,

Abstandsauflagen) des eingesetzten Pflanzenschutzmittels sind zu beachten. Alternativ

kann eine mechanische Unkraut-/ Ungrasbekämpfung zwischen den Pflanzreihen

durchgeführt werden. Aus den Parzellenversuchen in der Elbaue ist bekannt, dass mit

Wildverbiss zu rechnen ist. Aus diesem Grund müssen die Plantagen eingezäunt werden,

um den Wilddruck auf der bepflanzten Fläche zu reduzieren. Die Kosten für einen

Zaunbau gehen in die Anlagekosten mit ein.

Die Stecklinge der Weiden und Pappeln sind zur Erhöhung der Schwermetallaufnahme

mit Mycorrhizapilzen zu inokulieren. Für diese Maßnahme gibt es derzeit noch kein

großtechnisches Verfahren. Eine Beimpfung im Labor mit Hilfe der Helferbakterien kostet

2€/Steckling. Bei einem Stecklingsbedarf von 10000 (Pappel)- bis 15000 (Weide)-

Stecklingen pro Hektar würde das Verfahren schon im Ansatz unwirtschaftlich. Nach

Aussage des Projektpartners Uni Rostock, speziell Fr. Dr. Baum, reicht zunächst eine

Beimpfung der Stecklinge mit Helferbakterien aus. Die in der natürlichen Umgebung

vorkommenden Mycorrhiza besiedeln den Wurzelbereich der Bäume in gewissem

Rahmen von selbst. Der Einsatz der Helferbakterien wird mit Kosten in Höhe von 0,10

€/Steckling angesetzt. Daraus ergeben sich die in Tabelle 15 zusammengestellten

Gesamtkosten für das Jahr der Anlage einer Phytoremediationsanlage.

47

Tab. 15 Kosten für die Anlage einer Phytoremediationsanlage mit Weiden und Pappeln Kosten Anlagejahr (Jahr 1) Einheit

Stecklinge Weide Pappel

Stecklinge 0.07 0.20 €/Steckling

Inokulation 0.10 0.10 €/Steckling

Fläche vorbereiten

Pflügen 80 80 €/ha

Saatbettbereitung 40 40 €/ha

Totalherbizid 50 50 €/ha

Pflanzen

Pflanzvorgang 0.03 0.05 €/Pflanzung

Pflanzen je Hektar 15000 10000 Stk/ha

Pflanzkosten 450 500 €/ha

Düngung

Stickstoff 0 0 dt(KAS)/ha

Düngerkosten KAS 20 20 €/dt KAS

Ausbringekosten 12 12 €/ha

Kosten Stickstoffdüngung 0 0 €/ha

Phosphor 0 0 dt(TSP)/ha

Düngerkosten TSP 29 29 €/dt TSP


Kosten Phosphordüngung 0 0 €/ha

Kalium 0 0 dt(KK)/ha

Düngerkosten Kornkali 26 26 €/dt KK


Kosten Phosphordüngung 0 0 €/ha

Einzäunung 800 800 €/ha

Pflanzenschutz

vollchemisch (Herbizid) 120 120 €/ha

alternative: vollmechanisch 120 120 €/ha

Summe Kosten Jahr 1 3970 4470 €/ha

Pachtansatz 60 60 €/ha

Kosten Jahr 1 gesamt 4030 4530 €/ha

48

Neben den reinen Anlagekosten geht ein Pachtansatz für die Plantagenfläche mit ein, da

in der Regel nicht davon ausgegangen werden kann, dass die Auenfläche im Eigentum

des Bewirtschafters steht. Da Auenflächen nicht zu den Hochertragsstandorten des

Ackerbaus zählen, wurde ein moderater Pachtzins in Höhe von 60 €/ha eingesetzt.

Für die Anlage einer Weidenplantage ergeben sich im ersten Jahr somit Kosten in Höhe

von etwa 4030 €/ha und für Pappel von etwa 4530 €/ha. Aufgrund der Vermeidung von

Monodauerkulturen wird trotz der geringfügig höheren Kosten im Anlagejahr eine

Plantagenmischung von 50% Weide und 50% Pappel angenommen. Danach ergibt sich

ein mittlerer Preis für die Anlage der Plantage in Höhe von etwa 4280 €/ha.

