nr. 13370 bg entwicklung von rezepturen für ... · institut für verfahrens-, umwelt- und...

Institut für Verfahrens-, Umwelt- und Bergbauforschung e. V.

Sondershausen, 29.10.2004

Institut für Energie- und Umwelttechnik e. V.

Duisburg, 29.10.2004

Dr. H. Thoma Geschäftsführender Direktor

Prof. Dr.- Ing. K. G. Schmidt Wissenschaftlicher Leiter

Abschlussbericht

zu dem aus Haushaltsmitteln des BMWA über die

geförderten Forschungsvorhaben

Nr. 13370 BG

Entwicklung von Rezepturen für Bodenersatzstoffe auf der Basis optimaler Nährstoffverfügbarkeit und minimaler

Schadstofffreisetzung

Bearbeitungszeitraum vom 01.08.2002 bis 31.07.2004

Forschungsstellen: Institut für Verfahrens-, Umwelt- und Bergbauforschung e. V. (IVUB e. V.)

Am Petersenschacht 7

99706 Sondershausen

Institut für Energie- und Umwelttechnik e. V. (IUTA e. V.)

Bliersheimer Straße 60

47229 Duisburg

Institut für Verfahrens-, Umwelt- und Bergbauforschung e. V.

Sondershausen, 29.10.2004

Institut für Energie- und Umwelttechnik e. V.

Duisburg, 29.10.2004

Dr. H. Thoma Geschäftsführender Direktor

Prof. Dr.- Ing. K. G. Schmidt Wissenschaftlicher Leiter

Abschlußbericht zum FuE-Vorhaben 13370 BG „Bodenersatzstoffe“

Abschlußbericht13370BG_Endfassung.doc /29.10.2004 Seite 3 VON 125

Forschungsstelle 1: Institut für Verfahrens-, Umwelt- und Bergbauforschung e. V.

99706 Sondershausen

Projektteam: Frau Dipl.-Ing. H. Liebmann

Herr Dipl.-Geol. J. Stude

Frau Dipl.-Geogr. F. Koch

Forschungsstelle 2: Institut für Energie- und Umwelttechnik e. V.

47229 Duisburg

Projektteam: Frau Dr. C. Kube

Herr Dipl.- Ing. U. Kraft

Herr Dipl.-Ing. A. Berry



Inhaltsverzeichnis

1 Zielstellung...................................................................................................................12

2 Rekultivierung von Kalialthalden .................................................................................13 2.1 Notwendigkeit der Rekultivierung von Kalialthalden ......................................................... 13 2.2 Rechtliche Rahmenbedingungen.................................................................................... 16 2.3 Anforderungen und Aufbau von Abdeckschichten nach den Vorgaben der

Thüringer Kali-Haldenrichtlinie ....................................................................................... 19

3 Grundlagen des Stickstoffkreislaufes ..........................................................................22

4 Material und Methoden.................................................................................................25 4.1 Entwicklung der Versuchsmischungen ............................................................................ 25 4.1.1 Vorversuche ................................................................................................................. 25 4.1.2 Herstellung der Mischungen........................................................................................... 26 4.2 Versuchsdurchführung................................................................................................... 31 4.2.1 Versuche zum Umsetzungsverhalten von Stickstoffverbindungen..................................... 31 4.2.1.1 Brutversuche im Klimaschrank (IVUB, IUTA)................................................................... 31 4.2.1.2 Freilandversuch (IVUB) ................................................................................................. 31 4.2.2 Lysimeterversuch zur Freisetzung von Schwermetallen, Stickstoff- und

Phosphorverbindungen (IUTA)....................................................................................... 34 4.3 Chemische und biologische Analytik............................................................................... 36 4.3.1 Gravimetrische Feuchtebestimmung............................................................................... 36 4.3.2 Stickstoffanalytik ........................................................................................................... 37 4.3.3 Phosphoranalytik........................................................................................................... 38 4.3.4 pH-Wert und elektrische Leitfähigkeit.............................................................................. 38 4.3.5 Schwermetallanalytik..................................................................................................... 39 4.3.6 Potentielle Ammoniumoxidation (Nitrifikation) .................................................................. 39 4.3.7 Basal- und substratinduzierte Bodenatmung ................................................................... 40

5 Ergebnisse und Diskussion .........................................................................................42 5.1 Versuche zum Umsetzungsverhalten von Stickstoffverbindungen..................................... 42 5.1.1 Brutversuche im Klimaschrank ....................................................................................... 42 5.1.1.1 Brutversuche bei 20° C (IVUB)....................................................................................... 42 5.1.1.2 Brutversuche bei 10 °C (IUTA, IVUB) ............................................................................. 57 5.1.1.3 Vergleichende Diskussion der Ergebnisse der Brutversuche bei 10°C und 20°C ............... 64 5.1.2 Freilandversuch ............................................................................................................ 65 5.1.3 Vergleich der Ergebnisse der Brut - und Freilandversuche................................................ 81 5.2 Lysimeterversuch zur Freisetzung von Schwermetallen, Stickstoff- und

Phosphorverbindungen (IUTA)....................................................................................... 82 5.2.1 Bewertungsgrundlagen .................................................................................................. 82



5.2.2 Ergebnisse der Lysimeterversuche ................................................................................. 82 5.2.3 Zusammenfassende Diskussion der Ergebnisse aus den Lysimeterversuchen.................110 5.3 Bewertung von Stickstoffverfügbarkeit und -auswaschungsgefahr sowie

der Praxisrelevanz der Ergebnisse für die Bodenersatzstoffherstellung (IVUB, IUTA) .......113

6 Zusammenfassung.....................................................................................................119

7 Quellen.......................................................................................................................122



Anlagenverzeichnis

Anlage 1 Karten

Anlage 1.1 Übersichtskarte Halde Bleicherode Maßstab 1 : 10.000

Anlage 1.2 Detailkarte der Halde Bleicherode Maßstab 1 : 2.500

Anlage 1.3 Lageplan der Versuchsfläche unmaßstäblich

Anlage 2 Beprobung

Anlage 2.1 Probenahmeprotokolle der Ausgangsstoffe (14 Blatt)

Anlage 2.2 Probenahmeprotokoll der Freilandversuchsfläche (2 Blatt)

Anlage 2.3 Einbau- und Beprobungsplan der Brutversuche im Klimaraum (IVUB, IUTA)

Anlage 2.4 Einbau- und Beprobungsplan des Freilandversuches (IVUB)

Anlage 2.5 Beprobungsplan des Lysimeterversuches (IUTA)

Anlage 3 Zusammenstellung der Analysenergebnisse

Anlage 3.1 Brutversuche bei 10 °C: Analysenergebnisse von NH4+-N, NO3

--N und Nges (8 Blatt)

Anlage 3.2 Brutversuche bei 20 °C: Analysenergebnisse von NH4+-N, NO3

--N und Nges (8 Blatt)

Anlage 3.3 Freilandversuch (Lupolen-Beutel): Analysenergebnisse von NH4+-N, NO3

--N und Nges

(8 Blatt)

Anlage 3.4 Freilandversuch (offene Mischungen): Analysenergebnisse von NH4+-N, NO3

--N und Nges

(8 Blatt)

Anlage 3.5 Brutversuch bei 10 °C: berechnete Gehalte an Nmin und Norg

Anlage 3.6 Brutversuch bei 20 °C: berechnete Gehalte an Nmin und Norg

Anlage 3.7 Freilandversuch (Lupolen-Beutel): berechnete Gehalte an Nmin und Norg (2 Blatt)

Anlage 3.8 Freilandversuch (offene Mischungen): berechnete Gehalte an Nmin und Norg

Anlage 3.9 Freilandversuch (Lupolen-Beutel): Ergebnisse der Nitrifikation

Anlage 3.10 Freilandversuch (Lupolen-Beutel): Ergebnisse der Respiration

Anlage 3.11 Freilandversuch (offene Mischungen): Ergebnisse der Nitrifikation

Anlage 3.12 Freilandversuch (offene Mischungen): Ergebnisse der Respiration

Anlage 3.13 Lysimeterversuch: Ergebnisse der Schwermetallbestimmung (8 Blatt)

Anlage 3.14 Lysimeterversuch: Analysenergebnisse von NH4+-N, NO3

--N und P (3 Blatt)

Anlage 3.15 Lysimeterversuch: Ergebnisse der pH-Wert- und Leitfähigkeitsbestimmung (2 Blatt)

Anlage 3.16 Lysimeterversuch: berechnete Frachten für Nanorg im Eluat (3 Blatt)

Anlage 4 Graphische Auswertung

Anlage 4.1 Freilandversuch (offene Mischungen): graphische Darstellung der Stickstoffanalytik (4 Blatt)

Anlage 4.2 Brutversuch bei 10 °C: Verlauf der berechneten Gehalte von Nmin und Norg (5 Blatt)

Anlage 4.3 Brutversuch bei 20 °C: Verlauf der berechneten Gehalte von Nmin und Norg (5 Blatt)

Anlage 4.4 Freilandversuch (Lupolen-Beutel): Verlauf der berechneten Gehalte von Nmin und Norg

(5 Blatt)

Anlage 4.5 Freilandversuch (offene Mischungen): Verlauf der berechneten Gehalte von Nmin und Norg

(5 Blatt)



Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Kalirückstandshalde Bleicherode (unmaßstäblich) [43] einschließlich der fünf Grundwassermessstellen zur Kontrolle der Salzgehalte [44] ............................................ 14

Abbildung 2: Schematischer Aufbau der Abdeckung nach Kali-Haldenrichtlinie [1] ................................ 19 Abbildung 3: Biologischer Stickstoffkreislauf [6] .................................................................................. 22 Abbildung 4: Einbau der Proben in die Einbettungsmischung............................................................... 33 Abbildung 5: Aufbau des Laborlysimeters ........................................................................................... 34 Abbildung 6: Laborlysimeteranlage .................................................................................................... 35 Abbildung 7: Umsetzungscharakteristik der Mischung C im Brutversuch bei 20 °C ................................ 48 Abbildung 8: Umsetzungscharakteristik der Mischung G im Brutversuch bei 20 °C................................ 48 Abbildung 9: Umsetzungscharakteristik der Mischung F im Brutversuch bei 20 °C ................................ 49 Abbildung 10: Umsetzungscharakteristik der Mischung B im Brutversuch bei 20 °C ................................ 50 Abbildung 11: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 20 °C ................................ 51 Abbildung 12: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 20 °C

(andere Skalierung) ....................................................................................................... 51 Abbildung 13: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 20 °C ................................ 52 Abbildung 14: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 20 °C

(andere Skalierung) ....................................................................................................... 53 Abbildung 15: Umsetzungscharakteristik der Mischung E im Brutversuch bei 20 °C ................................ 54 Abbildung 16: Umsetzungscharakteristik der Mischung A im Brutversuch bei 20 °C ................................ 56 Abbildung 17: Umsetzungscharakteristik der Mischung C im Brutversuch bei 10 °C ................................ 58 Abbildung 18: Umsetzungscharakteristik der Mischung G im Brutversuch bei 10 °C................................ 59 Abbildung 19: Umsetzungscharakteristik der Mischung F im Brutversuch bei 10 °C ................................ 59 Abbildung 20: Umsetzungscharakteristik der Mischung B im Brutversuch bei 10 °C ................................ 60 Abbildung 21: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 10 °C ................................ 61 Abbildung 22: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 10 °C ................................ 62 Abbildung 23: Umsetzungscharakteristik der Mischung E im Brutversuch bei 10 °C ................................ 63 Abbildung 24: Umsetzungscharakteristik der Mischung A im Brutversuch bei 10 °C ................................ 64 Abbildung 25: Bodentemperatur der Versuchsfläche im Zeitraum

vom 31.01.2003 bis 11.11.2003 [17] ............................................................................... 67 Abbildung 26: Umsetzungscharakteristik der Mischung C unter Freilandbedingungen ............................. 69 Abbildung 27: Umsetzungscharakteristik der Mischung G unter Freilandbedingungen............................. 70 Abbildung 28: Umsetzungscharakteristik der Mischung F unter Freilandbedingungen ............................. 70 Abbildung 29: Umsetzungscharakteristik der Mischung B unter Freilandbedingungen ............................. 72 Abbildung 30: Umsetzungscharakteristik der Mischung H unter Freilandbedingungen ............................. 72 Abbildung 31: Umsetzungscharakteristik der Mischung D unter Freilandbedingungen ............................. 74 Abbildung 32: Umsetzungscharakteristik der Mischung D unter Freilandbedingungen

(andere Skalierung) ....................................................................................................... 74 Abbildung 33: Umsetzungscharakteristik der Mischung E unter Freilandbedingungen ............................. 76 Abbildung 34: Umsetzungscharakteristik der Mischung A unter Freilandbedingungen ............................. 78



Abbildung 35: Cadmiumkonzentrationsverlauf ...................................................................................... 84 Abbildung 36: Chromkonzentrationsverlauf .......................................................................................... 87 Abbildung 37: Kupferkonzentrationsverlauf........................................................................................... 89 Abbildung 38: Quecksilberkonzentrationsverlauf ................................................................................... 92 Abbildung 39: Nickelkonzentrationsverlauf ........................................................................................... 94 Abbildung 40: Bleikonzentrationsverlauf............................................................................................... 96 Abbildung 41: Zinkkonzentrationsverlauf .............................................................................................. 98 Abbildung 42: Zinkkonzentrationsverlauf im Konzentrationsbereich 0 bis 1 mg/l...................................... 99 Abbildung 43: Arsenkonzentrationsverlauf...........................................................................................101 Abbildung 44: Verlauf der pH-Werte....................................................................................................103 Abbildung 45: Verlauf der elektrischen Leitfähigkeiten..........................................................................104 Abbildung 46: Konzentrationsverlauf von Ammonium-Stickstoff ............................................................106 Abbildung 47: Konzentrationsverlauf von Ammonium-Stickstoff bei den

Mischungen B, C, D, F, G und H ...................................................................................107 Abbildung 48: Konzentrationsverlauf von Nitrat-Stickstoff .....................................................................109 Abbildung 49: Konzentrationsverlauf von Phosphor .............................................................................110



Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Mittlere Chloridgehalte der Grundwasserbeobachtungsrohre G 2.1 bis G 2.5 im Zeitraum von 1990 bis 2002 [13] ................................................................................ 14

Tabelle 2: Verwertungsklassen [52] ................................................................................................ 17 Tabelle 3: Zuordnungswerte Feststoff für Boden [52] ....................................................................... 18 Tabelle 4: Zuordnungswerte Eluat für Boden [52] ............................................................................ 18 Tabelle 5: Grenzwerte nach der Thüringer Kali-Haldenrichtlinie [1] ................................................... 21 Tabelle 6: Mischungsverhältnisse der Vorversuche......................................................................... 25 Tabelle 7: Analysenergebnisse der Vorversuche............................................................................. 26 Tabelle 8: Auswahl der Mischungskomponenten* ........................................................................... 27 Tabelle 9: Übersicht der Mischungsvarianten.................................................................................. 28 Tabelle 10: Zusammenstellung der Mischungen ............................................................................... 28 Tabelle 11: Analytik der Ausgangsmischungen bezüglich relevanter bodenchemischer Parameter ...... 30 Tabelle 12: Schwermetallanalytik der Ausgangsmischungen ............................................................. 30 Tabelle 13: Aufbau, Zusammensetzung [5] und Eigenschaften der für den

Freilandversuch angelegten Versuchsfläche ................................................................... 32 Tabelle 14: Zusammensetzung der Mischungen; sortiert nach Gruppen ............................................. 46 Tabelle 15: Grenz- und Zuordnungswerte für Cadmium [1; 47; 50; 52] ............................................... 85 Tabelle 16: Klassenverteilung der Cd-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen ........................................................................................ 86 Tabelle 17: Grenz- und Zuordnungswerte für Chrom [1; 47; 50; 52] ................................................... 88 Tabelle 18: Klassenverteilung der Cr-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen ........................................................................................ 88 Tabelle 19: Grenz- und Zuordnungswerte für Kupfer [1; 47; 50; 52] .................................................... 90 Tabelle 20: Klassenverteilung der Cu-Analysenwerte der verschiedenen

Bodenersatstoff-Mischungen.......................................................................................... 91 Tabelle 21: Grenz- und Zuordnungswerte für Quecksilber [1; 47; 50; 52] ............................................ 93 Tabelle 22: Klassenverteilung der Hg-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen ........................................................................................ 93 Tabelle 23: Grenz- und Zuordnungswerte für Nickel [1; 47; 50; 52] .................................................... 95 Tabelle 24: Klassenverteilung der Ni-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen ........................................................................................ 95 Tabelle 25: Grenz- und Zuordnungswerte für Blei [1; 47; 50; 52] ........................................................ 97 Tabelle 26: Klassenverteilung der Pb-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen ........................................................................................ 97 Tabelle 27: Grenz- und Zuordnungswerte für Zink [1; 47; 50; 52] ......................................................100 Tabelle 28: Klassenverteilung der Zn-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen .......................................................................................100 Tabelle 29: Grenz- und Zuordnungswerte für Arsen [1; 47; 50; 52] ....................................................102 Tabelle 30: Klassenverteilung der As-Analysewerte der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen .......................................................................................102



Tabelle 31: Grenz- und Zuordnungswerte für die elektrische Leitfähigkeit [1; 47; 50; 52] ....................105 Tabelle 32: Klassenverteilung der elektrischen Leitfähigkeiten der verschiedenen

Bodenersatzstoff-Mischungen .......................................................................................105 Tabelle 33: Maximal zulässige Stickstoffgehalte bei Insgesamt 70 kg Nverf/ha [38],

differenziert für verschiedene Mächtigkeiten und Materialdichten.....................................114



Abkürzungsverzeichnis

AS Asche

C Kohlenstoff

EH Erdaushub

GS Gießereisand

KO Kompost

LABO Länderarbeitsgemeinschaft Boden

N Stickstoff

Nges Gesamtstickstoff

Nmin mineralischer Stickstoff

Norg organischer Stickstoff

Nverf pflanzenverfügbarer Stickstoff

NO3- Nitrat

NO3--N Nitrat-Stickstoff

NO4+ Ammonium

NO4+-N Ammonium-Stickstoff

PS Papierschlamm

R organische Matrix

SM Schlamm (hier Klärschlamm)

TLL Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft

TOC Total Organic Carbon (organischer Kohlenstoff)

TM Trockenmasse; entspricht TS

TS Trockensubstanz; entspricht TM

% der FK Prozent der Feldkapazität; auch % FK



1 Zielstellung

Die poröse Oberfläche einer Kalialthalde bedingt eine gute Infiltration der anfallenden Niederschläge in den

Haldenkörper. Durch diesen Wassereintritt werden Auslaugungsprozesse induziert, die zu einer vertikalen

Verlagerung der leichtlöslichen Salze bis hin zum Eintrag von hochkonzentrierten Salzlösungen in den Hal-

denuntergrund führen. Über oberflächliche und oberflächennahe Ausbreitungs - und Transportvorgänge ge-

langen diese Salzlösungen in Aquifer und Vorflut [46] . Um negative Beeinträchtigungen auf die Umwelt

abzuwenden, erfolgt die Integration dieser Halden in ihre Umgebung mittels Überdeckung und Begrünung.