In den darauffolgenden Jahren reduziert sich der Kostenaufwand erheblich (Tab. 16). Es

sind in einem Jahr ohne Beerntung die Kosten für Pacht und eine Pauschale für die

Betriebsführung/ Bewirtschaftung der Plantage sowie die notwendige Unkrautkontrolle

erhoben worden

Tab. 16 Annuelle Kosten für eine Phytoremediationsanlage in einem Bewirtschaftungsjahr ohne Ernte Kostenposition Einzelkosten

Pflegemaßnahmen 120 €/ha

Betriebsführung und Festkosten 50 €/ha

Pacht 60 €/ha

Im regelmäßigen Turnus von 3 Jahren wird auf der Plantage geerntet. Es wurden sowohl

vollmechanisierte (Feldhäcksler mit Holzerntevorsatz) als auch teilmechanisierte

(Motorsäge und nachfolgendes Schreddern) Ernteverfahren betrachtet. Der Vorteil der

vollmechanisierten KUP-Ernte ist der geringe Arbeitskräfteeinsatz je Tonne Häckselgut.

Nachteilig ist die sich daran anschließende obligatorische technische Trocknung, welche

sich negativ aus das Betriebsergebnis auswirkt. Bei der zweiphasigen, teilmechanisierten

Ernte besteht die Möglichkeit, nach Schnitt der Hölzer über eine Feldrandlagerung auf

Holzpoltern, die natürliche Trocknung durch solare Wärme zu nutzen. Beide Verfahren

sind in als vereinfachte Fliessschemata in den Abb. 27 bzw. 28 dargestellt. Die

untersuchte Variante 1 wurde weiterhin unterteilt in die Vergasung von Pellets bzw. reinen

Holzhackschnitzeln. Dadurch ergeben sich Unterschiede in den Transportaufwendungen

49

sowie in den Lagerungskosten, da sich beide Brennstoffformen im Schüttgewicht

unterscheiden.

Abb. 27 Variante 1 - Teilmechanisiertes Ernteverfahren

Abb. 28 Variante 2 – Vollmechanisiertes Ernteverfahren

50

Die weiteren Kosten für die Plantagenbewirtschaftung und Beerntung sind in Tabelle 17

dargestellt.

Tab. 17 Annuelle Kosten für eine Phytoremediationsanlage in einem Bewirtschaftungsjahr mit Ernte

Kostenposition Einzelkosten

Betriebsführung und Festkosten 50 €/ha

Pacht 60 €/ha

Ertrag 9 t TM/(a*ha)

Erntekosten pro t Variante 1 70 €/t TM

Erntekosten pro t Variante 2 55 €/t TM

Transport HHS (bis 10 km) 15 €/t TM

Während die Erntekosten je Hektar nur alle 3 Jahre anfallen, gehen die Kosten für

Betriebsführung und Pacht in jedes Jahr ein. Unter den Maßgaben der

Plantagenmischung 50:50, einem durchschnittlichen Biomasseertrag von 9 t TM/ha und

einer Beerntung alle 3 Jahre ergeben sich für die manuelle Ernte in Variante 1

Brennstoffkosten frei Vergasungsanlage in Höhe von 206 €/t TM und bei der

vollmechanisierten Ernte (Variante 2) Kosten für den Brennstoff in Höhe von 191 €/t TM.

Die Brennstoffkosten beider Varianten liegen im derzeit üblichen Rahmen. Die

unterschiedlichen Brennstofffeuchten werden nicht monetär bewertet. Sie haben einen

Einfluss auf die Kosten der ggf. erforderlichen technischen Trocknung am

Reaktorstandort.

Neben den Kosten für die Aufwendungen der Kurzumtriebsplantagen werden derzeit

Flächenbeihilfen gewährt, da die Gehölzflächen als landwirtschaftlich genutzte Flächen

geführt werden. Die Förderhöhe wurde mit 341 €/ha angenommen. Für den

kontinuierlichen Betrieb der Vergasungsanlage (80% Verfügbarkeit) bei Nennleistung sind

31 ha Erntefläche notwendig. Bei dreijährigem Umtrieb wird eine Gesamtplantagenfläche

von 93 ha benötigt. Die zusätzlichen Einnahmen aus der Flächenbeihilfe belaufen sich auf

31713 €. Dadurch entsteht bei den Kurzumtriebsflächen ein Gewinn von 135 €/ha

(Variante 1) bzw. 150 €/ha (Variante 2).

51

Gesamtkosten für den Vergasungsbetrieb Die Gesamtkosten setzen sich aus den Investitionskosten der Vergasungsanlage, den

Betriebskosten und den Brennstoffkosten zusammen. Für die untersuchten Varianten 1

und 2 der Brennstoffbeschaffung gehen unterschiedliche Kosten ein, während Invest- und

Betriebskosten gleich bleiben. In der Summe ergeben sich ohne Beachtung der

Flächenbeihilfe:

Investitionskosten 17962 €/a

Betriebskosten 25515 €/a

Brennstoffkosten Variante 1 (40 kg/h Durchsatz) 57644 €/a

Brennstoffkosten Variante 2 (40 kg/h Durchsatz) 53439 €/a

Demzufolge betragen die Kosten bei Variante 1 ca. 101121 €/a und bei Variante 2 ca.

96916 €/a.

Erlöse aus dem Verkauf elektrischer Energie und Wärme Der Verkauf von Energie unterliegt dem Erneuerbare Energien Gesetz. Danach kann für

die Energiegewinnung aus nachwachsenden Rohstoffen ein höherer Vergütungspreis

erreicht werden (Tab. 18).

Tab. 18 Zusammenstellung der Vergütung von Energie, die aus nachwachsenden Rohstoffen gewonnen wird

Vergütung nach EEG 2010 Einheit

für Anlagen bis 150 kW_el

Grundvergütung 0.1167 €/kWh

KWK-Bonuns 0.03 €/kWh

Technologiebonus 0.02 €/kWh

NaWaRo-Bonus 0.06 €/kWh

Degression in 2010 1.00%

Gesamtvergütung el. Energie 0.2244 €/kWh

Zum Zeitpunkt des laufenden Forschungsprojektes können für die Einspeisung

elektrischer Energie 22,44 ct/kWh angesetzt werden. Für den Verkauf von Wärme wird

52

differenziert vorgegangen. Zum einen kann Wärme auf einem Temperaturniveau von

70/65 °C durch die Motorabwärme ausgekoppelt werden. Für diese Wärme wird ein Preis

von 2 ct/kWh angesetzt. Weiterhin kann aus der Gaskühlung Wärme auf niedrigem

Temperaturniveau (32/17 °C) entzogen werden. Während in Variante 1 die gesamte

Wärme in die Berechnung der Erlöse eingeht, wird in Variante 2 ein Teil der im Reaktor

freiwerdenden Wärme für die Brennstofftrocknung genutzt. Bei Nennleistung des

Reaktors, einer Brennstofffeuchte von 60% und einer Zielfeuchte von 25% werden 16,8

kW Trocknungsleistung benötigt. Da der Reaktor eine höhere Gasleistung hat als für den

Betrieb des vorhandenen BHKWs notwendig ist, wird in beiden Varianten die gleiche

Menge elektrischer Energie generiert. Eine Zusammenstellung der Erlöse enthält Tabelle

19.

Tab. 19 Kalkulation der Erlöse durch den Verkauf von aus nachwachsenden Rohstoffen erzeugter Elektroenergie und Wärme

Variante 1 Variante 2

Generatorleistung BENA200 kW 30 30

Anlagenverfügbarkeit 80.00% 80.00%

Einspeisung el. Energie kWh 210240 210240

Erlös Verkauf el. Energie €/a 47185 47185 Auskopplung Wärme Motor kWh/a 509297 509297

Auskopplung Wärme TNV kWh/a 474693 368732

Einspeisung hohes Temperaturniveau kWh/a 983989 983989

Vergütung Verkauf Wärme hohes Temperaturniveau €/a 19680 19680 Auskopplung Wärme Gaskühlung kWh 6.3 6.3

Einspeisung Wärme niedriges Temp. Niveau kWh/a 44003 44003

Vergütung Verkauf Wärme niedriges Temperaturniveau €/a 660 660

Summe Vergütung €/a 67525 65405

53

Aus der Bilanz wird ersichtlich, dass mit der aktuellen Anlagenkonfiguration kein

kostendeckender Betrieb möglich ist. Ohne Berücksichtigung der Flächenbeihilfe verbleibt

bei Variante 1 ein Kostenanteil von 33596 € und bei Variante 2 ein Anteil in Höhe von

31511 €. Unter Einbeziehung der Flächenbeihilfe reduziert sich bei Variante 1 der

Kostenüberschuss auf 1883 € und bei Variante 2 wird ein leichter Gewinn in Höhe von

202 € erzielt. Letzteres kann als Gleichgewichtszustand zwischen Kosten und Erlös

angesehen werden.

Fazit der ökonomischen Betrachtungen Die Aufwendungen für Investition und Brennstoffversorgung sind erheblich. Nur unter

Einbeziehung der von der EU gezahlten Flächenbeihilfen kann beim Gesamtverfahren

nahezu kostendeckend gearbeitet werden. Vorraussetzung dafür ist, dass

Biomasseerzeugung und –verwertung in einer Hand liegen.