Allein in Nordthüringen wurden nach 1990 ca. 310 ha Althalden der Kaliverarbeitung stillgelegt [2]. Bereits

Anfang der 90er Jahre hat man mit deren Überdeckung begonnen. Für den Zeitraum einer vollständigen Ab-

deckung allein der Nordthüringer Rückstandshalden sind noch etwa 20 weitere Jahre zu veranschlagen. Da

der stetig hohe Bedarf an kulturfähigem Material mit Mutterboden aus Baumaßnahmen nicht gedeckt werden

kann, kommen in zunehmendem Umfang Bodenersatzstoffe unter Verwendung von organischen und anor-

ganischen Abfällen zum Einsatz. Auf diese Weise wird man über die ökologisch nutzbringende Wiederver-

wendung von Massenabfällen sowohl dem Anliegen des Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetzes [21] als

auch des Bodenschutzgesetzes [20] gerecht. Neben der Haldenrekultivierung kommen Bodenersatzstoffe

auch in anderen Bereichen des Landschaftsbaus zum Einsatz.

Um die angestrebte Zielvegetation dauerhaft auf den Abdeckschichten etablieren zu können, ist insbeson-

dere ein ausgewogener Nährstoffhaushalt erforderlich, der stetig und über einen langen Zeitraum die not-

wendigen Nährelemente zur Verfügung stellt. Von besonderer Bedeutung ist hierbei ein optimiertes Angebot

an pflanzenverfügbaren mineralischen Stickstoffverbindungen, so dass im Sinne der Wirtschaftlichkeit Wie-

derholungsdüngungen nicht erforderlich werden. Gleichzeitig ist aber auch die ökologische Unbedenklichkeit

der Bodenersatzstoffe zu sichern, wobei insbesondere die Auswaschung und die Verlagerung von Nähr- und

Schadstoffen in Aquifer und Vorflut ausgeschlossen werden müssen.

Gegenstand dieses Forschungsthemas war daher die Entwicklung von Rezepturen für Bodenersatzstoffe

unter besonderer Berücksichtigung der Stickstoff- und der Schwermetallfreisetzung im zeitlichen Verlauf. Für

die Umsetzung dieses Vorhabens war zunächst eine sinnvolle und repräsentative Auswahl von Abfallstoffen

sowie deren Kombination zu praxisnahen, jedoch verschieden zusammengesetzten Bodenersatzstoffen er-

forderlich. Die im Labormaßstab hergestellten Versuchsmischungen wurden zur Beobachtung ihrer Stick-

stofffrei- und -umsetzungsmechanismen sowohl im Klimaschrank unter konstanten Temperaturbedingungen

als auch im Freilandversuch unter realen Temperaturverhältnissen getestet. Parallel zur Stickstoffunter-

suchung wurden Säulenversuche zur Schwermetallfreisetzung mit einer zeitgerafften Simulation des Wetter-

geschehens durchgeführt. Auf der Grundlage von umfangreichen chemisch-biologischen Analysenergebnis-

sen erfolgte die Ableitung von Gesetzmäßigkeiten, die eine Übertragbarkeit und Empfehlungen für eine zu-

künftige, unter den Aspekten einer guten Stickstoffverfügbarkeit sowie einer geringen Auswaschungsgefahr,

optimale Zusammensetzung von Bodenersatzstoffen ermöglichen.

Das Forschungsprojekt wurde in einer Kooperation zwischen IUTA e. V. Duisburg und IVUB e. V. Sonders-

hausen bearbeitet.



2 Rekultivierung von Kalialthalden

2.1 Notwendigkeit der Rekultivierung von Kalialthalden

Von den Kali-Althalden gehen insbesondere durch den niederschlagsbedingten Austrag von chloridischen

und sulfatischen Salzen schädigende Wirkungen auf Boden, Aquifer und Vorfluter aus.

Die Rückstandshalden bestehen zu 75 % aus grobkörnigen Rückständen des Heißlöseprozesses und zu

25 % aus Beimengungen gefilterter, feinkörniger Schlämme aus der Heißklärung [45]. Der abgelagerte

Rückstand setzt sich im Kernbereich der Halde aus den Hauptkomponenten NaCl (70 %) und CaSO4 (25 %)

zusammen.

Die poröse Haldenoberfläche begünstigt die schnelle Infiltration der anfallenden Niederschläge in den

Haldenkörper. Durch das eintretende Niederschlagswasser werden Auslaugungsprozesse induziert und es

erfolgt die vertikale Verlagerung der leichtlöslichen Salze. Die hochkonzentrierten Salzlösungen (überwie-

gend NaClaq), mit einem Gesamtsalzgehalt von 260 – 390 g/l [2], gelangen auf diese Weise in den Halden-

untergrund und über Ausbreitungs- und Transportvorgänge in den Aquifer bzw. direkt in die Vorflut [46]. Die

angegebene Salzkonzentration entspricht in etwa der maximalen Löslichkeit des NaCl in Wasser von 356 g/l

bei 0 °C bis 391 g/l bei 100 °C [29].

Über die sechs Großhalden der ehemaligen Südharz-Kaliwerke Sondershausen, Roßleben, Bleicherode,

Sollstedt, Menteroda und Bischofferode, die ein Volumen von 170 Mio. m³ aufweisen, werden jährlich

500.000 t Salz gelöst und ausgewaschen. Dies entspricht einem jährlichen Haldensickerlaugenvolumen von

ca. 1,5 Mio. m³. Insgesamt wäre das Salz bei dieser Geschwindigkeit erst in 400 bis 700 Jahren komplett

aus den Haldenkörpern ausgewaschen [33]. Nach MINNICH [34] wurden bis zum Jahr 1993 schätzungs-

weise 1,4 Mio. t Salz aus dem Haldenkörper der Halde Bleicherode ausgetragen.

Bereits 1960 konnte im Bereich der Halde Bleicherode eine Versalzung des Grundwassers festgestellt

werden [34]. Für die regelmäßige Kontrolle der Grundwassersituation wurden 1990 im Abstrombereich der

Halde Bleicherode fünf Messstellen im oberen Grundwasserleiter installiert (Abbildung 1). Diese wurden im

Rahmen des Haldenmonitorings regelmäßig beprobt. Die jahresbezogenen Mittelwerte der Chloridgehalte

enthält die Tabelle 1. Als Bezugsgröße für die Bewertung soll der in der Trinkwasserverordnung der BRD

[47] auf 250 mg/l festgelegte Grenzwert für Chlorid herangezogen werden.

Am Haldenstandort fließt das Grundwasser generell von W nach E, wobei kleinräumig Abweichungen von

dieser Hauptfließrichtung auftreten können [56].

Die im seitlichen Anstrombereich der Halde liegende Grundwasserbeobachtungsstelle G 2.1 weist keine be-

sonderen Auffälligkeiten hinsichtlich des Chloridgehaltes auf. Die Analysenwerte der Messstellen G 2.2 bis

G 2.5 sind demgegenüber durch wesentlich höhere Chloridgehalte gekennzeichnet. Diese hohen Salzbe-

lastungen sind aufgrund der Lage der Messstellen im Grundwasserabstrom durch den Einfluss der Halde

verursacht.

Die sehr geringen Chloridgehalte des Grundwassers im Grundwasserbeobachtungsrohr G 2.3 in den Jahren

1998, 2000, 2001 und 2002 können möglicherweise mit dessen Lage am Rand des Abstrombereiches be-



gründet werden. Die Grundwassermessstelle G 2.5 wird durch die unmittelbare Nähe zum Vorfluter Bode

(Chloridgehalt bei etwa 3 mg/l) beeinflusst, wodurch der niedrige mittlere Analysewert im Jahr 2001 erklärt

werden kann.

Insbesondere kann für die Grundwasserbeobachtungsrohre G 2.2 und G 2.4 als Folge der Abdeckungsmaß-

nahmen ein Trend der Verringerung der Chloridbelastung festgestellt werden. Generell befinden sich die ge-

genwärtigen Chloridgehalte jedoch noch auf einem sehr hohen Niveau und damit im kritischen Bereich.

Abbildung 1: Kalirückstandshalde Bleicherode (unmaßstäblich) [43] einschließlich der fünf Grundwasser-

messstellen zur Kontrolle der Salzgehalte [44]

Tabelle 1: Mittlere Chloridgehalte der Grundwasserbeobachtungsrohre G 2.1 bis G 2.5 im Zeitraum von

1990 bis 2002 [13]

mittlere Chloridgehalte [mg/l] Grundwasser-beobachtungs-

rohre 1990 1994 1995 1998 1999 2000 2001 2002

G 2.1 50 60 90 264 165 261 378 332

G 2.2 - - - - 71739 70890 68318 69604

G 2.3 1700 9380 10500 111 1173 87 63 77

G 2.4 5220 7610 10780 - 7895 5055 2517 2700

G 2.5 6100 13340 16050 4189 6192 - 256 -



Nach der EU-Wasserrahmenrichtlinie (EU-WRRL) aus dem Jahre 2000 [35] sind die EU-Mitgliedstaaten

verpflichtet, für alle Oberflächengewässer sowie das Grundwasser innerhalb von 15 Jahren einen guten Zu -

stand zu erreichen. Die Vorgaben und Ziele der Wasserrahmenrichtlinie werden in der Bundesrepublik

Deutschland im Wasserhaushaltsgesetz (WHG) [36] konkretisiert.

Die rechtliche Grundlage für den Schutz des Bodens, der durch den Salzaustrag ebenfalls negativ beein-

trächtigt wird, bildet das Bodenschutzgesetz (BBodSchG) [20].

Bereits Anfang der 90er Jahre hat man mit der Überdeckung von fünf der oben genannten Großhalden be-

gonnen. So wird beispielsweise die Kalihalde Bleicherode seit 1991 abgedeckt [37]. Die Wirksamkeit einer

solchen Abdeckung konnte bis dato in verschiedenen Forschungsthemen nachgewiesen werden [2; 39; 40;

41]. Die Rekultivierung erfolgt unter Verwendung von Abfallstoffen, wodurch man gleichzeitig dem Kreislauf-

wirtschaftsabfallgesetz (KrW-/AbfG) [21] gerecht wird. Die stofflichen Anforderungen sowie der Einbau der

Abfallstoffe bzw. der Stoffgemische sind in der Kalihaldenrichtlinie [1] festgelegt. Die für diese Arbeit relevan-

ten Inhalte dieser Richtlinie werden im Kapitel 2.3 kurz erläutert. Allgemeine Rechtsgrundlagen sind in

Kapitel 2.2 zu finden.



2.2 Rechtliche Rahmenbedingungen

Allgemein sind beim Versatz von Materialien auf oder in den Boden die Bestimmungen des Bundes-Boden-

schutzgesetzes (BBodSchG) [20] zu beachten. Die in diesem Gesetz verankerten Grundsätze gebieten im

Rahmen der Vorsorgepflicht auch eine schadlose Verwertung von Reststoffen/Abfällen unter Beibehaltung

der Leistungsfähigkeit des Bodens unter Beachtung des Schutzes insbesondere der natürlichen Boden-

funktionen. Auf der Grundlage des BBodSchG wurde die Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung

(BBodSchV) [57] erlassen, in der die gesetzlichen Vorgaben konkretisiert und bundeseinheitlich geregelt

werden. § 12 BBodSchV enthält u. a. die Bestimmungen, die beim Auf- und Einbringen von Materialien auf

oder in eine durchwurzelbare Bodenschicht (Kulturschicht) oder Herstellen einer durchwurzelbaren

Bodenschicht im Rahmen von Rekultivierungsvorhaben einschließlich Wiedernutzbarmachung zu beachten

sind.

§ 3 (1) des BBodSchG regelt den Anwendungsbereich des Gesetzes. Demnach ist es subsidiär u. a. neben

dem Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz und dem Bergrecht anzuwenden. Das bedeutet, dass die ge-

nannten Vorschriften als "Spezialgesetze" vorgehen, soweit sie den Boden betreffende Umstände regeln.

Sofern es sich bei den auf oder in die Bodenschicht einzubringenden Materialien um Abfälle im Sinne des

Kreislaufwirtschafts- / Abfallgesetzes handelt, sind demnach dessen Bestimmungen sowie die untergesetz-

lichen Regelwerke anzuwenden (z. B. die Technischen Regeln der Länderarbeitsgemeinschaft Abfall bezüg-

lich der Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen Abfällen (TR LAGA, Mitteilung 20)

[50] oder beim Auf- oder Einbringen von Klärschlamm die Bestimmungen der Klärschlammverordnung

(AbfKlärV 92) [20; 50].

Soweit bergbauspezifische Einsatzbedingungen gegeben sind, wie dies u. a. bei der Rekultivierung von

Salzhalden, Tagebauen des Braunkohlenbergbaus sowie für Bergehalden und Absetzteiche des Steinkoh-

lenbergbaus der Fall ist, sind die Vorschriften des Bundes-Berggesetzes (BBergG) [58] anzuwenden. Bei der

Auslegung und Konkretisierung der bergrechtlichen Vorschriften, gibt der Gesetzgeber allerdings vor, dass

insbesondere bei der Herstellung von durchwurzelbaren Bodenschichten in Gebieten unter Bergaufsicht die

materiellen Anforderungen des Bodenschutzrechtes umzusetzen sind [1; 54].

In Zusammenarbeit mit den Länderarbeitsgemeinschaften Abfall (LAGA), Boden (LABO) und Wasser

(LAWA) hat der Länderausschuss Bergbau (LAB), Arbeitskreis "Bergbauliche Hohlräume und Abfallentsor-

gung" Anforderungen an die stoffliche Verwertung von Abfällen über Tage / Technische Regeln für den Ein-

satz von bergbaufremden Abfällen im Bergbau erarbeitet und für den behördlichen Vollzug verbindlich einge-

führt (Rd. Erlass des LAB vom 08.01.99) [52]. Nach diesem Regelwerk sind für die jeweiligen Verwertungs-

orte gemäß Tabelle 2 näher bestimmte „Zuordnungswerte“ festgelegt worden. Basierend auf den Stand-

ortvoraussetzungen berücksichtigen die Zuordnungswerte bzw. Verwertungsklassen das Gefährdungs-

potenzial der jeweiligen Abfälle. Eine schadlose Verwertung gilt als sichergestellt, wenn die jeweils für die

Verwertungsklassen festgelegten Zuordnungswerte nicht überschritten werden. Diese für Feststoffe und

Eluate angegebenen W-Werte des Bergbaus sind mit den Z-Werten nach LAGA und den VW-Werten nach

LABO identisch. Eine Abfallverwertung nach Bergrecht ist nur bis einschließlich der Verwertungsklasse W 2

zulässig. Grundlage für die Beurteilung des Verwertungsortes sind die genauen Kenntnisse über den geo-



logischen Aufbau und die hydrologischen Verhältnisse, insbesondere über den zukünftigen Grundwasser-

stand. Grundsätzlich können in den verschiedenen Bereichen sowohl mineralische als auch organische Ab-

fälle verwertet werden. Bei den mineralischen Abfällen sind insbesondere Bauschutt, Bodenaushub und

Asche aus Feuerungsanlagen zu nennen [52].

Tabelle 2: Verwertungsklassen [52]

W 0 W 1 W 2

uneingeschränkte Ver-wertung

eingeschränkte offene Verwertung

eingeschränkte Verwer-tung mit definierten techn. Sicherungsmaß-nahmen

Einbau/Ablagerung in abfallrechtlich zugelas-sene Deponien

Sofern die W 0-Zuordnungswerte im Feststoff und Eluat unterschritten werden, ist davon auszugehen, dass

relevante Schutzgüter nicht beeinträchtigt werden. Es gilt das Prinzip der „uneingeschränkten Verwertung“.