Optimierungspotentiale sind bei folgenden Punkten möglich:

1. Verbesserung der Anlagenkonfiguration

2. Senkung der Investitionskosten

3. Senkung der Brennstoffkosten

4. Steigerung der Vergütung für den Wärmeverkauf

Unter Punkt 1 wird vorgeschlagen, das vom Reaktor erzeugte Gas bis zum maximal

möglichen Anteil in elektrische Energie umzuwandeln. Hierzu muss das BHKW an die

Gasleistung angepasst werden. Weiterhin kann die Gaswäsche im Bezug auf die

Aufnahme an Hilfsenergie optimiert werden. Die Flüssigkeitsringmaschine ist der größte

Verbraucher im Rahmen der Hilfsaggregate. Vorstellbar ist eine Verbesserung der

Strömungswege im Pumpengehäuse sowie eine Anpassung der Pumpengeometrie an

das Waschmedium RME. Weiterhin kann die Flüssigkeitsringmaschine direkt vom Motor

des BHKWs über ein stufenlos verstellbares Getriebe betrieben werden. Dieser Ansatz

würde die Menge an elektrischer Hilfsenergie drastisch reduzieren.

Zu Punkt 2 ist derzeit keine exakte Aussage möglich, da das Verfahren sich immer noch

im Stadium des Prototyps befindet.

Zu Punkt 3 - die Brennstoffkosten können dahingehend optimiert werden, dass die Ernte

mit Feldrandablagerung und solarer Trocknung weiter mechanisiert wird. Hierzu sind am

Markt bereits selbstfahrende Ernte/Bündlerkombinationen verfügbar. Die Erntekosten

liegen auf ähnlichem Niveau wie bei dem selbstfahrenden Häcksler.

54

Zu Punkt 4- eine Steigerung der Vergütung für die erzeugte Wärme ist abhängig von den

Standortsbedingungen sowie der Verwendung der ausgekoppelten Wärme. Hierzu sind

Aussagen nur im Einzelfall möglich.

Bezüglich der Optimierungen wurden die Anpassung des BHKWs an die Vergaserleistung

sowie die verbesserte Brennstofferfassung (vollmechanisiert mit Feldrandtrocknung)

exemplarisch in die Berechnung der Kosten und Erlöse integriert. Damit ergeben sich

folgende Rahmenbedingungen:

Die elektrische Leistung des BHKWs wurde auf 44kW angehoben. Die Investitionskosten

für das größere Aggregat werden mit 44000 € angenommen. Die Hilfsaggregate wurden

hinsichtlich des Verbrauchs optimiert, indem auf nicht notwendige Lüfteraggregate

(Abgasventilator und Verbrennungsluftventilator der TNV) verzichtet wurde. Die

Aufnahmeleistung konnte von 10 kW auf 7,8 kW gesenkt werden. Die Anlagenkosten

(Investition+Betrieb) wurden dadurch - trotz höherer Generatorleistung - von 6,13 €/h auf

6,03 €/h gesenkt. Die Vergütungen für Strom und Wärme bleiben gleich.

Die Kosten setzen sich wie folgend zusammen:

Investitionskosten 20355 €/a

Betriebskosten 22401 €/a

Brennstoffkosten 53439 €/a

In der Summe fallen Kosten in Höhe von 96195 € an (ohne Flächenbeihilfe).

Demgegenüber stehen folgende Erlöse:

Generatorleistung 44 kW

Anlagenverfügbarkeit 80 %

Einspeisung el. Energie 308352 kW

Erlös Verkauf el. Energie 69204 €/a Auskopplung Wärme Motor 733387 kWh/a

Auskopplung Wärme TNV 177590 kWh/a

Einspeisung hohes Temperaturniveau 910978 kWh/a

Vergütung Verkauf Wärme hohes Temperaturniveau 18220 €/a

Auskopplung Wärme Gaskühlung 6,3 kWh

Einspeisung Wärme niedriges Temperaturniveau 44003 kWh/a

Vergütung Verkauf Wärme niedriges Temperaturniveau 660 €/a Summe Vergütung 88084 €/a

55

Es ist ersichtlich, dass bereits durch einfache Optimierungen bzw. Leistungsanpassungen

eine deutliche Verbesserung auf der Kosten- und Erlösseite möglich sind. Der

Kostenüberschuss konnte von über 30000 €/a auf 8111 €/a gesenkt werden. Wird die

Flächenbeihilfe mit einbezogen, so ergibt sich ein Überschuss in Höhe von 23602 €/a.

Damit kann das Verfahren als wirtschaftlich angesehen werden.

Untersuchungen zur Abscheidung von PAK sowie deren Emission nach dem BHKW / Thermischen Nachverwertung (TNV) Durch die kostenneutrale Verlängerung des Projektzeitraumes konnten zusätzlich zu den

im Projektantrag gestellten Aufgaben erste Untersuchungen zum Verhalten von PAK

(Polyzyklisch-aromatische Kohlenwasserstoffe) durchgeführt werden. Neben der Kontrolle

der Schwermetallemissionen, müssen Schadstoffe, wie PAK bei der Bewertung

thermochemischer Systeme mit in Betracht gezogen werden. Es ist bekannt, dass bei

thermochemischen Prozessen diese organischen Schadstoffe generiert werden und als

Emission eine Gesundheitsgefahr darstellen können.