Unter definierten Randbedingungen und Einschränkungen ist eine offene Verwertung bis zu den W 1-Werten

möglich. Grundsätzlich erfolgt diese mit mindestens 1 m Abstand oberhalb des (zukünftigen) Grundwasser-

spiegels. Es gilt das Prinzip der „eingeschränkten offenen Verwertung“, welches weiter nach W 1.1 und W

1.2 differenziert wird. Sofern die Vorgaben eingehalten werden, ist davon auszugehen, dass bei Einhaltung

der W 1.1-Werte selbst unter ungünstigen hydrogeologischen Voraussetzungen keine nachteilige Verände-

rung des Grundwassers zu erwarten ist. In der Regel können in hydrogeologisch günstigen Gebieten Abfälle

mit Gehalten bis zu den W 1.2-Werten eingesetzt werden. Dies sind Standorte, bei denen der Grundwas-

serleiter durch eine 2 m mächtige Deckschicht aus bindigen Materialien mit hohem Rückhaltevermögen ge-

gen Schadstoffe überdeckt ist. Das Prinzip der „eingeschränkten Verwertung mit definierten technischen

Sicherungsmaßnahmen“ ist durch teilweise oder vollständige Umschließung der eingebrachten Abfälle, die

höchstens ein Schadstoffinventar bis zu den W 2-Werten enthalten dürfen, zu realisieren. Die Art und Weise

der Barriere und deren Langzeitwirksamkeit ist im Einzelfall nachzuweisen. In den nachfolgenden Tabellen

sind die für die jeweiligen Verwertungsorte geltenden Zuordnungswerte bezüglich der für die Lysimeterver-

suche relevanten Schwermetalle sowie der Vollständigkeit halber auch für die weiteren Parameter aufge-

führt. Tabelle 3 enthält die Zuordnungswerte für die Feststoffe und Tabelle 4 diejenigen für die Eluate. [52]

Neben den beschriebenen, länderübergreifenden Regelungen und Verordnungen sind in den einzelnen

Bundesländern auch die landesspezifischen Regelungen wie z. B. die Haldenrichtlinie von Nordrhein-West-

falen oder die "Richtlinie für die Abdeckung und Begrünung von Kalihalden im Freistaat Thüringen“ [1]

einzuhalten. Die letztgenannte Richtlinie wird in nachfolgendem Abschnitt näher beschrieben.



Tabelle 3: Zuordnungswerte Feststoff für Boden [52]

Tabelle 4: Zuordnungswerte Eluat für Boden [52]



2.3 Anforderungen und Aufbau von Abdeckschichten nach den Vorgaben der Thüringer Kali-

Haldenrichtlinie

Die Anforderungen an die Bodenersatzstoffe sowie an den Aufbau der Abdeckung für die biologische Ver-

siegelung der Kalirückstandshalden sind in der „Richtlinie für die Abdeckung und Begrünung von Kalihalden

im Freistaat Thüringen (Kali-Haldenrichtlinie)“ des Thüringer Ministeriums für Landwirtschaft, Naturschutz

und Umwelt, vom 18.04.2002, geregelt [1].

Die Kali-Haldenrichtlinie besagt, dass Reststoffe und Abfälle in Verbindung als Kulturbodensubstrate einge-

setzt werden dürfen. Für die Zulassung von Bodenaushub, Abfallstoffen sowie sonstigen Materialien zur Ver-

wertung auf den Rückstandshalden ist neben den geomechanischen und schichtspezifischen Anforderungen

die Einhaltung der für die chemischen Parameter festgeschriebenen Grenzwerte zwingend erforderlich. Die

Genehmigung der Abfälle erfolgt durch das Bergamt.

Die Kali-Haldenrichtlinie gliedert sich in drei Teile und beinhaltet die Anforderungen für den Einsatz von

Abfällen, Abfallgemischen sowie sonstigen Materialien, die technischen Anforderungen für die Art und Ge-

staltung des Einbaus sowie die Handhabung der Probenahme, der Probenaufbereitung und die geforderte

Analytik.

Nachfolgend werden insbesondere die für diese Arbeit relevanten Inhalte der Kali-Haldenrichtlinie [1] näher

erläutert:

Nach der Thüringer Kali-Haldenrichtlinie ist ein dreischichtiger Aufbau der Haldenabdeckung vorgesehen.

Ausgehend vom Haldenkörper handelt es sich hierbei um eine kapillarbrechende Schicht (Schicht 1), eine

konturgebende Schicht (Schicht 2) und eine Kulturschicht (Schicht 3). Der Aufbau der Haldenabdeckung ist

in Abbildung 2 schematisch dargestellt.

Generalneigung 1 : 2,5

Haldenkörper der

Kalirüchstandshalde

der Haldenanschüttungnatürlicher Baugrund

Berme mit Fahrweg

Kapillarbrechende Schicht

Konturgebende Schicht

(außer Betrieb)alte Laugenfassung

der EntwässerungSammler

Kulturschicht

Abbildung 2: Schematischer Aufbau der Abdeckung nach Kali-Haldenrichtlinie [1]



Durch den Einbau der kapillarbrechenden Schicht wird der kapillare Aufstieg von Haldenlösungen, die

eine Schädigung der Haldenbegrünung zu Folge haben können, sowohl in die konturgebende Schicht als

auch in die Kulturschicht unterbunden. Materialien mit kapillarbrechenden Eigenschaften (geringe kapillare

Steighöhe) sind Abfallstoffe, die durch große Korngrößen und einen geringen Feinporenanteil gekenn-

zeichnet sind. Hierzu zählen beispielsweise Bauschuttabfälle, Glasbruch, Gleisschotter und verschiedene

Schlacken.

Die kapillarbrechende Schicht ist mit einer Mächtigkeit von 1 bis 2 m unmittelbar auf den Haldenkörper

aufzubringen. Bei einer unverritzten Haldenoberfläche, die den Aufstieg der Haldenlösung verhindert, kann

unter Umständen mit einer Genehmigung vom Bergamt auf diese Schicht verzichtet werden.

Mit dem Einbau der konturgebenden Schicht erfolgt die Gestaltung der Oberflächenkontur der Halde ent-

sprechend der Planung des Gesamtkonzeptes (zugelassene Betriebsplanung). Diese Schicht muss hohen

Ansprüchen bzw. Anforderungen an die Standsicherheit aber auch an die Begrünungsfähigkeit gerecht wer-

den. Hierfür sind insbesondere Materialien geeignet, die eine hohe Wasserkapazität und eine gute Durch-

wurzelbarkeit aufweisen und darüber hinaus hinsichtlich ihrer Inhaltsstoffe keine pflanzenschädigende

Wirkung zur Folge haben. Da natürliches, unbelastetes Unterbodenmaterial i. d. R. nicht in der benötigten

Größenordnung zur Verfügung steht, können im Sinne des Bodenschutzgesetzes [20] und des Kreislaufwirt-

schafts- und Abfallgesetzes [21] auch Abfälle oder Gemische zum Einsatz kommen. Die Verwendung von

organischen Abfällen wie Klärschlamm und Kompost (auch als Einmischkomponente) ist nicht zugelassen.

Für den Einbau in die konturgebende Schicht sind beispielsweise Bodenaushub, Sandfanggüter, Sande,

Gips-/Anhydritabfälle, industrielle Schlämme und Aluminiumhydroxid geeignet.

Diese Schicht sollte eine Mindestmächtigkeit von 2 m aufweisen, der Gehalt an Gesamt-Stickstoff darf 0,1 %

der Trockenmasse (TM) nicht überschreiten.

Die Haldenbedeckung wird mit der Kulturschicht nach oben hin abgeschlossen. Diese bildet in erster Linie

die Grundlage für die angestrebte Begrünung. Die Entwicklung einer optimalen und vitalen Vegetation setzt

eine geringe Schadstoffbelastung, ein gutes Nährstoffangebot sowie eine gute Durchwurzelbarkeit und ein

hohes Wasserspeichervermögen voraus. Mit Ausnahme von unbelastetem Boden und Steinen dürfen die in

der Anlage 2 der Kali-Haldenrichtlinie aufgeführten Materialien nur als Mischungen zum Einsatz kommen,

wobei die Kulturbodensubstrate (Komposte) aus Klärschlämmen, mineralischen Stoffen, Stoffen mit puzzo-

lanischen Eigenschaften und biogenen Materialien hergestellt werden sollen.

Der Gehalt an Gesamt-Stickstoff ist so anzustreben, dass er dem langfristigen N-Bedarf der Begrünung ent-

spricht, jedoch den auf 0,3 % TM festgesetzten Grenzwert nicht überschreitet (höchstens 10 000 kg N/ha).

Mit einer Mächtigkeit von 0,30 m bis 0,50 m wird die Kulturschicht über die konturgebende Schicht aufge-

bracht. Bei einer lockeren Schüttung sind auch Mächtigkeiten von bis zu 0,70 m zulässig.



Die konkreten Anforderungen an die Abfallstoffe für die Verwertung auf den Kali-Rückstandshalden sind der

Kali-Haldenrichtlinie [1] zu entnehmen.

Wie oben erwähnt ist der zulässige Gesamtstickstoffgehalt nach der Kali-Haldenrichtlinie [1] in der konturge-

benden Schicht auf 0,1 % TM und in der Kulturschicht auf 0,3 % TM begrenzt. Im Vergleich hierzu beträgt

der Gesamtstickstoffgehalt eines Bodens im Durchschnitt 0,1 – 0,3 % [26]. Da die Umsetzungsvorgänge in

der Kulturschicht Gegenstand dieses Forschungsthemas sind, ist in den herzustellenden Bodenersatzstoffen

ein Gesamtstickstoffgehalt von bis zu 0,3 % TM zulässig. Die darüber hinaus einzuhaltenden Werte für die

zum Einsatz kommenden Abfälle sind in Tabelle 5 aufgeführt.

Tabelle 5: Grenzwerte nach der Thüringer Kali-Haldenrichtlinie [1]

kapillarbrechende und konturgeb. Schicht Kulturschicht Parameter

Feststoff Dimension Eluat Dimension Feststoff Dimension Eluat Dimension

pH-Wert 6-12 ohne 6-10 ohne

elektr. Leitf. 1900 µS/cm 1900 µS/cm

EOX 10 mg/kg 10 mg/kg

KW 500 mg/kg 500 (1000) 4

mg/kg

Σ BTEX 3 mg/kg 3 mg/kg

Σ LHKW 3 mg/kg 3 mg/kg

Σ PAK 15 mg/kg 15 mg/kg

Σ PCB 0,5 mg/kg 0,5 mg/kg

Arsen 50 mg/kg 40 µg/l 50 mg/kg 40 µg/l

Blei 300 mg/kg 100 µg/l 300 mg/kg 100 µg/l

Cadmium 3 mg/kg 5 µg/l 3 mg/kg 5 µg/l

Chrom (ges.) 200 mg/kg 75 µg/l 200 mg/kg 75 µg/l

Kupfer 200 mg/kg 150 µg/l 200 mg/kg 150 µg/l

Nickel 200 mg/kg 150 µg/l 200 mg/kg 150 µg/l

Quecksilber 3 mg/kg 1 µg/l 3 mg/kg 1 µg/l

Thallium 3 mg/kg 3 µg/l 3 mg/kg 3 µg/l

Zink 500 mg/kg 300 µg/l 500 mg/kg 300 µg/l

Cyanide (ges.)

30 mg/kg 50 µg/l 30 mg/kg 50 µg/l

Phenolindex 50 µg/l 50 µg/l

Chlorid 250 mg/l 250 mg/l

Sulfat 240 mg/l 240 mg/l

Natrium 250 mg/l



3 Grundlagen des Stickstoffkreislaufes

Der Stickstoff ist eines der Hauptelemente, welche die Pflanzen für ihr Wachstum und für ihre Reproduktion

zwingend benötigen [22]. Ein zu hoher Stickstoffgehalt im Boden beeinträchtigt jedoch das Pflanzenwachs-

tum negativ [22] und kann darüber hinaus durch das Sickerwasser in das Grund- und Oberflächenwasser

gelangen. Es besteht die Gefahr der Gewässereutrophierung und einer infolge Sauerstoffmangels verstärk-

ten Bildung des sowohl für Fische als auch für Menschen hochtoxischen Nitrits (Grund- und Oberflächen-

wasser). Bei erhöhten pH-Werten kann zudem das Fischgift Ammoniak entstehen.

Der Stickstoff im Boden unterliegt einer ständigen biologischen und chemischen Umwandlung, wobei der

größte Teil organisch gebunden ist. In Abbildung 3 ist der Stickstoffkreislauf schematisch dargestellt.

Abbildung 3: Biologischer Stickstoffkreislauf [6]

Der in Böden enthaltene organisch gebundene Stickstoff wird durch mikrobielle Umsetzungsvorgänge in

mineralischen und damit pflanzenverfügbaren Stickstoff (Ammonium und Nitrat) überführt. Insbesondere die

Prozesse der Mineralisierung und der Nitrifikation sind Gegenstand der vorliegenden Untersuchung. An aus

Abfällen hergestellten Bodenersatzstoffen soll überprüft werden inwieweit die Umsetzungsreaktionen in die-

sen künstlichen Böden ablaufen, d. h. in welchem Maße pflanzenverfügbarer Stickstoff gebildet wird und in-

wieweit eine Auswaschungsgefahr insbesondere von leichtlöslichen mineralischen Stickstoffverbindungen

besteht.

Die biologische Mineralisation erfolgt in zwei Teilschritten. Hierbei wird zunächst der organisch gebundene

Stickstoff (Aminogruppe -NH2) durch anaerobe und aerobe Bakterien in Ammoniak überführt (Ammoni-

fizierung; im folgenden auch als Mineralisierung bezeichnet), welches unter Bildung von Ammonium im Bo-



denwasser gelöst wird [27]. Die Stickstoffmobilisierung ist für die Auffüllung des Vorrates an mineralischem

Stickstoff der wichtigste Prozess [27].

OHRNHOHNHR 322 −+→+−

−+ +→+ OHNHOHNH 423

Das gebildete Ammonium wird durch nitrifizierende Bakterien (Nitrifikanten) unter aeroben Verhältnissen in

Nitrat umgewandelt. Dieser Prozess wird als Nitrifikation bezeichnet. Zunächst erfolgt die Überführung des

Ammoniums durch Bakterien der Gattung Nitrosomas zu Nitrit, dieses wird anschließend durch Bakterien

der Gattung Nitrobacter zu Nitrat weiteroxidiert [27].

+−+ ++→+ H4OH2NO2O3NH2 2224

−− →+ 322 NO2ONO2

Die Nitrifikation läuft i. d. R. schneller als die Mineralisierung ab, weshalb die Nitratnachlieferung durch die

Mineralisierungsreaktion bestimmt wird [27].

Unter alkalischen Bedingungen kann eine Ammoniak-Verflüchtigung stattfinden [6]. Bei anaeroben Verhält-

nissen wird das Nitrat mikrobiell zu Ammonium (Nitratammonifikation) oder zu Stickstoff (Denitrifikation)

reduziert [27]. In diesen Fällen greifen (fakultative) Anaerobier auf den im Nitrat bzw. im Nitrit gebundenen

Sauerstoff zurück.

Die Stickstoffumsetzung wird in ihrer Geschwindigkeit und Intensität insbesondere durch die Temperaturbe-

dingungen, das C/N-Verhältnis, den Wasser- und Sauerstoffgehalt sowie den pH-Wert beeinflusst [27]. Die

Gesamtmenge des gebildeten mineralischen Stickstoffs ist darüber hinaus vom Angebot an organischem

Stickstoff abhängig.

Das Temperaturoptimum für den Prozess der Mineralisierung befindet sich zwischen 25 °C und 35 °C.

Wenn auch auf deutlich geringerem Niveau, läuft die N-Mobilisierung jedoch auch bei Temperaturen von bis

zu 0 °C ab [27]. Die Umsetzungsvorgänge werden in Böden mit einem engen C/N-Verhältnis begünstigt. Bei

einem hohen C/N-Verhältnis ist mit einer erheblichen Zeitverzögerung der Mineralisation zu rechnen [27].

Auch bei einem hohen Wassergehalt unter sauerstoffarmen Bedingungen läuft die Mineralisierung ab, wobei

diese durch einen (häufigen) Wechsel zwischen Austrocknung und Befeuchtung deutlich intensiver erfolgt [6;



27]. Generell sind die Mineralisierungsbedingungen in durchlässigen, leichten Böden gegenüber schweren,

verdichteten Böden als günstiger zu bewerten [27].

Der Einfluss des pH-Wertes im Bereich von 5 bis 8 (Kulturböden) ist nur gering bzw. nicht vorhanden.

Außerhalb dieses Bereiches kann nach SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL [6] die Mineralisierung stark ge-

hemmt sein.

Die Nitrifikation als aerober Vorgang wird im wesentlichen vom Wassergehalt des Bodens und den dadurch

bedingten Sauerstoffverhältnissen beeinflusst. Nach ROHMANN und SONTHEIMER [27] befindet sich der

für die Nitrifikation optimale Wassergehalt zwischen 50 % und 80 % der Feldkapazität (FK). Ebenso wie die

Mineralisierung wird die Nitrifikation durch das wechselseitige Austrocknen und Befeuchten des Bodens be-

günstigt [27].

Der optimale pH-Wert für diesen Prozess liegt zwischen 6 und 8 [27]. Bei geringeren pH-Werten geht die

Nitrifikation stark zurück, wobei die Böden in diesen Fällen durch eine Ammoniumanreicherung gekenn-

zeichnet sind. Bei hohen pH-Werten kann dagegen die vollständige Oxidation zu Nitrat, infolge der toxischen

Wirkung des Ammoniaks auf die nitritoxidierenden Bakterien, gehemmt sein [27].

Wie bei der Mineralisierung liegt das Temperaturoptimum der Nitrifikanten zwischen 25 °C und 35 °C [27].

BECK [28] schränkt das Temperaturintervall noch weiter ein und gibt 26 °C als optimalen Wert für die Nitrifi -

kation an. Nach ROHMANN und SONTHEIMER [27] läuft dieser Prozess, wenn auch stark verlangsamt,

unter neutralen Bedingungen bis nahe 0 °C ab.

Sowohl Ammonium als auch Nitrat bilden generell leicht lösliche Salze. Das Ammonium-Ion kann an den

Kationenaustauschern des Bodens sorbiert werden und stellt gleichzeitig eine für die Pflanzen zugängliche

Stickstoffquelle dar. Im Gegensatz zu Ammonium wird das Nitrat nicht oder nur sehr schwach adsorbiert,

was dessen vertikale Verlagerung durch das Sickerwasser in den Aquifer begünstigt [22].



4 Material und Methoden

4.1 Entwicklung der Versuchsmischungen

4.1.1 Vorversuche

Die Grundlage für die Herstellung geeigneter und repräsentativer Versuchsmischungen bildeten sowohl die

Auswahl der Abfallstoffe als Mischungskomponenten als auch das Mischungsverhältnis. Die Festlegung der

Mischungsvarianten unter Berücksichtigung beider Kriterien orientierte sich an den zur Verfügung stehenden

organischen und mineralischen Materialien sowie an der auf den Kalirückstandshalden gängigen Praxis zur

Herstellung von Abdeckschichten. Die Vorgaben der Kali-Haldenrichtlinie (Kapitel 2.2) waren dabei zwin-

gend einzuhalten. Im Rahmen dieser Forschungsarbeit fanden darüber hinaus ein breites Spektrum an Ab-

fallstoffen, deren Handling sowie wirtschaftliche Aspekte Berücksichtigung (Kapitel 4.1.2).

Um die Überschaubarkeit und einen optimalen Vergleich gewährleisten zu können, war eine Einschränkung

der Untersuchung auf Bodenersatzstoffe mit etwa gleichem Mischungsverhältnis erforderlich. Für dessen

Festlegung wurden zunächst zwei Testmischungen mit variierenden Anteilen mineralischer und organischer

Substanz hergestellt und hinsichtlich ihres Gehaltes an Gesamt-Stickstoff analysiert.

Als mineralische Grundlage wurde regionaler Bodenaushub herangezogen. Die organische Komponente

(Nährstoffträger) setzt sich aus Rechengutkompost und Papierschlamm zusammen. Aus den chemischen

Analysen eines Forschungsthemas zur Entwicklung von Verfahren zur Bewertung von Abdeckschichten [13]

geht hervor, dass der hier ausgewählte Papierschlamm Werra PS 4 als Kohlenstoffträger und der Rechen-

gutkompost Sondershausen KO 3 als Stickstoffträger fungiert. Bei den Testmischungen wurde das Massen-

verhältnis der organischen zur mineralischen Substanz variiert. Genaue Angaben sind Tabelle 6 zu entneh-

men.

Tabelle 6: Mischungsverhältnisse der Vorversuche

Gewichtsverhältnis mineralische Komponente Stickstoffträger Kohlenstoffträger

Variante 1

Variante 2

6

8

2

1

2

1

Beide Mischungsvarianten wurden hinsichtlich ihres TOC – und Gesamt-Stickstoffgehaltes im Umweltlabor

der K-UTEC Sondershausen analysiert. Die Untersuchungsergebnisse sind in Tabelle 7 zur Übersicht zu-

sammengestellt.

Der Gehalt an Gesamt-Stickstoff liegt in beiden Fällen unter dem nach der Kali-Haldenrichtlinie für die

Kulturschicht festgelegten Grenzwert von 0,3 % i. d. TM (Kapitel 2.2). Entsprechend des um die Hälfte gerin-



geren Anteils an organischer Substanz in Variante 2 gegenüber Variante 1 ist deren ermittelter Gesamt-

Stickstoffgehalt etwa um 50 % geringer.

Das C/N-Verhältnis, welches sich aus dem Quotienten der Parameter TOC und Nges ergibt, ermöglicht Aus-

sagen zur Zersetzbarkeit der organischen Substanz. Die Beurteilung orientiert sich an Literaturwerten aus

BILLWITZ [18]. Da sich die Abfallstoffgemische nicht mit der dort diskutierten Laub- und Nadelstreu verglei-

chen lassen, kann an dieser Stelle nur eine grobe Einschätzung erfolgen. Das geringe C/N-Verhältnis beider

Mischungs varianten (Tabelle 7) mit 20 (Variante 1) bzw. 21 (Variante 2) deutet auf eine schnelle Zersetzbar-

keit der organischen Substanz hin. Nach längerer Liegezeit und Begrünung des Materials ist unter Freiland-

bedingungen jedoch mit einer Neueinstellung des C/N-Verhältnisses zu rechnen.

Aufgrund ihres höheren Stickstoff-Gehaltes wurde die Variante 1 mit dem Mischungsverhältnis von sechs

Anteilen mineralischer zu vier Anteilen organischer Substanz für die Herstellung der in dieser Arbeit zu un-

tersuchenden Bodenersatzstoffe ausgewählt.

Tabelle 7: Analysenergebnisse der Vorversuche

Gewichtsverhältnis TOC

[% TS]

Nges

[% TS]

C/N-Verhältnis*

[-]

Variante 1

Variante 2

5,07

2,30

0,25

0,11

20

21

* TOC/Nges; gerundete Werte

4.1.2 Herstellung der Mischungen

Die Versuchsmischungen wurden entsprechend dem im Vorversuch (Kapitel 4.1.1) festgelegten Mischungs-

verhältnis von sechs Teilen mineralischer zu vier Teilen organischer Substanz hergestellt, wobei die Mengen

in einzelnen Mischungen nochmals geringfügig variiert wurden. Aus organisatorischen Gründen konnten nur

ausgewählte Stoffkombinationen berücksichtigt werden.

Zur Materialauswahl für die einzelnen Mischungskomponenten konnte auf die umfangreiche Stoffrecherche

des Forschungsthemas „Entwicklung von Verfahren für die Bewertung von Abdeckschichten“ [13] zurück-

gegriffen werden. Diese Recherche bildete somit die Basis für eine repräsentative Materialzusammenstel-

lung. In Tabelle 8 sind die zum Einsatz kommenden organischen und mineralischen Abfallstoffe aufgelistet.

Die Probenahmeprotokolle sind der Anlage 2.1 beigefügt.



Der im Vorversuch eingesetzte Rechengutkompost ist aufgrund seiner durch einen hohen Anteil von Stör-

stoffen bedingten Inhomogenitäten für Versuche mit kleinen Probemengen nicht geeignet und wurde durch

Klärschlamm ersetzt. Eine Einmischung von Rechengutkompost würde bei jeweils nur 250 g Einwaage pro

Lupolen-Beutel1 (Kapitel 4.2.1.1 und 4.2.1.2) einen zu großen Fehler verursachen.

Nach der Kali-Haldenrichtlinie [1] sind Gießereisande nicht für die Einmischung in die Kulturschicht zuge-

lassen. Zu Vergleichszwecken wurde dieses Material in die vorliegenden Untersuchungen jedoch mit einbe-

zogen.

Tabelle 8: Auswahl der Mischungskomponenten*

mineralische Komponente Nährstoffträger

Buntsandsteinzersatz Berka EH 1

Asche Mehrum AS 1

Gießereisand Zorge GS 3

Gießereisand Stadtallendorf GS 4

Kompost Roßleben KO 1

Klärschlamm Sondershausen SM 1

Papierschlamm Wernshausen PS 4

* Abkürzungen nach KOCH et al. [13]

Die in Tabelle 8 aufgeführten Mischungskomponenten wurden parallel zum Forschungsvorhaben von KOCH

et al. [13] umfassend auf ihre chemischen, bodenphysikalischen und pflanzenphysiologischen Eigenschaften

untersucht. Im Folgenden sollen die hierfür relevanten Ergebnisse dieser Arbeit vorgestellt werden.

Der für die Kulturschicht nach Kali-Haldenrichtlinie zulässige Grenzwert für Gesamt-Stickstoff von 0,3 % TM

wird bei den organischen Materialien Kompost KO 1 und Klärschlamm SM 1 mit 1,3 % TM bzw. 4,5 % TM

deutlich überschritten. Die Schwermetall-Grenzwerte werden dagegen in den meisten Fällen nicht erreicht.

Die Ausnahme stellt Zink dar, welches in der Asche AS 1, im Klärschlamm SM 1 und im Kompost KO 1 in

deutlich erhöhter Konzentration gemessen wurde. Als kritisch ist der Messwert für Kupfer im Kompost KO 1,

der in der Größenordnung des Grenzwertes der Kali-Haldenrichtlinie liegt, zu bewerten.

Die bodenphysikalischen und pflanzenphysiologischen Parameter wurden unter definierten Bedingungen bei

Proctordichten von 90 % und 95 % ermittelt. Im Rahmen dieser Untersuchung konnte dem Boden EH 1

sowie den Gießereisanden GS 3 und GS 4 ein nur geringes Wasserspeichervermögen mit einer dadurch

bedingten geringen nutzbaren Feldkapazität und einem niedrigen permanenten Welkepunkt nachgewiesen

werden.

1 Lupolen (Polyethylen) ermöglicht Gasaustausch der Proben mit der Umgebungsluft, wodurch anaerobe Verhältnisse verhindert

werden.



Die Wasserkapazität der Asche (AS 1) sowie der organischen Abfallstoffe Papierschlamm (PS 4), Klär-

schlamm (SM 1) und Kompost (KO 1) kann dagegen als hoch bis sehr hoch bewertet werden. Die genann-

ten Materialien sind darüber hinaus durch eine hohe nutzbare Wasserkapazität gekennzeichnet und gewähr-

leisten damit eine optimale Wasserversorgung der Veget ation. Die Bewertung erfolgte nach KA 4 [19].

Diese Aspekte der chemischen und stofflichen Eigenschaften fanden bei der Einmischung der Abfallstoffe

Berücksichtigung.

Anhand der ausgewählten Materialien, ihrer stofflichen Eigenschaften sowie des im Vorversuch festgelegten

Mischungsverhältnisses wurden die Varianten der Stoffkombination (Tabelle 9) und die endgültigen Mi-

schungsverhältnisse (Tabelle 10) festgelegt. Nach der Zusammenmischung der Komponenten erfolgte die

Entfernung der Korngrößenfraktionen von über 16 mm aus den Gemischen. Diese Vorgehensweise ist für

die Durchführung der Versuche mit kleinen Probenmengen sinnvoll.

Tabelle 9: Übersicht der Mischungsvarianten

Klärschlamm-kompost

Klärschlamm-kompost,

Papierschlamm

kommunaler Klärschlamm,

Papierschlamm Papierschlamm

Gießereisand A B C D

Asche --- E --- ---

Boden --- F G H

Tabelle 10: Zusammenstellung der Mischungen

Mischung Komponente 1

- mineralische Komponente -

Komponente 2

- Stickstoffträger -

Komponente 3

- Kohlenstoffträger -

A 6 kg GS 3 4 kg KO 1 ---

B 6 kg GS 4 1 kg KO 1 3 kg PS 4

C 6,5 kg GS 4 1,5 kg SM 1 2 kg PS 4

D 6 kg GS 3 --- 4 kg PS 4

E 6 kg AS 1 1 kg KO 1 3 kg PS 4

F 6 kg EH 1 2 kg KO 1 2 kg PS 4

G 6 kg EH 1 2 kg SM 1 2 kg PS 4

H 5 kg EH 1 --- 5 kg PS 4



Analoge Mischungen wurden auch im bereits erwähnten Forschungsthema zur Entwicklung von Bewer-

tungsverfahren von Abdeckschichten [13] untersucht 2. Die Beurteilung der chemischen Eignung der

Bodenersatzstoffe erfolgte im Rahmen der vorliegenden Arbeit und wird im Anschluss an die bodenphysika-

lischen Eigenschaften diskutiert.

Aus der umfassenden Untersuchung von KOCH et al. [13] geht hervor, dass alle Mischungen sehr günstige

bodenphysikalische Eigenschaften aufweisen. Bei einem Mischungsverhältnis von etwa gleichen Anteilen

organischer und mineralischer Substanz tendieren insbesondere die Parameter Dichte, Wasserkapazität und

nutzbare Wasserkapazität deutlich zu den Eigenschaften der organischen Materialien. Generell sind damit

gute Voraussetzungen für die Entwicklung einer dauerhaften Vegetation gegeben.

Die Ergebnisse der chemischen Analytik sind in Tabelle 11 und in Tabelle 12 zusammengestellt. Die ent-

sprechenden Untersuchungen erfolgten im Umweltlabor der K-UTEC Sondershausen sowie bei IUTA

Duisburg.

Der nach der Kali-Haldenrichtlinie [1] zulässige Grenzwert für Gesamt-Stickstoff in der Kulturschicht (Kapitel

2.2) wird nur bei den Mischungen D, E und H nicht erreicht. In den Mischungen B, C, F und G liegt der Stick-

stoffgehalt in der Größenordnung des Grenzwertes. In der Mischung A liegt er mit 0,44 % TS deutlich über

den vorgeschriebenen 0,3 % TS. Generell spiegelt sich in diesen Werten die Menge des zugemischten

Stickstoffträgers wider.

Nach BILLWITZ [18] kann aus den engen C/N-Verhältnissen der Mischungen A, B, C, F und G eine gute

Zersetzbarkeit der organischen Substanz abgeleitet werden. Die Organika der Mischungen D, E und H gel-

ten auf Grund des besonders hohen C/N-Verhältnisses als nur sehr schwer zersetzbar. Demnach stehen für

folgende Untersuchungen, entsprechend den Vorgaben im Antrag, Bodenersatzstoffe mit zwei verschie-

denen C/N-Verhältnissen zur Verfügung. Da sich die Angaben von BILLWITZ [18] auf natürliche Materialien

(Streu) beziehen, können diese nur einen Richtwert darstellen. Unter Freilandbedingungen und der sich auf

den Bodenersatzstoffen entwickelnden Vegetation ist mit einer Neueinstellung des C/N-Verhältnisses zu

rechnen. Im Rahmen dieses Versuches wird die Nährstoffzufuhr durch den Einbau der Proben in Lupolen-

Beutel unterbunden, damit die in der Mischung potentiell möglichen Umsetzungsvorgänge untersucht wer-

den können.

Die Schwermetallgehalte der Mischungen befinden sich alle deutlich unter den nach Kali-Haldenrichtlinie [1]

festgelegten Grenzwerten.

Mit Ausnahme der Mischung A sind alle hergestellten Bodenersatzstoffe für den Einsatz zur Haldenbegrü-

nung geeignet und können folglich im Rahmen dieses Projektes weiter verwendet werden. Das Mischungs-

verhältnis von A wurde durch die Zugabe von Gießereisand GS 3 auf sieben Anteile mineralischer zu drei

Anteilen organischer Substanz modifiziert. Der Gesamt-Stickstoffgehalt konnte auf diese Weise auf 0,36 %

TS reduziert werden.

2 Mischungsbezeichnung bei KOCH et. al. [13]: M 1 (-), M 2 (D), M 3 (A), M 4 (G), M 5 (F), M 6 (B), M 7 (C), M 8 (E) und M 9 (H).



Tabelle 11: Analytik der Ausgangsmischungen bezüglich relevanter bodenchemischer Parameter

Mischung Trockensubstanz

[%]

pH

[-]

TOC

[Gew.-%]

Nges

[% TS]

C/N-Verhältnis*

[-]

A** 87,5 7,8 6,3 0,44 14

B 82,5 7,3 8,8 0,33 27

C 75,1 7,3 8,5 0,34 25

D 81,5 7,5 11,8 0,11 107

E 40,8 9,1 10,4 0,13 80

F 76,6 7,1 5,7 0,36 16

G 68,2 7,2 9,6 0,30 32

H 74,5 7,3 10,2 0,08 128

* gerundete Werte

** Die Mischung A wurde aufgrund des zu hohen Stickstoff-Gehaltes nachgemischt. Im Protokoll wird die ursprüngliche Mischung

deshalb als A0 bezeichnet.

Tabelle 12: Schwermetallanalytik der Ausgangsmischungen

Mischung Pb

[mg/kg]

Cd

[mg/kg]

Cr

[mg/kg]

Cu

[mg/kg]

Ni

[mg/kg]

Hg

[mg/kg]

Zn

[mg/kg]

A** 86 0,18 56 87 30 0,16 340

B 26 0,19 13 31 8,9 0,084 126

C 13 0,15 14 20 8,7 0,061 78

D 11 0,078 26 44 18 0,064 47

E 69 0,52 56 116 56 0,41 250

F 41 0,31 28 45 20 0,15 206

G 13 0,12 16 22 8,6 0,092 80

H 20 0,14 23 30 17 0,28 76

Grenzwerte* 300 3 200 200 200 3 500

* nach Kali-Haldenrichtlinie [1]

** Die Analysenergebnisse beziehen sich auf die ursprüngliche Mischung A.



4.2 Versuchsdurchführung

4.2.1 Versuche zum Umsetzungsverhalten von Stickstoffverbindungen

4.2.1.1 Brutversuche im Klimaschrank (IVUB, IUTA)

Versuche im Klimaschrank ermöglichen die Beobachtung der Stoffumsetzungsvorgänge unter kontrollierten

Bedingungen. Im Rahmen dieser Forschungsarbeit wurden hierfür zwei Versuchsreihen mit unterschied-

lichen, aber konstanten Temperatureinstellungen von 10 °C bzw. 20 °C angelegt. Um neben der Temperatur

gleichzeitig den Einfluss der Feuchte ermitteln zu können, wurden die Brutversuche mit verschiedenen

Wassergehalten von 50 % der FK bzw. 70 % der FK (Kapitel 4.3.1) durchgeführt. Mit diesen Wassergehalten

können die Umsetzungsraten sowohl für relativ trockenen als auch relativ feuchten Boden charakterisiert

werden. Die gewünschte Feuchte ließ sich mit Ausnahme der Mischungen C und G in allen Substraten ein-

stellen. Bei den beiden genannten Mischungen waren aufgrund stoffspezifischer Eigenschaften (sehr hohe

Ausgangsfeuchte) nur Wassergehalte von 68 % FK (Mischung C) bzw. 94 % FK (Mischung G) möglich. Die

Mischung E konnte für die Brutversuche bei 10 °C nur auf einen Wassergehalt von 70 % FK eingestellt

werden.