Ziel dieser Untersuchungen war es, die PAK-Zusammensetzung nach der Gaswäsche,

nach dem BHKW und nach der thermischen Nachverbrennung zu ermitteln.

In der Gaswäsche kommt Rapsmethylester (RME) als organisches Lösungsmittel zum

Einsatz. Dieses Waschmittel hat sehr gute Lösungseigenschaften bezüglich anderer

organischer Verbindungen. Bisher war nicht bekannt, wie hoch die PAK-Konzentration

nach einer RME-Wäsche ist, welche mit einer Flüssigkeitsringmaschine betrieben wird.

Für diese Versuche wurde eine Apparatur zur trockenen PAK-Abscheidung aufgebaut.

Bei der Konzipierung und Realisierung stand das Johann-Heinrich-von-Thünen-Institut

Braunschweig, Institut für Agrartechnologie und Biosystemtechnik, unterstützend zur

Seite. Dieses Institut besitzt fundiertes Wissen bezüglich der PAK-Abtrennung und

Analyse. Die aus den Versuchen erhaltenen Proben wurden im Institut für

Agrartechnologie und Biosystemtechnik analysiert. Die Analyse umfasste die typischen

EPA-PAK’s.

Die Apparatur besteht aus einem Glasrohrintensivkühler und einem Dimrothkühler (Abb.

29). Diese sind hintereinander geschaltet. Beide Kühler sind im Kühlkreislauf in Reihe

geschaltet. Als Kühlmedium kam eine Wasser-Glykol-Lösung zur Verwendung. Die

Kühlmitteltemperatur betrug -18°C. Die Kühler wurden nach der Probennahme mit 100 ml

Methanol gespült, um eventuelle Rückstände an PAK von den Kühlflächen in die

Probevorlage zu überführen.

56

Abb. 29 Kühlapparatur zur Probennahme aus dem Gasstrom

57

Die Analyse der Proben ergab, dass im Brenngas nach der Wäsche erhebliche Anteile an

Phenanthren, Fluoranthen sowie Pyren vorhanden sind (Abb. 30). Es ist weiterhin

ersichtlich, dass längerkettige PAK’s über C18 (Benz[a]anthracen) nur in sehr geringen

Mengen auftreten. Diese Verteilung ist kennzeichnend für Vergasungsprozesse, bei

denen die in der Pyrolyse freigesetzten primären PAK’s weitestgehend abgebaut werden

und in der Folge die Verkettung kurzer Kohlenwasserstoffe zu kurz- und mittelkettigen

PAK (Sekundär-PAK) ablaufen.

Durch die Gasnutzung im BHKW bzw. der thermischen Nachverbrennung werden die

PAK’s deutlich reduziert. Diese Reduktion der Konzentration ist bemerkenswerter Weise

bei BHKW höher als bei der TNV. Das lässt sich auf die höheren

Verbrennungstemperaturen und die höheren Drücke im Zylinder des Motors gegenüber

dem Kesselraum erklären. Im BHKW laufen vermutlich das Cracken und Oxidieren der

Kohlenwasserstoffe besser ab als im Heizkessel.

Weiterhin wurde im Rahmen der PAK-Untersuchungen die Anreicherung an PAK’s im

Waschmittel der Gaswäsche nachgewiesen (Abb. 31). Im unbenutzten Waschmittel

wurden bereits geringe Konzentrationen an PAK festgestellt. Das kann auf eine

Hintergrundverunreinigung durch Rückstände in der Wäsche zurückgeführt werden.

Nach dem Versuch war ein deutlicher Anstieg bei allen PAK erkennbar. Insbesondere

Napthalen, Acenaphtylen, Phenanthren, Fluoranthren und Pyren wiesen hohe

Konzentrationssteigerungen im Waschmittel auf.

58

0

500

1000

1500

2000

2500

Naphth

alin

Acena

phthy

lenFluo

renPhe

nanth

renAnth

racen

Fluoran

then

Pyren

Benz[a

]anthr

acen

Chryse

n

Benzo

[b]flu

oranth

en

Benzo

[k]flu

oranth

enBen

zo[a]

pyren

Dibenz

[a.h]a

nthrac

en

Benzo

[ghi]p

erylen

Inden

o[1.2.