Die Messreihe mit den in Lupolen-Beuteln3 verpackten und in den Klimaschrank eingebrachten Substrat-

proben (Einwaage 250 g) begann Mitte Januar 2003, die Laufzeit betrug entsprechend der Planung fünf

Monate. Bei acht Proben pro Mischung und Wassergehalt ergibt sich eine Anzahl von insgesamt 112 befüll-

ten Lupolen-Beuteln pro Temperaturstufe. Die Beprobung erfolgte zunächst mit 14-tägigem und später mit

monatlichem Abstand gemäß Anlage 2.3. Pro Mischung und Feuchte wurde jeweils ein Beutel entnommen.

Alle Proben wurden hinsichtlich ihres Gehaltes an Gesamt-Stickstoff, Ammonium-Stickstoff und Nitrat-Stick-

stoff analysiert (Kapitel 4.3.2). Es erfolgte jeweils eine Doppelbestimmung.

Die IUTA e. V. Duisburg übernahm den Brutversuch bei einer Temperatureinstellung von 10 °C, die

Durchführung des Brutversuches bei 20 °C oblag dem IVUB e. V. Sondershausen. Die Verfahrensweise

beider Versuchsreihen ist identisch. Die chemischen Analysen erfolgten bei IUTA bzw. im Umweltlabor der

K-UTEC.

4.2.1.2 Freilandversuch (IVUB)

Der Freilandversuch wurde auf dem Plateau der Kalirückstandshalde in Bleicherode durchgeführt. Eine

Übersichtskarte zur Lage dieser Halde befindet sich in Anlage 1.1.

Die Anlage der Versuchsfläche als Einbettungsmedium für die Proben orientierte sich an der für die Halden-

rekultivierung üblichen Praxis. Die Zusammensetzung der Bodenersatzstoffmischung entspricht dabei einer

3 Lupolen (Polyethylen) ermöglicht Gasaustausch der Proben mit der Umgebungsluft, wodurch anaerobe Verhältnisse verhindert

werden.



nach den Vorgaben der Kali-Haldenrichtlinie [1] hergestellten Kulturschicht. Die Fläche mit einer Abmessung

von ca. 30 m x 10 m und einer Mächtigkeit von 0,5 m wurde direkt auf der kapillarbrechenden Schicht ange-

legt und konnte Ende des Jahres 2002 fertig gestellt werden. Detaillierte Angaben zur Zusammensetzung

und die organoleptische Beschreibung sind der Tabelle 13 zu entnehmen. Die Lage der Versuchsfläche ist in

die Detailkarte der Rückstandshalde Bleicherode in Anlage 1.2 eingezeichnet. Bereits nach kurzer Liegezeit

hat sich eine Eigenbegrünung, bestehend u. a. aus Tomaten, Zierkürbissen und Quecken, entwickelt.

Das Einbettungsmedium kann über seine bodenphysikalischen Eigenschaften sowohl den Gasaustausch als

auch die mikrobielle Aktivität in den Lupolen-Beuteln3 beeinflussen. Hierfür spielen insbesondere die Luft-

und die Wärmekapazität, die u. a. vom Porenvolumen abhängig sind, eine besondere Rolle. Mit der Her-

stellung des Bodenersatzstoffes nach der Kali-Haldenrichtlinie [1] können in den Lupolen-Beuteln somit weit-

gehend reale Verhältnisse simuliert werden. Ein Wasser- und Nährstoffaustausch findet jedoch nicht statt.

Die chemische Untersuchung der Einbettungsmischung ergab, dass die nach Kali-Haldenrichtlinie [1] zu-

lässigen Grenzwerte für den pH-Wert, die Leitfähigkeit sowie die Schwermetallgehalte nicht erreicht werden.

Die Ausnahme bildet Chrom, hier wird der Grenzwert von 200 mg/kg TM mit 290 mg/kg TM überschritten. Im

Allgemeinen können jedoch im Falle hydrogeologisch günstiger Standorte und unter der Voraussetzung der

Einhaltung des Verschlechterungsverbotes Einzelüberschreitungen toleriert werden [50]. Eine Unterschei-

dung in Chrom(III)- und toxische Chrom(VI)-Verbindungen geht aus den Analysenergebnissen nicht hervor.

In diesem Zusammenhang sollte beachtet werden, dass stark saure und oxidierende Bedingungen zur Bil-

dung von Chrom(VI)-Verbindungen führen können und deshalb vermieden werden sollten. Das Probenah-

meprotokoll enthält Anlage 2.2.

Tabelle 13: Aufbau, Zusammensetzung [5] und Eigenschaften der für den Freilandversuch angelegten

Versuchsfläche

Schicht Zusammensetzung Mächtigkeit Organoleptik

Kulturschicht

30 – 40 % Papierschlamm

35 – 45 % Bodenaushub

20 – 30 % Gießereisand

0,5 m Sand, schluffig, leicht kiesig,

dunkelbraun

Die Einbauarbeiten der Probenbeutel (Abbildung 4) in die Versuchsfläche wurden Mitte Januar 2003 begon-

nen und konnten aufgrund von starkem Bodenfrost erst Ende des Monats abgeschlossen werden.

Um den Einfluss der Temperatur auf die Umsetzungsvorgänge überprüfen zu können, wurde die Einbautiefe

variiert. Jede Probe (Einwaage 250 g) wurde mit einem Wassergehalt von etwa 70 % FK in jeweils 20 cm

bzw. 40 cm Tiefe eingebaut. Der Abstand zwischen den Lupolen-Beuteln betrug ca. 20 cm, der Reihenab-

stand ca. 70 cm. Da zur Beprobung stets fünf Beutel pro Tiefe entnommen wurden, ergab sich aus dieser



Vorgehensweise eine Anzahl von 150 Proben pro Mischung (insgesamt 1200 Proben). Die Versuchsanord-

nung ist in Anlage 1.3 schematisch dargestellt.

Die Versuchslaufzeit betrug insgesamt 14 Monate. Aufgrund von starkem Bodenfrost im Februar 2003

konnte mit der Beprobung erst im März begonnen werden. Es ist auszuschließen, dass während des ersten

Monats der Liegezeit bei Temperaturen von unter 0 °C Umsetzungsvorgänge in relevanten Größenordnun-

gen stattgefunden haben. Analog zu den Brutversuchen erfolgte die Probenahme zunächst etwa 14-tägig

und ab April monatlich. Mitte Februar 2004 wurde die regelmäßige Beprobung beendet. Der Probenahme-

plan ist Anlage 2.4 beigefügt.

Pro Mischung und Tiefe wurden stets fünf Lupolen-Beutel entnommen, die daraus hergestellte Mischprobe

wurde hinsichtlich des Gehaltes an Gesamt-Stickstoff, Ammonium-Stickstoff sowie Nitrat-Stickstoff (Kapitel

4.3.2) analysiert (Doppelbestimmung). Anhand dieser Werte konnte der Anteil an mineralischem und orga-

nischem Stickstoff (Nmin bzw. Norg) berechnet werden. Für ausgewählte Beprobungen erfolgte zusätzlich die

Anwendung biologischer Testmethoden zur Ermittlung der potentiellen Ammoniumoxidation sowie der

Basalatmung und substratinduzierten Bodenatmung (Kapitel 4.3.6 und 4.3.7).

Abbildung 4: Einbau der Proben in die Einbettungsmischung

Parallel zu den in der Versuchsfläche eingebetteten Probenbeuteln wurde von jeder Mischung Material in

offene Holzkästen eingebaut. Dies ermöglicht die Beobachtung der Stoffumsetzungsvorgänge unter realen

Witterungsbedingungen und bietet damit eine Vergleichs- und Interpretationsgrundlage. Diese Kästen wur-

den Ende März 2003 angelegt und über den gesamten Versuchszeitraum insgesamt dreimal beprobt

(Anlage 2.4) und analysiert. Das Material wurde beim Einbau nicht speziell verdichtet. Analog zu den

Mischungen in den Lupolen-Beuteln wurden der Gesamt-Stickstoff, der Ammonium-Stickstoff sowie der

Nitrat-Stickstoff bestimmt und die Anteile von mineralischem und organischem Stickstoff berechnet. Für ein-

zelne Proben erfolgte die Bestimmung der potentiellen Ammoniumoxidation sowie der Basalatmung und der

substratinduzierten Bodenatmung. Die Analyse übernahm das Umweltlabor der K-UTEC Sondershausen.



Darüber hinaus konnte auf Werte der Bodentemperatur, die Untersuchungsgegenstand eines Forschungs-

themas zur Entwicklung einer Geräteanordnung der Feuchtemessung in salzbelasteten Matrizes [17] waren,

zurückgegriffen werden.

4.2.2 Lysimeterversuch zur Freisetzung von Schwermetallen, Stickstoff- und Phosphorver-

bindungen (IUTA)

Neben ihrer Funktion zur optimalen Nährstoffversorgung der Pflanzen bei Begrünungs- und Rekultivierungs-

maßnahmen müssen die verwendeten Abdeckmaterialien so beschaffen sein, dass die Mobilisierung von

Schadstoffen insbesondere durch Auswaschung von Schwermetallen möglichst gering ist. Zur Prüfung des

Auslaugverhaltens der entwickelten Bodenersatzstoffe wurden Laborlysimeter eingesetzt, mit denen in Zeit-

rafferversuchen die Auswirkungen einer langfristigen Anwendung der Bodenersatzstoffe simuliert wurde, um

Informationen über ihre Materialeigenschaften zu gewinnen und potenzielle Gefahrenquellen frühzeitig ab-

schätzen zu können.

Abbildung 5: Aufbau des Laborlysimeters

Zur Simulation der in einem bestimmten Bezugszeitraum auf die Abdeckmaterialien niedergehenden Regen-

menge, wurden aus Glas gefertigte Lysimetersäulen mit einem Durchmesser von 21 cm und einer Höhe von

38 cm verwendet. Auf dem Boden der Säulen wurde jeweils eine keramische Lochplatte eingesetzt. Über

einer hierauf aufgebrachten Schicht aus Quarzwolle, die als Filter diente, wurde das zu untersuchende Mate-



rial als Schüttung in die Glassäulen eingefüllt. Die jeweils oberhalb der in den Lysimetersäulen eingebrach-

ten Schüttungen installierten Vollkegeldüsen, waren über PE-Rohrleitungen mit Saugflaschen (V = 5 l) ver-

bunden. Durch Druckluftbeaufschlagung wurden diese Saugflaschen unter Überdruck gesetzt, wodurch die

Förderung des als Beregnungswasser eingesetzten H2Odest bewerkstelligt wurde. Ein Zeitgeber (Puls-

Pausen-Timer) diente zur exakten Einstellung der Beregnungsintervalle. Die Ansteuerung der jeweils vor der

Vollkegeldüse angeordneten Magnetventile erfolgte so, dass pro Impuls eine definierte Wassermenge auf

den Probenkörper aufgegeben wurde. Unterhalb der Lysimetersäulen waren Auffangbehälter angebracht, in

denen das Eluat aufgefangen wurde.

Die verwendete Lysimeteranlage, die in Abbildung 5 und in Abbildung 6 dargestellt ist, bestand aus acht

Lysimetersäulen. Für jede Bodenersatzstoffmischung erfolgte eine Doppelbestimmung der festgelegten Un-

tersuchungsparameter, sodass jeweils vier Bodenersatzstoffe zeitgleich eingesetzt werden konnten. Analog

zu den Inkubationsversuchen wurden - sofern möglich - die Bodenersatzstoffmischungen auf Ausgangs-

feuchten von 50 % FK und 70 % FK eingestellt, woraus sich ein Untersuchungsumfang von 13 Proben (26

Säulen) ergab. Die Mischungen C, E und G wiesen einen Ausgangs-Wassergehalt über 50 % der FK auf

und wurden infolgedessen lediglich auf 70 % FK eingestellt (Mischungen C und E) bzw. wurde im Fall der

Mischung G der Wassergehalt beim ermittelten Wert von 92 % FK belassen.

Abbildung 6: Laborlysimeteranlage



Zunächst erfolgten Versuche, bei denen eine einjährige Lagerzeit der aus den Bodenersatzstoffen gebilde-

ten Abdeckschichten simuliert wurde. Es erfolgte eine Aufteilung der durchschnittlichen Regenmenge dieses

Zeitraums (Annahme einer mittleren jährlichen Regenhöhe von 500 mm) in 6 Beregnungszyklen, wobei pro

Zyklus die durchschnittliche Regenmenge von zwei Monaten aufgegeben wurde. Dies entsprach einer

Füllung des Wasser-Vorratstanks von 2,4 l. Über das Düsensystem wurde dieser Wasservorrat in 55 Sprüh-

intervallen, denen jeweils 25-minütige Ruhepausen folgten, auf die Probe aufgegeben. Ein Beregnungs-

zyklus dauerte 24 Stunden und wurde von einer anschließenden 2- bzw. 3-tägigen Trocknungsphase unter-

brochen.

Die Eluate wurden auf Ihre Schwermetallbelastung, die Stickstoffverbindungen und den Phosphatgehalt

untersucht. Im Einzelnen erfolgte die Analyse der Parameter: Ammonium-Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, Phos-

phor, Arsen, Cadmium, Chrom, Kupfer, Quecksilber, Blei, Nickel und Zink. Daneben wurden auch der pH-

Wert und die Leitfähigkeit bestimmt.

Bei drei Bodenersatzstoff-Mischungen, bei denen - ersten Auswertungen zufolge - die Ausbildung eines

Trends hinsichtlich verschiedener Versuchsparameter nicht bzw. nur unzureichend erkennbar war, wurden

die Versuche auf 12 Beregnungszyklen ausgedehnt (Kapitel 5.1.2). Dies entspricht einer simulierten Lager-

zeit der Abdeckmaterialien von zwei Jahren.

4.3 Chemische und biologische Analytik

4.3.1 Gravimetrische Feuchtebestimmung

Die Bestimmung der gravimetrischen Feuchte (Wassergehalt) bzw. des Trockenrückstandes erfolgte nach

DIN 38 414 [23]. Dieses Verfahren beruht auf der Bestimmung des Gewichtsverlustes durch Trocknen der

Probe. Das Material wird hierfür zunächst im Anlieferungszustand ausgewogen, anschließend im Trocken-

schrank bei 105 °C bis zur Massenkonstanz getrocknet und nach der Abkühlung im Exsikkator zurückge-

wogen. Die Trockenmasse ist die nach dem beschriebenen Trocknungsverfahren übrig gebliebene Masse

des Feststoffes. Der Wassergehalt ωw und der Trockenrückstand ωT werden nach folgenden Gleichungen

berechnet:

f*)mm()mm(

ab

cbw

−−

=ω [%]

f*)mm()mm(

ab

acT

−−

=ω [%]

ωw … Wassergehalt der Probe [%]

ωT … Trockenrückstand der Probe [%]

ma … Masse der leeren Schale [g]

mb … Masse der Schale mit der Probe [g]

mc … Masse der Schale mit der Trockenmasse [g]

f … Faktor zur Umrechnung; f = 100 %



Anhand von im Stechzylinder ermittelten maximalen Wassergehalten (entspricht etwa der Feldkapazität)

konnten in den Proben durch entsprechende Wasserzugaben die Feuchten von 50 % FK und 70 % FK ein-

gestellt werden.

4.3.2 Stickstoffanalytik

Die Umsetzungsraten der Stickstoffverbindungen in den Bodenersatzstoffen wurden quantitativ über die

Gehalte an Gesamt-Stickstoff, Ammonium-Stickstoff und Nitrat-Stickstoff ermittelt. Bei einem ausreichend

langen Zeitraum und regelmäßiger Analyse kann somit die mengenmäßige Entwicklung der einzelnen Para-

meter im zeitlichen Verlauf dargestellt und bewertet werden. Die Zusammenhänge des Stickstoffkreislaufes

sind in Kapitel 3 beschrieben.

Die Bestimmung des Gesamtstickstoffgehaltes erfolgt nach DIN ISO 11261 [14]. Über den hier beschrie-

benen modifizierten Kjeldahl-Aufschluss mit Schwefelsäure und Titanoxid als Katalysator können sowohl

Ammonium-Stickstoff, Nitrat-Stickstoff, Nitrit-Stickstoff als auch organisch gebundener Stickstoff summarisch

erfasst werden. Eine Differenzierung in die einzelnen Verbindungen ist nicht möglich. Der in Azo- und Nitro-

verbindungen (N-N- und in N-O-Verbindungen) festgelegte Stickstoff kann mit dieser Methode nur unvoll-

ständig bestimmt werden, somit liefert das Kjeldahl-Verfahren keine absolute Angabe über den tatsächlich

vorhandenen Gesamt-Stickstoff. Nach BORNMANN [48] werden mit der Kjeldahl-Methode bei einer großen

Anzahl organischer Verbindungen durchschnittlich nur 59 % des Stickstoffs in Azo-Verbindungen, Nitrover-

bindungen und Heterocyclen, insbesondere mit Pyridinstruktur, erfasst.

Im Boden bzw. in Bodenersatzstoffen werden die bspw. in Kunststoffen, Azofarbstoffen, Holz, Huminstoffen

und Huminsäuren vorliegenden Azo- und Nitroverbindungen nur sehr schwer aufgespalten und in messbare

Verbindungen überführt. Die Umsetzung erfolgt in diesem Fall durch Mikroorganismen.

Der aus dem organischen N-Pool freigesetzte Ammonium-Stickstoff wird nach DIN 38 406-E 5-1 [15] er-

mittelt. Die Ammonium-Ionen reagieren in Gegenwart von Hypochlorit-Ionen, Salicylat-Ionen sowie einem

Katalysator zu einem blauen Farbstoff, über dessen photometrische Messung die Ammonium-Konzentration

ermittelt werden kann.

Die Nitrat-Stickstoffbestimmung erfolgt nach der Standardanweisung K-UTEC-5 [16]. Bei diesem Verfahren

wird zunächst Nitrat zu Nitrit reduziert und anschließend mit Phenol in einen photoaktiven aromatischen

Farbstoff überführt, über dessen Absorptionsverhalten der Nitrat -Stickstoff indirekt bestimmt werden kann.

Der Quotient von TOC (Total Organic Carbon) und Nges wird als C/N-Verhältnis bezeichnet. Über den Wert

des C/N-Verhältnisses kann die Abbaubarkeit der im Boden bzw. in den Bodenersatzstoffen vorhandenen

organischen Substanz abgeschätzt werden.



4.3.3 Phosphoranalytik

Die Bestimmung des Elementes Phosphor erfolgte unter Anwendung der EN ISO 11885-E22 [11]. Bei der in

dieser Norm zur Anwendung kommenden Atomemissionsspektrometrie mit induktiv gekoppeltem Plasma

(ICP-OES) handelt es sich um eine Messtechnik zum Nachweis und zur Konzentrationsbestimmung von

Elementen mithilfe der Atomemission. Die Messlösung wird zerstäubt und das Aerosol mithilfe eines Träger-

gases in ein induktiv gekoppeltes Plasma (ICP) transportiert. Dort werden die Elemente zur Strahlung ange-

regt und die Intensitäten der emittierten Elementlinien mit Detektoren (Photomultipliern) gemessen.

4.3.4 pH-Wert und elektrische Leitfähigkeit

Der pH-Wert ist der negative dekadische Logarithmus der H+(aq)-Ionenkonzentration (pH = -log c(H+)). Er

steht mit vielen Parametern eines Bodens in mehr oder weniger starker Wechselwirkung und ist einer seiner

wichtigsten Kenngrößen [6]. Über den pH-Wert lassen sich beispielsweise Aussagen zur Pflanzenverträg-

lichkeit, der Bakterienaktivität, zur Löslichkeit von Schwermetallen sowie zur Pflanzenverfügbarkeit der Nähr-

stoffe eines Bodens bzw. Bodenersatzstoffes ableiten. Bei niedrigen pH-Werten erhöht sich beispielsweise

die Löslichkeit der Schwermetalle und damit die Gefahr ihrer Auswaschung, zu hohe pH-Werte vermindern

dagegen die Verfügbarkeit der meisten Spurennährelemente [22]. Als pflanzenverträglich gelten pH-Werte

von 3 bis 9 [7]. Dieser Parameter unterliegt einer zeitlichen und räumlichen Veränderung, wobei sich in

humiden Gebieten das Gleichgewicht in Richtung saurer Böden verschiebt. Um schädigende Wirkungen zu

vermeiden, ist eine regelmäßige Kontrolle anzuraten.

Der pH-Wert wird nach DIN EN 12176-S5 [8] ermittelt. Die Bestimmung erfolgt mit einem elektromagne-

tischen Messgerät (pH-Meter).

Die Bestimmung der elektrischen Leitfähigkeit wurde gemäß DIN EN ISO 2788 [51] vorgenommen. Die

elektrische Leitfähigkeit ist ein Maß für die im Wasser anwesenden Ionen und ist abhängig von deren Kon-

zentration, der Ionenart, der Temperatur und der Viskosität der Lösung. Die Bestimmung der elektrischen

Leitfähigkeit erfolgte mittels einer Standard-Leitfähigkeitsmesszelle TetraCon 96 von WTW. Hierbei handelt

es sich um ein 4-Elektrodensystem mit Zellenkonstantenkorrektur als integralem Bestandteil. Die elektrische

Leitfähigkeit der Proben wurde bestimmt, indem die Elektrode nach vorherigem Spülen mit H2Odest in die zu

messenden Eluate eingetaucht wurde. Das Ergebnis der Messung wird direkt von der Auswerteeinheit des

Gerätes - in mS/cm bzw. µS/cm ausgedrückt - abgelesen.



4.3.5 Schwermetallanalytik

Im Rahmen der Lysimeterversuche erfolgte der qualitative und quantitative Nachweis der Schwermetalle

Arsen, Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Zink und Quecksilber. Die Bestimmungen wurden in den La-

boren von IUTA unter Beachtung nachstehender Normen durchgeführt.

Die Bestimmung von Arsen wurde gemäß DIN EN ISO 11969-D18 [10] vorgenommen. Das Prinzip stützt

sich auf die atomabsorptionsspektrometrische Messung (AAS) von Arsen, welches durch die thermische

Zersetzung von Arsenhydrid erzeugt wird. Durch die vorgegebenen Verfahrensbedingungen wird nur

Arsen(III) quantitativ zum Hydrid umgesetzt. Andere Oxidationsstufen müssen daher vor der Messung in

Arsen(III) umgewandelt werden. As(III) wird dann im salzsauren Medium durch Reaktion mit Natriumtetra-

hydroborat zu gasförmigem Arsin (AsH3) umgesetzt. Das Arsin wird unter Zuhilfenahme eines Inertgas-

stroms oder eines arsenfreien Luftstroms ausgetrieben und als Gas in eine aus Quarzglas bestehende

Küvette transportiert. Die Extinktion wird bei einer Wellenlänge von 193,7 nm im Strahlengang eines Atom-

absorptionsspektrometers bestimmt.

Der Nachweis und die Bestimmung von Quecksilber wurde ebenfalls mittels Atomabsorptionsspektrometrie

vorgenommen. Diese Analysen erfolgten nach DIN EN 1483-E12 [12]. Hierbei wird ein- oder zweiwertiges

Quecksilber im sauren Medium durch Zinn(II)-chlorid als Reduktionsmittel zur elementaren Form reduziert.

Das elementare Quecksilber wird dann unter Zuhilfenahme eines Inertgasstroms oder eines quecksilber-

freien Luftstroms ausgetrieben und als atomares Gas in eine aus Quarzglas bestehende Küvette transpor-

tiert. Die Extinktionen werden bei einer Wellenlänge von 253,7 nm im Strahlengang eines Atomabsorptions-

spektrometers bestimmt.

Die Bestimmung der Elemente Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel und Zink erfolgte unter Anwendung

der EN ISO 11885-E22 [11]. Bei der in dieser Norm zur Anwendung kommenden Atomemissionsspektro-

metrie mit induktiv gekoppeltem Plasma (ICP-OES) handelt es sich um eine Messtechnik zum Nachweis und

zur Bestimmung von Elementen mithilfe der Atomemission. Die Messlösung wird zerstäubt und das Aerosol

mithilfe eines Trägergases in ein induktiv gekoppeltes Plasma (ICP) transportiert. Dort werden die Elemente

zur Strahlung angeregt, und die Intensitäten der emittierten Elementlinien werden mit Detektoren (Photover-

vielfachern) gemessen.

4.3.6 Potentielle Ammoniumoxidation (Nitrifikation)

Die Oxidation von Ammonium zu Nitrat als Teil der biologischen Mineralisation (Kapitel 3) erfolgt durch

nitrifizierende Bakterien (Nitrifikanten). Über die Bestimmung der potentiellen Ammoniumoxidation (Nitrifi -

kation) lässt sich die Aktivität dieser Organismen erfassen [3].

Im Rahmen der vorliegenden Forschungsarbeit wurde die potentielle Ammoniumoxidation (Nitrifikation) der

Bodenersatzstoffe im Kurzbebrütungsversuch nach dem von BERG und ROSWALL modifizierten Verfahren

[9] über die Geschwindigkeit der Nitritbildungsrate bestimmt. Die Weiteroxidation von Nitrit zu Nitrat wird



durch die Zugabe von Natriumchlorat unterbunden. Der Einfluss der Ammonifikation (Kapitel 3) ist aufgrund

der kurzen Inkubationszeit von nur fünf Stunden zu vernachlässigen.

Als Indikator für ein beeinträchtigtes Bodenleben ist als Richtwert eine Nitritbildungsrate von weniger als

100 ng N * g TS-1 * 5h-1 angegeben [9]. Die mikrobielle Aktivität ist prinzipiell von den chemisch-physikali-

schen Eigenschaften eines Bodens bzw. Bodenersatzstoffes abhängig. Beispielsweise kann eine gehemmte

Nitrifikation sowohl einem zu hohen Schadstoffgehalt als auch einer infolge Nährstoffmangels zu geringen

mikrobiellen Besiedlungsdichte angelastet werden. Die Aktivität der Mikroorganismen wird darüber hinaus in

hohem Maße durch den Wassergehalt beeinflusst. Eine ursachenbezogene Differenzierung ist jedoch an-

hand der Ergebnisse nicht möglich.

Die Nitrifikation steht aufgrund des Sauerstoffverbrauches der Bakterien in engem Zusammenhang zur Bo-

denatmung (Kapitel 4.3.7).

4.3.7 Basal- und substratinduzierte Bodenatmung

Die Bodenatmung (Respiration) resultiert aus der Abbaugeschwindigkeit und der Abbauintensität der orga-

nischen Substanz durch die Mikroorganismen [24]. Analog zur potentiellen Ammoniumoxidation geben die

Ergebnisse der Basal- und der substratinduzierten Bodenatmung Aufschluss über die Aktivität und die Vita-

lität der Mikroorganismen (Bakterien, Pilze, Algen und Protozoen) im Boden [3] bzw. in Bodenersatzstoffen.

Generell erhält man über die Werte der Bodenatmung einen Überblick über die Qualität des Bodens bzw.

des Bodenersatzstoffes als Lebensraum für die mikrobielle Biozönose [3]. Die CO2-Freisetzung eines Bo-

dens ist das Maß für die Gesamtheit der bodenbiologischen Aktivität [24].

Die mikrobielle Atmungsaktivität, einschließlich des Gasaustausches des anaeroben und aeroben Metabolis-

mus, kann über den Sauerstoffverbrauch bzw. die Kohlendioxidfreisetzung erfasst werden [24].

Im Rahmen dieses Forschungsthemas wurde die Bodenatmung nach dem bei HUND-RINKE et al. [3] be-

schriebenen Laborversuch ermittelt. Bei diesem Verfahren wird die Atmungsaktivität (Bodenrespiration) der

Bodenersatzstoffe über die CO2-Freisetzung sowohl unter den gegebenen Bedingungen (Basalatmung) als

auch unter Zugabe eines Nährsubstrates (substratinduzierte Atmung) im geschlossenen System bei einer

konstanten Temperatur von 22 °C erfasst. Das Kohlendioxid CO2 wird in Gegenwart von Natriumhydroxid

NaOH als Messreagenz in Hydrogencarbonat HCO3- überführt, über dessen gebildete Menge sich das bei

der Respiration entstandene CO2 berechnen lässt. Die zugegebene Menge des Natriumhydroxides in Form

von NaOH-Plätzchen erfolgt nach den Vorgaben der Bedienungsanleitung für manometrische BSB-Mess-

geräte (Respirometer) [25].

Für die Bewertung der ermittelten substratinduzierten mikrobiellen Atmung wird ein Richtwert von 0,5 mg

CO2 * h-1 * 100g TS -1 angegeben [9]. Wird dieser Grenzwert nicht erreicht, so kann nach KREYSNER und

WIESNER [9] von einem beeinträchtigten Bodenleben ausgegangen werden.



Darüber hinaus kann der respiratorische Quotient QR aus Basalatmung RB und substratinduzierter Atmung

RS als Bewertungskriterium herangezogen werden. Wird der Grenzwert von QR = 0,3 überschritten, dann gilt

das getestete Material nach HUND-RINKE et al. [3] als toxisch.

Wie bei der Nitrifikation (Kapitel 4.3.6) kann als Ursache für ein beeinträchtigtes Bodenleben sowohl das

Vorhandensein von toxischen Substanzen als auch eine infolge Nährstoffmangels sehr geringe mikrobielle

Besiedlungsdichte verantwortlich sein. Auch im Fall der Bodenatmung kann eine ursachenbezogene Diffe-

renzierung nicht erfolgen.



5 Ergebnisse und Diskussion

5.1 Versuche zum Umsetzungsverhalten von Stickstoffverbindungen

5.1.1 Brutversuche im Klimaschrank

5.1.1.1 Brutversuche bei 20° C (IVUB)

Generell sind bei höheren Temperaturen intensivere Umsetzungsreaktionen zu erwarten, wobei sich nach

BECK [28] das Temperaturoptimum für die Nitrifikation bei 26 °C befindet. Aus diesem Grund soll die Aus-

wertung der Ergebnisse mit der unter 20 °C ablaufenden Versuchsreihe beginnen. Im Vordergrund steht

hierbei die vergleichende Beschreibung der Stickstoffumsetzungsvorgänge in unterschiedlichen Mischungs-

varianten. Die Bewertung der Mischungen hinsichtlich ihrer Praxis- und Umweltrelevanz erfolgt unter Einbe-

ziehung aller Versuchsreihen in Kapitel 5.3.

Die Durchführung des Brutversuches bei einer konstanten Temperatur von 20 °C wurde in Kapitel 4.2.1.1

näher erläutert. Die chemische Analyse des Gehaltes an Gesamtstickstoff sowie an Ammonium- und Nitrat-

stickstoff erfolgte nach den in Kapitel 4.3.2 beschriebenen Verfahren durch das Umweltlabor der K-UTEC.

Die Analysenergebnisse sind in tabellarischer Form in der Anlage 3.2 beigefügt. Die graphischen Dar-

stellungen der Ergebnisse enthalten Abbildung 10 bis Abbildung 16. Die berechneten Werte für Nmin und Norg

sind in der Anlage 3.6 tabellarisch zusammengestellt, die Anlage 4.3 enthält die jeweiligen Diagramme.

Der über den Versuchszeitraum von fünf Monaten regelmäßig ermittelte Gehalt an Gesamtstickstoff unter-

liegt bei allen Mischungen z. T. erheblichen Schwankungen. Diese Schwankungen werden jedoch bei Be-

rücksichtigung des für die angewendete Methode mit 10 - 15 % angegebenen Fehlers (< 2 mg/g 15 %

Fehler; > 2 mg/g 10 % Fehler) [14] nivelliert und dürfen aus diesem Grund nicht überbewertet werden.

Neben dem Analysenfehler im Labor ergeben sich zusätzliche Fehlerquellen sowohl aus Materialinhomo-

genitäten innerhalb der einzelnen Zumischungskomponenten als auch innerhalb der Mischungen. Um diese

Fehler zu verringern, wurde für jeden der chemischen Parameter eine Doppelbestimmung durchgeführt und

diese Ergebnisse jeweils gemittelt.

Generell ist jedoch mit Ausnahme der Mischungen H und B für alle Mischungen eine signifikante Abnahme

des Gesamtstickstoffgehaltes über den Versuchszeitraum zu beobachten. Hierbei erfolgte eine Abnahme

des Gesamtstickstoffes von etwa 3000 mg/kg bis 4000 mg/kg4 auf etwa 2000 mg/kg bis 2500 mg/kg. Bei der

Mischung D liegt der Gehalt an Gesamtstickstoff bei ähnlicher prozentualer Abnahme allerdings auf einem

Niveau von nur ca. 1000 mg/kg. Bei Mischung B ist die Abnahme nur sehr schwach ausgeprägt.

Demgegenüber kann für die Mischung H eine Zunahme des Gesamtstickstoffgehaltes um den Faktor 1,5

(bei 50 % Feuchte) bzw. den Faktor 2 (bei 70 % Feuchte) festgestellt werden. Der Ausgangsgehalt des Ge-

samtstickstoffes4 befindet sich bei diesem Material auf ähnlich niedrigem Niveau wie bei Mischung D.

4 Diese Angaben beziehen sich auf die erste Probenahme nach etwa 14-tägiger Liegezeit im Klimaraum.



Die in Tabelle 11 (Kapitel 4.1.2; S. 30) aufgelisteten prozentualen Ausgangsgehalte des Gesamtstickstoffes

spiegeln sich in diesen Ergebnissen wider. Analog hierzu werden die Zumischungsmengen an Kompost und

Klärschlamm in den Gehalten von Norg reflektiert (Anlage 4.3 im Vergleich mit Tabelle 14).

Die Abnahme des Gehaltes an Gesamtstickstoff ist durch das Entweichen von gasförmigem Stickstoff bzw.

Stickstoffverbindungen aus dem System erklärbar. An dieser Stelle sei auf die umfassende Beschreibung

des Stickstoffkreislaufes in Kapitel 3 verwiesen. Die mikrobielle Reduktion von Nitrat bzw. Nitrit zu den gas-

förmigen Stickstoffverbindungen N2O und v. a. N2 erfolgt durch fakultative Anaerobier (Denitrifikanten), die

bei Mangel an freiem Sauerstoff auf den im Nitrat bzw. im Nitrit gebundenen Sauerstoff zurückgreifen [27].

Da bei einigen Mischungen die Entstehung von Nitrat bis zum Ende des Versuchszeitraumes zu beobachten

ist, können streng anaerobe Verhältnisse ausgeschlossen werden. Eine partielle bzw. lokale Denitrifikation

ist jedoch möglich. Darüber hinaus ist die Bildung von gasförmigem Stickstoff auch durch Komproportionie-

rung von Ammonium und Nitrit (bzw. Nitrat) denkbar.