3-cd]p

yren

Kon

zent

ratio

n [µ

g/N

m³]

nach TNVvor TNV, Ausgang Gaswäschenach BHKW

Abb. 30 PAK-Verteilungsmuster am Ausgang der Gaswäsche, nach dem BHKW und nach der TNV

59

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

Naphta

lenAce

naph

tylen

Acena

phthe

nFluo

renAnth

racen

Phena

nthren

Benzo

(a)py

renFluo

ranthe

n

Benzo

(k)flu

oranth

en

Benzo

(a)an

thrac

enChry

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Benzo

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Inden

o(1,2,

3cd)p

yren

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(b)flu

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en

Dibenz

o(ah)a

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Kon

zent

ratio

n [m

g/kg

]

Waschmittelprobe vor VersuchWaschmittelprobe nach Versuch

Abb. 31 Konzentration der EPA-PAK im Waschmittel vor und nach einem Vergasungsversuch

60

Bei der Vergasung der Phytoremediationshölzer werden PAK in das Produktgas

eingetragen. Die mit RME betriebene Gaswäsche ist technisch in der Lage, PAK zu Lösen

und zurück zu halten. Im gereinigten Brenngas sind jedoch noch Restmengen an PAK

enthalten, welche sich besonders bei mittelkettigen Vertretern nachweisen lassen. Durch die

Gasnutzung wird die Konzentration an PAK im Gas weiter reduziert. Besonders die

Verbrennung des Nutzgases im BHKW führt zu einer stärkeren Absenkung der

Schadstoffkonzentration. Es ist deshalb anzustreben, soviel wie möglich an Gas im BHKW

anstelle in der TNV zu verbrennen. Diese Überlegung geht mit den ökonomischen

Betrachtungen konform.

Die Abhängigkeit der PAK-Konzentration im Produktgas von den Prozessparametern der

zweistufigen Vergasungsanlage sollte in weiteren, tiefergehenden Analysen untersucht

werden. Es müssen Aussagen zur weiteren Reduzierung des PAK-Ausstoßes getroffen

werden können. Inwieweit eine Minderung des Ausstoßes durch eine Optimierung des

Vergasungsprozesses an sich (thermische und/oder katalytische Produktgasbehandlung)

oder eine Verbesserung der Reinigungsleistung der Gaswäsche erreicht werden kann,

konnte in der kurzen Zeitspanne der Projektverlängerung nicht eindeutig geklärt werden. Für

eine Absicherung und Validierung der Messprinzipien sollte die eingesetzte Trockenmethode

zur Probennahme mit anderen Verfahren, z. B. nasschemischen Entnahmeverfahren

entsprechend der Tar-Guideline, verglichen werden.

61


Eine detaillierte Abrechnung des Vorhabens wird durch die Zentrale Universitätsverwaltung

der Martin-Luther-Universität vorgenommen und an den Zuwendungsgeber fristgemäß

übergeben. Der Kostenrahmen wurde eingehalten. Die Mittel wurden entsprechend der

Mittelbewilligung umgesetzt.


Wie im Projektantrag beschrieben, stellen Flussauen ein erhebliches Potential an

schwermetallbelasteten Böden dar. Bisher waren keine praxistauglichen Gesamtverfahren

für eine kostengünstige und naturnahe Sanierung dieser Flächen verfügbar. Kleinversuche

im Labormaßstab waren vielversprechend, es fehlte jedoch die Validierung der Ergebnisse in

größer angelegten Versuchen sowie eine belastbare, ökonomische Gesamtbetrachtung der

Sanierungsverfahren. Die Phytoremediation weist ein hohes Potential auf, diese Flächen in

einem urbaren Zustand zu halten bzw. in diesen zurück zu versetzen. In Verbindung mit

hoch effizienten und in der Auenflora natürlich vorkommenden Schwermetallakkumulatoren

wie Weiden und Pappeln wurde die Dekontamination von Auenböden untersucht. Während

viele Freilandexperimente mit der Ernte der mit Schwermetall angereicherten Hölzer enden,

wurde im vorliegenden Verbundprojekt auch eine Weiternutzung der schwermetallbelasteten

Hölzer verfolgt. Dabei wurde die energetische Verwertung in einem thermochemischen

Vergasungsprozess analysiert. Die thermochemische Vergasung stellt ein hochkomplexes

Verfahren dar, bei dem hohe energetische Wirkungsgrade sowie hohe Umsatzraten des

eingetragenen Rohstoffes in nutzbare Energie erreicht werden können. Im Gegensatz zur

reinen Verbrennung sind die Anteile an Exergie bei der thermochemischen Vergasung

wesentlich höher. Die monetäre und wirtschaftliche Vorzüglichkeit dieses Verfahrens ist

damit gegeben. Die Versuche wurden an einem gestuften Vergasungsreaktor in

praxisübliche Reaktorgröße (Leistung thermisch 200 kW) durchgeführt. Die Prozesse

Pyrolyse und Vergasung laufen örtlich getrennt ab. Dadurch ist es möglich, gezielt auf die

Prozesse einzuwirken. Bei den meisten anderen Vergaserbauarten sind beide Teilprozesse

in einem Reaktorgefäß zusammengefasst. Durch die Untersuchungen zur

Brennstoffvorbereitung in Verbindung mit der nachfolgenden Vergasung konnten neue

Rahmenbedingungen für die Brennstoffeigenschaften geschaffen werden, die für die

kontinuierliche und wirtschaftlich günstige Verwertung der kontaminierten Biomasse in der

Vergaseranlage notwendig sind.

Ein weiterer Neuigkeitswert wurde durch die Kombination einer Flüssigkeitsringmaschine mit

einem organischen Lösungsmittel generiert. In der nassen Gasreinigung ist der Stand der

Technik durch passive Gaswäscher (z.B. Quenche) oder aktive Gaswäscher (z.B.

62

Venturiwäscher) gekennzeichnet. Flüssigkeitsringmaschinen sind ursprünglich als

Vakuumpumpen für gasförmige Medien konzipiert worden. An der Uni Halle, Lehrstuhl für

Energietechnik, bestehen seit Jahren Erfahrungen mit Flüssigkeitsringmaschinen. Hier

wurde maßgebliche Entwicklungsarbeit geleistet (vgl. Patent Nr. DE 195 16 814 A1).

Aufgrund der engen Zusammenarbeit der Lehrstühle Agrartechnik und Energietechnik der

Uni Halle war es möglich, eine Flüssigkeitsringmaschine auf Rapsmethylester umzurüsten

und als aktive Gaswascheinrichtung in die Vergaseranlage zu integrieren. Damit konnten

erstmals das Abscheidevermögen für Partikel und Schwermetalle, die Standzeit im

Dauerbetrieb sowie der Einfluss auf betriebswirtschaftliche Belange untersucht werden.

Durch die Bündelung der verschiedenen Einzelbereiche der Phytoremediation vom Anbau

inokulierter Stecklinge über die Plantagenbewirtschaftung bis hin zur energetischen

Verwertung in einem Verbundprojekt konnte die gesamte Kette in einer ökonomischen

Untersuchung ganzheitlich betrachtet werden. Die Ergebnisse dieser Berechnung können als

Grundgerüst genutzt werden, das vorgestellte Verfahren mit anderen

Bodensanierungstechniken zu vergleichen und zu diskutieren.

Zusammenfassend wird eingeschätzt, dass die durchgeführten Arbeiten notwendig und

angemessen waren. Sie führten sowohl zu einem erheblichen Wissenszuwachs bei den

deutschen Partnern. Den russischen Partnern wurde das gesammelte Wissen in Form von

Publikationen und einer Schulung übermittelt, welche auch zur Vertiefung von praktischen

Erfahrungen beim Umgang mit dem Verfahren der Phytoremediation dienen soll. Es konnte

gezeigt werden, dass die vorgestellte Verfahrenskombination der Phytoremediation durch

Weiden und Pappeln in Verbindung mit der thermochemischen Vergasung sowohl für die

Sanierung von kontaminierten Auenstandorten geeignet ist als auch zur effizienten

dezentralen Energieversorgung beitragen kann.

4. Voraussichtlicher Nutzen und Verwertbarkeit der Ergebnisse im Sinne des fortgeschriebenen Verwertungsplanes

Im Forschungsantrag wurden 4 Komponenten bezüglich der Erfolgsausichten als essentiell

angesehen:

1) Konfektionierung und Konditionierung der eingesetzten Biomasse – es wurde

gezeigt, dass die kontaminierten Hölzer durch einfache solare Trocknung in einen für

63

die Vergasungsanlage geeigneten Zustand gebracht werden können. Kosten- und

Energieaufwändige technische Trocknung entfällt. Die freiwerdende Wärme kann

zusätzlich vermarktet werden. Eine Pelletierung des Brennmaterials ist nur dann

sinnvoll, wenn größere Transportentfernungen überwunden werden müssen. Es ist

anzustreben, den technischen und energetischen Aufwand für die Zerkleinerung der

Holzstämme so klein wie möglich zu halten.

2) Energetische Effizienz der thermochemischen Vergasung der eingesetzten Biomasse

– es konnte nachgewiesen werden, dass das Brennmaterial mit hohen

Wirkungsgrades (Kaltgaswirkungsgrad) und sehr hohen Umsetzungsraten

(Kohlenstoffumsetzungsrate) in ein nutzbares Gas umgewandelt werden kann. Durch

die hohen Umsatzraten werden die mengenmäßigen Anteile an Reststoffen

minimiert.