Das Ausgasen von Stickstoff in Form von Ammoniak ist unter alkalischen Bedingungen möglich. In Tabelle

11 (Kapitel 4.1.2; S. 12) sind die pH-Werte der Mischungen aufgeführt. Daraus geht hervor, dass mit Aus-

nahme der Mischung E alle Mischungen einen pH-Wert von ca. 7,5 aufweisen. Nach ZIRKLER [42] kann es

unter diesen schwach alkalischen Bedingungen bereits zu partiellen Freisetzungen von Ammoniak kommen.

Die Mischung E liegt dagegen mit einem pH-Wert von 9 deutlich im alkalischen Bereich, wodurch das Ent-

weichen von Ammoniak wahrscheinlich ist. Dies wird auch durch den Verlauf der Ammonium-Stickstoff-

Kurven in der Abbildung 15 bestätigt.

Der Stickstoffverbrauch durch höhere, chlorophyllhaltige Pflanzen ist ausgeschlossen. Jedoch war bei der

Probenahme in den geschlossenen Lupolen-Beuteln teilweise eine Schimmelpilzbildung zu beobachten. Es

ist denkbar, dass diese Lebensformen schwer nachweisbare Stickstoffverbindungen aufbauen, die bei der

Bestimmung des Gesamtstickstoffgehaltes nach Kjeldahl nicht erfasst werden können. Im Rahmen dieses

Forschungsthemas konnte jedoch keine detaillierte Analyse der verschiedenen Wege der Abnahme des Ge-

haltes an Gesamtstickstoff durchgeführt werden. Nach BORNMANN [48] werden mit der Kjeldahl-Methode

bei einer großen Anzahl organischer Verbindungen durchschnittlich nur 59 % des Stickstoffs in Azo-Verbin-

dungen, Nitroverbindungen und Heterocyclen, insbesondere mit Pyridinstruktur, erfasst.

Die Zunahme des Gehaltes an Gesamtstickstoff bei der Mischung H (Abbildung 11) ist dadurch erklärbar,

dass in diesem Fall schwer zersetzbare organische Verbindungen, die bei der Bestimmungsmethode für Ge-

samtstickstoff nach Kjeldahl nicht erfasst werden können (Kapitel 4.3.2), in messbare Verbindungen über-

führt wurden. Diese Annahme wird durch den Kurvenverlauf des organischen Stickstoffs (Anlage 4.4)

bestätigt. Während bei allen anderen Mischungen der Anteil an Norg im Versuchszeitraum abnimmt, ist für

die Mischung H ein deutlicher Anstieg zu beobachten. Dies spiegelt sich folglich in der Zunahme des Ge-

samtstickstoffgehaltes wider.



Am Beispiel der Mischungen D und H (Abbildung 13 und Abbildung 11) wird deutlich, dass nicht allein der

Ausgangsgehalt des Gesamtstickstoffes 5 als Bewertungskriterium herangezogen werden kann, sondern

auch der Zusammensetzung der Mischungen für die Qualität und die Einhaltung der Grenzwerte auf lange

Sicht eine bedeutende Rolle zukommt. Wie oben bereits erwähnt befindet sich die Stickstoffausgangs-

menge6 bei den Mischungen H und D auf ähnlichem und gegenüber den anderen Mischungen auf deutlich

niedrigerem Niveau. Bei der Mischung H steigt der Gesamtstickstoffgehalt jedoch im Untersuchungszeitraum

während er bei D leicht abnimmt. Beide Mischungen sind darüber hinaus durch ein ungünstiges C/N-Ver-

hältnis von über 100 gekennzeichnet (Kapitel 4.1.2; Tabelle 11). Trotz ähnlicher Voraussetzung hinsichtlich

der nach dem C/N-Verhältnis abgeleiteten Zersetzbarkeit sowohl der Einzelstoffe als auch der Mischungen

sind in Mischung D vermutlich leichter zersetzbare Organika enthalten als in Mischung H. Dies geht insbe-

sondere aus dem Verlauf der Gesamtstickstoffkurven im Zusammenhang mit den Mischungskomponenten

hervor.

Beide Mischungen sind aus ähnlichen Mischungsverhältnissen zusammengesetzt. Sie unterscheiden sich in

der mineralischen Komponente, die in Mischung H aus Erdaushub EH 1 und in Mischung D aus Gießerei-

sand GS 3 besteht. Im Gegensatz zu den anderen Mischungen fehlt in beiden Fällen die Komponente 2, der

Stickstoffträger, der in Form der gut zersetzbaren Materialien Kompost KO 1 bzw. Klärschlamm SM 1 einge-

setzt wurde. Darüber hinaus enthalten sie mit 4 kg (Mischung H) bzw. 5 kg (Mischung D) deutlich erhöhte

Mengen an Papierschlamm PS 4.

Es ist zu vermuten, dass der in Mischung H eingesetzte Erdaushub EH 1 (Buntsandsteinzersatz) als Unter-

boden keine Organika enthält und somit den Mikroorganismen keine Nahrungsgrundlage bietet. Aus diesem

Grund sind diese gezwungen auf die organischen Verbindungen des Papierschlammes zurückzugreifen, der

gemäß dem C/N-Verhältnis von 208 [13] schwer abbaubare organische Substanz, beispielsweise in Form

von Ligninen, enthält. Die Mischung D beinhaltet statt Erdaushub Gießereisand. Die Einzelanalyse dieses

Stoffes ergab zwar mit 94 [13] ein ebenfalls hohes C/N-Verhältnis und weist damit auf eine schlechte Zer-

setzbarkeit der enthaltenen organischen Substanz hin, gegenüber dem Papierschlamm sollte die Organika

des Gießereisandes jedoch deutlich besser abbaubar sein. Mit Beginn des Versuches ist bei Mischung D

eine Umsetzung von Ammonium und Nitrat, wenn auch auf sehr niedrigem Niveau (Abbildung 14), zu beo-

bachten. Es ist anzunehmen, dass die beim Gießereiprozess als Bindemittel eingesetzten organischen

Formstoffe, wie beispielsweise Phenolharz, Phenolharnstoff und Aminoplaste [30], das C/N-Verhältnis künst-

lich beeinflussen und eine schlechte Zersetzbarkeit vortäuschen. Wie bereits in Kapitel 4.1.2 erwähnt, be-

zieht sich das C/N-Verhältnis auf natürliche organische Materialien und ist nicht zwangsläufig auf künstliche

Materialien zu übertragen. Da die Mischung H keinen Gießereisand und somit im Vergleich zu Mischung D

keinen leicht verfügbaren Stickstoff enthält, müssen die Mikororganismen in diesem Fall zu einem früherem

Zeitpunkt auf die schwerer zersetzbare Organika im Papierschlamm PS 4 zurückgreifen. Der vergleichbare

5 Bezieht sich auf den Gesamtstickstoffgehalt, der nach der Methode nach Kjeldahl erfassbar ist.

6 Angaben beziehen sich auf die erste Probenahme nach etwa 14-tägiger Liegezeit im Klimaraum.



Anstieg des Gesamtstickstoffes in Mischung D nach Verbrauch des Stickstoffs aus dem Gießereisand ist

zeitversetzt zu erwarten. Für die Überprüfung dieser Annahme wäre ein längerer Versuchszeitraum not-

wendig.

Der geringe Abfall des Gesamtstickstoffes in Mischung D basiert demnach auf dem Verbrauch des bei

KOCH et al. [13] ermittelten Gehaltes an Gesamtstickstoff von nur 0,06 % in Gießereisand. Der Verlust an

ca. 300 mg/kg Gesamtstickstoff bis zum Ende des Versuchszeitraumes sollte der in einem Zeitraum von fünf

Monaten gebildeten Gesamtmenge an Ammoniak entsprechen. Der kontinuierlich entstehende Ammoniak

entweicht unmittelbar dem System in geringen Mengen, die aufsummiert der Differenz zwischen Anfangs-

und Endgehalt des Gesamtstickstoffes entsprechen.

Anhand der Gesamtstickstoffkurven und unter Berücksichtigung der oben genannten Fehlerquellen können

keine relevanten Unterschiede zwischen den Versuchsreihen mit den verschiedenen Wassergehalten von

50 % FK und 70 % FK festgestellt werden. Dies entspricht damit auch den Angaben in SCHEFFER/

SCHACHTSCHABEL [6] wonach die N-Mineralisierung weitestgehend vom Wassergehalt der Böden unab-

hängig ist. Bei Wassersättigung kann die Denitrifikation ein stärkeres Ausmaß annehmen. Eine intensivere

Mineralisation findet jedoch statt, wenn auf trockene Perioden feuchte Phasen folgen.

Im Gegensatz zu dem Gehalt an Gesamtstickstoff lassen sich die Mischungen hinsichtlich der Charakteristik

ihrer Stickstoffumsetzung bezüglich der Kurvenverläufe von Ammonium- und Nitrat -Stickstoff deutlicher diffe-

renzieren (Abbildung 7 bis Abbildung 16). Anhand der Ammonium- und Nitratverläufe können die acht unter-

suchten Mischungen in insgesamt fünf Grundformen der ablaufenden Umsetzungsvorgänge eingeteilt wer-

den. Für eine bessere Übersicht ist in Tabelle 14 die Zusammensetzung der Mischungen sortiert nach

diesen fünf Gruppen aufgelistet.

Bereits anhand der Ammonium-Stickstoffgehalte sind die Unterschiede der Mischungen bedingt durch deren

Zusammensetzungen erkennbar. Bei ähnlichem Gehalt an Gesamt-Stickstoff aller vorliegenden Bodener-

satzstoffe enthält die Mischung A mit ca. 46 mg/kg die größte Menge an Ammonium-Stickstoff. Demgegen-

über konnte beispielsweise in den Mischungen D, E und H ein Ammonium-Stickstoffgehalt von weniger als 1

mg/kg analysiert werden. Für die Mischung A wird demzufolge eine schnelle und auf einem hohen Niveau

ablaufende Umsetzung der Stickstoffverbindungen erwartet.



Tabelle 14: Zusammensetzung der Mischungen; sortiert nach Gruppen

Mischung Komponente 1

- mineralische Komponente -

Komponente 2

- Stickstoffträger -

Komponente 3

- Kohlenstoffträger -

GRUPPE 1 (ca. 1 N : 1 C)**

C 6,5 kg GS 4 1,5 kg SM 1 2 kg PS 4

G 6 kg EH 1 2 kg SM 1 2 kg PS 4

F 6 kg EH 1 2 kg KO 1 2 kg PS 4

GRUPPE 2 (ca. 1 N : 8 C)**

B 6 kg GS 4 1 kg KO 1 3 kg PS 4

H 5 kg EH 1 --- 5 kg PS 4

GRUPPE 3 (ca. 0 N : 4 C)**

D 6 kg GS 3 --- 4 kg PS 4

GRUPPE 4 (ca. 1 N : 3 C)**

E 6 kg AS 1 1 kg KO 1 3 kg PS 4

GRUPPE 5 (ca. 3 N : 0 C)**

A* 7 kg GS 3 3 kg KO 1 ---

* Anhand des prozentualen Stickstoffgehaltes korrigiertes Mischungsverhältnis (siehe Kapitel 4.1.2).

** Annäherndes Stickstoff-Kohlenstoff-Verhältnis der Gruppe.



Gruppe 1 (1 N : 1 C; s. Tabelle 14, S. 46): Aufgrund der Ähnlichkeit ihrer Ammonium- und Nitratkurven-

verläufe über den Untersuchungszeitraum von fünf Monaten können die Mischungen C, G und F in einer

Gruppe zusammengefasst werden. Die grafische Darstellung der Umsetzungsverläufe enthalten Abbildung

7, Abbildung 8 und Abbildung 9.

Bei allen Mischungen kommen innerhalb kurzer Zeit die für die Vegetation relevanten Umsetzungsmecha-

nismen der Stickstoffverbindungen in Gang. Die Maxima von Ammonium- und Nitrat-Stickstoff sind zeitver-

setzt, wobei das Ammonium-Maximum mit dem Nitrat-Minimum korreliert und umgekehrt. Bei der Mischung

G laufen die Reaktionen auf dem gegenüber Mischung C und Mischung F niedrigsten Niveau ab.

Charakteristisch für alle drei Mischungen ist das Auseinanderscheren der Ammonium- und Nitratkonzentra-

tionen gegen Ende des Versuchszeitraumes mit einem steilen Anstieg des Nitratgehaltes und einem Abfall

der Ammoniumkurve gegen Null.

Der für diese drei Mischungen typische Verlauf der Ammoniumkurven mit seinen charakteristischen Schwan-

kungen kann über das Abbauverhalten der Mikroorganismen begründet werden. Es ist anzunehmen, dass

zunächst die leichter zersetzbare organische Substanz abgebaut wird. Mit dem Ende dieses Prozesses geht

das erste Minimum im Verlauf der Ammoniumkonzentration einher. Der anschließende leichte Anstieg be-

ruht auf dem allmählichen Einsetzen des Abbaus schwerer zersetzbarer Substanzen, nachdem sich die

Mikroorganismen in der Zwischenzeit an die Bedingungen angepasst haben. Die Phasenverschiebung im

Nitratkonzentrationsverlauf kann dadurch begründet werden, dass die Nitifikanten eine gewisse Anlaufphase

zu ihrer Aktivierung benötigen, wobei insbesondere ein ausreichendes Nährstoffangebot in Form von Am-

monium gewährleistet sein muss. Darüber hinaus tritt im Verlauf der Ammoniumoxidation zu Nitrat durch die

Bildung einer metastabilen Nitritzwischenstufe eine zusätzliche Verzögerung im Reaktionsverlauf auf.

Am Ende des Untersuchungszeitraumes laufen die Kurven auf einen Gleichgewichtszustand hinaus, bei

dem das gebildete Ammonium unmittelbar in Nitrat überführt wird. Dies spiegelt sich im oben genannten An-

stieg der Nitratkurve und der gegen Null strebenden Ammoniumkurve wider. Für die komplette Erfassung

der Abbau- und Umwandlungsprozesse ist der Untersuchungszeitraum von nur fünf Monaten jedoch nicht

ausreichend.

Insbesondere durch die Zumischung größerer Mengen gut zersetzbarer Materialien in Form von Klär-

schlamm und Kompost weisen alle drei Mischungen ein enges C/N-Verhältnis auf. Hierdurch wird eine

gleichmäßige, stetige Nachlieferung an pflanzenverfügbarem, anorganischem Ammonium- und Nitratstick-

stoff gewährleistet.

Für die unterschiedlichen Wassergehalte der Mischung F zeigen sich ähnliche Kurvenverläufe. Eine Ab-

hängigkeit von der Materialfeuchte kann in diesem Fall nicht festgestellt werden.



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NH4-N - 68 % - C

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Abbildung 7: Umsetzungscharakteristik der Mischung C im Brutversuch bei 20 °C

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ff [m

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]

NH4-N - 94 % - G

NO3-N - 94 % - G

Nges. - 94 % - G

Abbildung 8: Umsetzungscharakteristik der Mischung G im Brutversuch bei 20 °C



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29.01.03 28.02.03 30.03.03 29.04.03 29.05.03 28.06.03

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NH4-N - 50 % - F

NH4-N - 70 % - F

NO3-N - 50 % - F

NO3-N - 70 % - F

Nges. - 50 % - F

Nges. - 70 % - F

Abbildung 9: Umsetzungscharakteristik der Mischung F im Brutversuch bei 20 °C

Gruppe 2 (1 N : 8 C; s. Tabelle 14, S. 46): Charakteristisch für die Mischungen B und H (Abbildung

10; Abbildung 11) ist, dass in diesen Fällen erst nach einer längeren Liegezeit von etwa drei Monaten, deut-

liche Umsetzungsreaktionen zu beobachten sind. Auffallend ist die Diskrepanz zwischen den Reaktionsver-

läufen für die verschiedenen Wassergehalte von 50 % FK und 70 % FK, wobei die Stickstoffumsetzung bei

einem Wassergehalt von 50 % FK wesentlich geringere Ausmaße erreicht.

Nach etwa drei Monaten zeigen sich Konzentrationsverläufe, die den Gruppe 1 zugeordneten Mischungen

C, G und F ähneln. Allerdings tritt der erste Ammoniumpeak demgegenüber nach einer Zeitverzögerung von

zwei Monaten auf. Danach deutet sich ein wechselseitiger Anstieg der Ammonium- und Nitratkonzentratio-

nen an. Dies passiert teilweise auf niedrigerem Niveau und wird am Beispiel der Mischung H erst bei der

Wahl einer anderen, größeren Skalierung deutlich (Abbildung 12). Auch hier erweist sich ein längerer Ver-

suchszeitraum als günstig.

Die verzögerte Umsetzung ist vermutlich einer schlechten Abbaubarkeit der in den Mischungen enthaltenen

Organika anzulasten. Hieraus ergibt sich ein Widerspruch zu den in Tabelle 11 angegebenen C/N-Verhält-

nissen. Danach gilt die Organika der Mischung B mit einem engen C/N-Verhältnis von 27 gegenüber der der

Mischung H (C/N = 128) als gut abbaubar. Wie bereits im Zusammenhang mit dem Gehalt an Gesamtstick-

stoff diskutiert, enthält die Mischung H als organischen Anteil ausschließlich schwer zersetzbaren Papier-

schlamm PS 4. In diesem Fall werden die schwer zersetzbaren Verbindungen durch die Mikroorganismen



zunächst in stickstoffhaltige Zwischenstufen umgewandelt, bevor eine zeitverzögerte Überführung in Ammo-

nium erfolgt. Dies wird durch den deutlichen Anstieg der Norg-Kurve im Versuchszeitraum bestätigt (Anlage

4.3). Bei Mischung B wird zwar das C/N-Verhältnis durch die Kompostzumischung verbessert, offenbar

reicht jedoch die Kompostmenge von 10 % im Vergleich zu Mischung F in Gruppe 1 mit 20 % noch nicht

aus, um einen frühzeitigen Abbau von organischem Stickstoff zu Ammonium zu induzieren. Möglich sind

auch hemmende Stoffe des in größeren Mengen zugemischten Papierschlammes, wie z. B Lignin.