3) Rückhaltung und Abscheidung der eingetragenen Schwermetalle – es konnte gezeigt

werden, dass die eingesetzte Gasreinigung in Verbindung mit einer geeigneten

Prozessführung in der Lage ist, die eingetragenen Schwermetalle aus dem erzeugten

Brenngas abzuscheiden und in mengenmäßig kleinen Reststofffraktionen zu

konzentrieren. Dabei wurde auch die Leistungsfähigkeit der Flüssigkeitsringmaschine

als Waschaggregat in Verbindung mit Rapsmethylester als Waschmittel

nachgewiesen.

4) Ökonomische Betrachtung des Gesamtverfahrens – es konnte gezeigt werden, ein

wirtschaftlicher Ablauf des vorgestellten Verfahrens möglich ist. Es wurden

praxisübliche Grundannahmen getroffen (z.B. 80% Verfügbarkeit des Vergasers), um

eine reale und kommerzielle Anwendung so wirklichkeitsgetreu wie möglich

abzubilden. Weiterhin wurden Optimierungsvorschläge gemacht und deren

Auswirkungen auf die ökonomische und energetische Bilanz untersucht.

5. Während der Durchführung des Vorhabens dem ZW bekannt gewordener Fortschritt auf dem Gebiet des Vorhabens an anderen Stellen

Recherche der relevanten, neuen Publikationen zur thermochemischen Vergasung/ Pyrolyse

kontaminierter Biomasse aus Phytoremediationsprozessen:

Syc, M; Pohorely, M; Jeremias, M, et al. „Behavior of Heavy Metals in Steam Fluidized Bed Gasification of Contaminated Biomass“, Energy & Fuels, Vol. 25, 2011, P. 2284-2291

Carrier, M; Loppinet-Serani, A; Absalon, C, et al. „Conversion of fern (Pteris vittata L.) biomass from a phytoremediation trial in sub- and supercritical water conditions“, Biomass & Bioenergy, Vol. 35, 2011, P. 872-883

64

Van Ginneken, L; Meers, E; Guisson, R, et al. „Phytoremediation for heavy metal-contaminated soils combined with bioenergy production“, Journal of Environomental Engineering and Landscape Management, Vol. 15, 2007, P. 227-236

Stals, M; Carleer, R; Reggers, G, et al. „Flash pyrolysis of heavy metal contaminated hardwoods from phytoremediation: Characterisation of biomass, pyrolysis oil and char/ash fraction“, Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, Vol. 89, 2010, P. 22-29

Lievens, C; Carleer, R; Cornelissen, T, et al. „Fast pyrolysis of heavy metal contaminated willow: Influence of the plant part“, Fuel, Vol 88, 2009, P. 1417-1425

Thewys, T; Kuppens, T „Economics of willow pyrolysis after phytoextraction“, International Journal of Phytoremediation, Vol. 10, 2008, P. 561-583

6. Erfolgte oder geplante Veröffentlichungen des Ergebnisses

Grau, M., Tetzlaff, F., Klee, U.: „The potential of bioenergy systems considering as example of spacious agricultural structures”. Proceeding of the congress “Agricultural and Biosystems Engineering for a Sustainable World”. AgEng (2008), p 24 ff

Grau, M., Meissner, R., Leinweber, P., Pickel, P. „Thermo Chemical Gasification of Contaminated Biomass”. Proceeding to the International XXXIII CIOSTA and CIGR V Conference “Technology and management to ensure sustainable agriculture, agro-systems, forestry and safety”. Reggio Calabria Italy, 17. – 19. June 2009, Vol. 3, S. 1871 – 1875, DISTAFA, ISBN 978-88-7583-031-2

Grau, M. „Thermo Chemical Processes for Biomass Conversion”. Proceeding to the BECOTEPS Workshop “Opportunities for new biomass concepts with the combined non-food biomass chains under the KBBE umbrella”. Brussels, 7. – 8. October 2009

veröffentlicht unter:

http://www.efi.int/files/attachments/events/2009/becoteps/mgrau_becoteps_presentation.ppt

Grau, M. , Pickel, P. „Thermo Chemical Gasification of Contaminated Biomass - Separation of Heavy Metals from a Synthesis Gas”. Proceeding to the 67th International Conference on Agricultural Engineering – LANDTECHNIK AgEng 2009, Hannover, S. 199 – 204, VDI-Verlag GmbH, ISBN 978-3-18-092060-3

Grau, M. , Tetzlaff, F. „Thermo Chemical Gasification of Biomass.“ Landtechnik 65 (2010), no. 1, pp. 58-61, ISSN 0023-8082

abschlussbericht „phytoremediation von kontaminierten ... · i vorwort zum verbundvorhaben...

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