Demgegenüber weisen die Mischungen B und C bei vergleichbaren C/N-Verhältnissen von 27 bzw. 25 ab-

weichende Verläufe der Stickstoffumsetzung auf. Beide Beispiele bestärken die Annahme, dass das C/N-

Verhältnis im Falle von Abfallstoffen bzw. künstlicher Materialien keine zuverlässige Einstufung bezüglich

des Abbauverhaltens organischer Substanz ermöglicht.

Bei einem Wassergehalt von 70 % FK lassen sich in beiden Fällen verstärkte Umsetzungsvorgänge beo-

bachten. Proben mit dieser vergleichsweise hohen Materialfeuchte befinden sich in der Mitte des nach

ROHMANN und SONTHEIMER [27] angegebenen Intervalls der optimalen Bodenfeuchte. Demgegenüber

liegen die Proben mit 50 % Materialfeuchte im unteren Bereich des günstigen Feuchteintervalls. Anhand nur

eines Messwertes lassen sich diesbezüglich jedoch keine zuverlässigen Aussagen treffen.

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NO3-N - 50 % - B

NO3-N - 70 % - B

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Nges. - 70 % - B

Abbildung 10: Umsetzungscharakteristik der Mischung B im Brutversuch bei 20 °C



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NH4-N - 50 % - H

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NO3-N - 50 % - H

NO3-N - 70 % - H

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Nges. - 70 % - H

Abbildung 11: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 20 °C

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NH4-N - 50 % - H

NH4-N - 70 % - H

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NO3-N - 70 % - H

Nges. - 50 % - H

Nges. - 70 % - H

Abbildung 12: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 20 °C (andere Skalierung)



Gruppe 3 (0 N : 4 C; s. Tabelle 14, S. 46): Bei der Mischung D (Abbildung 13 und Abbildung 14) set-

zen zwar die Umsetzungsreaktionen mit Beginn der Versuchsphase ein, laufen jedoch insgesamt auf einem

sehr niedrigen Niveau von unter 4 mg/kg ab. Bei einer anderen Skalierung (Abbildung 14) wird deutlich, dass

der Kurvenverlauf in etwa mit denjenigen der in Gruppe 1 zugeordneten Mischungen zu vergleichen ist,

deren Konzentrationsniveau im Bereich von etwa 50 mg/kg bis 100 mg/kg liegt. Da die sehr geringen ge-

messenen Konzentrationswerte mit großen relativen Fehlern einhergehen, ist in diesem Fall keine zuverläs-

sige Bewertung der Konzentrationsverläufe möglich.

Die im Untersuchungszeitraum von fünf Monaten abgelaufenen Reaktionen sind vermutlich auf den Abbau-

prozess der im Gießereisand GS 3 enthaltenen organischen Substanz zurückzuführen. Das geringe Um -

setzungsniveau spiegelt den geringen Gesamtstickstoffgehalt des Gießereisandes von nur 0,06 % TS [13]

wider. Die Zersetzung des in großen Anteilen enthaltenen Papierschlammes PS 4 spielt im Untersuchungs-

zeitraum offenbar noch keine Rolle. Generell weist die Mischung D im Untersuchungszeitraum von allen

Mischungskombinationen den geringsten Anteil an Norg auf (Anlage 4.3). Nach Abbau der Organika im

Gießereisand kann vermutet werden, dass der anschließende Reaktionsverlauf dem der Gruppe 2 ent-

spricht. Es ist darüber hinaus möglich, dass der Gehalt an Gesamtstickstoff nach dem Verbrauch des leicht

zur Verfügung stehenden Stickstoffs auf lange Sicht ähnlich wie bei Mischung H ansteigt.

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NH4-N - 70 % - D

NO3-N - 50 % - D

NO3-N - 70 % - D

Nges. - 50 % - D

Nges. - 70 % - D

Abbildung 13: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 20 °C



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NH4-N - 50 % - D

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NO3-N - 50 % - D

NO3-N - 70 % - D

Nges. - 50 % - D

Nges. - 70 % - D

Abbildung 14: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 20 °C (andere Skalierung)

Gruppe 4 (1 N : 3 C; s. Tabelle 14, S. 46): Der Verlauf der Umsetzung der in Mischung E enthaltenen

organischen Substanz unterscheidet sich deutlich von dem der bereits beschriebenen Mischungen. Es fällt

auf, dass die Messwerte an Ammonium-N ausgeprägte Schwankungen aufweisen, wobei das zweite Maxi-

mum fast 900 mg/kg (70 % FK) erreicht und damit deutlich über den Werten aller anderen Mischungen liegt.

Die Mineralisierung beim Wassergehalt von 50 % FK setzt zeitverzögert ein und erreicht nur einen maxi-

malen Wert von ungefähr 540 mg/kg. Diesen Maxima folgt in beiden Fällen eine starke Abnahme des Am-

moniumgehaltes. Demgegenüber sind für Nitrat keine erkennbaren Reaktionen zu beobachten. Die Ursache

hierfür ist der hohe pH-Wert von 9, der das Ausgasen von Ammoniak begünstigt (Kapitel 3). Unter diesen

alkalischen Bedingungen kann zudem der Nitrifikationsprozess aufgrund der toxischen Wirkung des

Ammoniaks auf die nitritoxidierenden Bakterien gehemmt sein [27; 26].

Obwohl nach SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL [6] bei pH-Werten von unter 5 und über 8 auch die Minera-

lisierung negativ beeinträchtigt werden kann, konnte dies für die vorliegende Mischung nicht beobachtet

werden. Der Verlauf der Ammoniumkurve macht deutlich, dass die organische Substanz in großem Umfang

in Ammonium umgewandelt wird und somit der Prozess der Mineralisierung nicht gehemmt ist. Hieraus er-

gibt sich ein Widerspruch gegenüber der Mischung B in Gruppe 2, die analog zu Mischung E gleiche Anteile

an Kompost und Papierschlamm enthält, jedoch eine erst spät einsetzende Umsetzungsreaktion aufweist.

Offenbar finden zwischen den einzelnen Komponenten komplexe Wechselwirkungen statt, die im Rahmen

dieses Projektes nicht erfasst werden können. Analoges kann im Fall des pH-Wertes beobachtet werden.



Der sehr hohe pH-Wert im GS 3 von 10,8 [13] nivelliert sich in Mischung B auf 7,3, während der Einfluss des

hohen pH-Wertes in AS 1 von 9,6 [13] auf die Mischung E erhalten bleibt. Weitere tiefgründigere Unter-

suchungen zu stofflichen Wechselwirkungen und Reaktionsmechanismen sind anzuraten.

Auch in diesem Fall spiegelt das hohe C/N-Verhältnis von 80 (Tabelle 11; S. 30) nicht die tatsächliche Zer-

setzbarkeit der organischen Substanz wider.

Über die Abnahme der Ammoniumgehalte muss spekuliert werden. Es ist denkbar, dass das leicht zersetz-

bare organische Material zu diesem Zeitpunkt aufgebraucht ist, und die Mikroorganismen nun auf den

schwerer zersetzbaren Papierschlamm zurückgreifen müssen. Für eine diesbezügliche Überprüfung ist je-

doch ein längerer Versuchszeitraum erforderlich.

Wie in Gruppe 2 deuten sich bei einem Wassergehalt von 50 % FK vergleichsweise geringere Umsetzungs-

reaktionen an.

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NH4-N - 50 % - E

NH4-N - 70 % - E

NO3-N - 50 % - E

NO3-N - 70 % - E

Nges. - 50 % - E

Nges. - 70 % - E

Abbildung 15: Umsetzungscharakteristik der Mischung E im Brutversuch bei 20 °C



Gruppe 5 (3 N : 0 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Mischung A (Abbildung 16) unterscheidet sich sowohl

hinsichtlich des Kurvenverlaufes des Ammonium- und Nitrat-Stickstoffes als auch bezüglich der umgesetzten

Mengen deutlich von allen anderen Mischungen.

Der analysierte Wert der Ammonium-Konzentration befindet sich zum Zeitpunkt der ersten Beprobung mit

450 mg/kg (bei 70 % der FK) bzw. 463 mg/kg (bei 50 % der FK) auf sehr hohem Niveau und unterscheidet

sich allein hinsichtlich dieses Wertes deutlich von den anderen Mischungen. Damit liegt bereits zu Beginn

des Versuchszeitraumes ein Großteil des Gesamtstickstoffes in mineralisierter und pflanzenverfügbarer

Form vor. Das Ammonium fällt jedoch innerhalb eines Monats gegen Null und verbleibt bis zum Ende des

Versuchzeitraumes auf diesem niedrigen Niveau. Zeitgleich mit dem Abfall des Ammoniums steigt in vorlie-

gender Mischung der Gehalt an Nitrat von ca. 40 mg/kg auf ca. 500 mg/kg (70 % Wassergehalt) bzw. ca.

600 mg/kg (50 % Wassergehalt). Dieser Wert bleibt über den Zeitraum von 1,5 Monaten in etwa stabil und

nimmt danach ebenfalls stark ab. Der nochmalige leichte Anstieg des Nitratgehaltes insbesondere bei einem

Wassergehalt von 70 % FK darf, da die Ergebnisse auf nur einem Messwert beruhen (16.06.2003), nicht

überbewertet werden. Es ist denkbar, dass die Degradation schwer zersetzbarer Substanz eingesetzt hat

oder aber nach Überschreitung des Populationsmaximums abgestorbene Mikroorganismen abgebaut wer-

den.

Da für Ammonium und Nitrat keine Ausgangswerte analysiert wurden, kann aus diesen Kurven keine Aus-

sage darüber getroffen werden, ob das Ammonium von Anfang an in der Größenordnung von ca. 450 bis

460 mg/kg vorlag oder ob es innerhalb der ersten 14 Tage der Liegezeit entstehen konnte. Der im nach-

folgenden Kapitel diskutierte Kurvenverlauf der Freilandversuche weist jedoch auf eine geringe Anfangs-

konzentration des Ammoniums hin. Dies ist in Verbindung mit dem engen C/N-Verhältnis von 14 (Tabelle

11) ein Hinweis auf die sehr gute Zersetzbarkeit des in der Mischung enthaltenen organischen Materials. Der

Anstieg des Nitrates bei gleichzeitigem Abfall des Ammoniums zeigt, dass die Nitrifikation unmittelbar nach

Bereitstellung des Ammoniums in Gang kommt. Die stabile, unveränderte Lage über 1,5 Monate deutet

darauf hin, dass sich zwischen dem Prozess der Mineralisierung und dem der Nitrifikation ein Gleichgewicht

eingestellt hat, wobei das gebildete Ammonium unverzüglich in Nitrat überführt wird. Der rapide Abfall der

Nitratkurve ließe sich damit begründen, dass die leicht verfügbare Organik verbraucht wurde und folglich den

Nitrifikanten zumindest zeitweise die Nahrungsgrundlage fehlt. Im Vergleich zu den Ergebnissen der Brutver-

suche bei 10 °C (Kapitel 5.1.1.2) laufen die Umsetzungsreaktionen deutlicher ausgeprägt ab. Da der Ge-

samtstickstoffgehalt nicht merklich sinkt, ist es denkbar, dass das Nitrat zu Nitrit umgewandelt wird und der

Prozess auf dieser Stufe stagniert.

Der auffällige Verlauf der Umsetzungsmechanismen ist auf die leichte Zersetzbarkeit des Kompostes zu-

rückzuführen (C/N-Verhältnis = 25). Der Anteil an organischer Substanz im Gießereisand spielt wie auch bei

den anderen Mischungen eine eher untergeordnete Rolle. Aus der schnellen Zersetzbarkeit ergeben sich

zwei Nachteile, zum einen werden innerhalb kurzer Zeit die Stickstoffvorräte im Boden aufgebraucht und

zum anderen wird durch die schnelle Freisetzung von großen Mengen Nitrat die Auswaschungsgefahr durch

Wasser erhöht. Diese Mischungskombination muss aus wirtschaftlichen und ökologischen Gesichtspunkten



als eher ungünstig eingestuft werden, obwohl die nach Kali-Haldenrichtlinie [1] vorgegebenen Grenzwerte

eingehalten werden.

Die Unterschiede zwischen den Wassergehalten von 50 % FK und 70 % FK sind in diesem Fall vermutlich

auf die stärkere Verdünnung bei 70 % FK zurückzuführen.

Die Mischung F (Gruppe 1) ist ähnlich zusammengesetzt wie die Mischung A. In beiden Fällen spielt die

mineralische Komponente für den Stickstoffhaushalt keine größere Bedeutung. In Mischung F ist jedoch

neben dem Kompost zusätzlich Papierschlamm enthalten. Dies bewirkt sowohl eine geringfügige Erhöhung

des C/N-Verhältnisses (Tabelle 11) als auch eine Reduzierung der Umsetzungsgeschwindigkeiten. Der

Stickstoff kann in diesem Fall über einen längeren Zeitraum relativ gleichmäßig bereitgestellt werden.

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NH4-N - 50 % - A

NH4-N - 70 % - A

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NO3-N - 70 % - A

Nges. - 50 % - A

Nges. - 70 % - A

Abbildung 16: Umsetzungscharakteristik der Mischung A im Brutversuch bei 20 °C



5.1.1.2 Brutversuche bei 10 °C (IUTA, IVUB)

Analog zu den Brutversuchen bei einer konstanten Temperatur von 20 °C wurden Brutversuche bei 10 °C

durchgeführt (Kapitel 4.2.1.1). Sowohl die Versuchsdurchführung als auch die Analytik des Gehaltes an Ge-

samtstickstoff sowie an Nitrat - und Ammonium-Stickstoff oblag IUTA. Die Ergebnisse in tabellarischer Form

sind der Anlage 3.1 beigefügt. Die graphische Darstellung der Ergebnisse sind in Abbildung 17 bis Abbildung

24 enthalten. Die berechneten Werte für Nmin und Norg sind tabellarisch in der Anlage 3.5 zusammengefasst,

die entsprechenden Diagramme sind unter Anlage 4.2 zu finden. Analog zu den Brutversuchen bei 20 °C

werden an dieser Stelle die Kurvenverläufe der Stickstoffumsetzung diskutiert. Die Bewertung der Mischun-

gen hinsichtlich ihrer Praxis- und Umweltrelevanz unter Einbeziehung aller Versuchsreihen ist in Kapitel 5.3

zu finden.

Generell ist für die Untersuchungen bei 10 °C ein weniger ausgeprägtes Umsetzungsverhalten als bei den

unter einer Temperatur von 20 °C ablaufenden Brutversuchen zu erwarten. Bezug nehmend auf die An-

gaben von ROHMANN und SONTHEIMER [27] in Kapitel 3 befindet sich das Temperaturoptimum für die

Mineralisierung und die Nitrifikation zwischen 25 und 35 °C.

Der Gehalt an Gesamtstickstoff (Abbildung 17 bis Abbildung 24) bleibt unter Berücksichtigung des Fehlers

von 10 bis 15 % (Kapitel 5.1.1.1) über den Versuchszeitraum von fünf Monaten weitestgehend konstant. Wie

bereits bei dem Brutversuch unter einer konstanten Temperatur von 20 °C diskutiert wurde, können auch in

diesem Fall keine relevanten Unterschiede zwischen den Versuchsreihen mit verschiedenen Wasserge-

halten von 50 % FK und 70 % FK festgestellt werden. Nur im Falle von Mischung H ist ein unterschiedlicher

Kurvenverlauf für die beiden Wassergehalte zu beobachten.

Die Intensität sowohl der Mineralisierung als auch der Nitrifikation ist bei einer Temperatur von 10 °C gegen-

über den Brutversuchen bei 20 °C erwartungsgemäß deutlich geringer. Prinzipiell deutet sich jedoch in den

meisten Fällen ein ähnlicher Trend der Kurvenverläufe an. Die in Kapitel 5.1.1.1 vorgenommene Einteilung

der acht Mischungen in fünf Grundtypen entsprechend ihrer Ammonium- und Nitratkurvenverläufe kann des-

halb beibehalten werden. Der Feuchteunterschied in den Proben wirkt sich im Gegensatz zu den mit einer

Temperatur von 20 °C durchgeführten Brutversuchen weniger deutlich auf die Umsetzungsreaktionen aus.

Bezüglich der Zusammensetzung der Mischungen sei auf die Angaben in Tabelle 14 (S. 46) verwiesen.



Gruppe 1 (1 N : 1 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Mischungen C und G (Abbildung 17; Abbildung 18)

weisen sehr ähnliche Kurvenverläufe auf, die sich jedoch deutlich von den Messwerten bei 20 °C sowohl be-

züglich der Verlaufsform als auch des Gesamtniveaus unterscheiden. Der typische wechselseitige Verlauf

der Ammonium- und Nitratkurven (Brutversuch bei 20 °C) ist nicht zu beobachten. Gegen Ende des Ver-

suchszeitraumes deutet sich jedoch der charakteristische Anstieg des Nitrat -Stickstoffes an.

Bedingt durch den hohen Anfangsgehalt an Ammonium-Stickstoff im Fall der Mischung F (Abbildung 19)

erfolgt eine Nitratbildung bis zum Verbrauch des Ammoniums. Der anschließende Kurvenverlauf entspricht

den Verläufen der Mischungen C und G.

Generell ist in allen drei Mischungen ein deutlicher Einfluss der Temperatur auf die Umsetzungsvorgänge zu

beobachten.

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Abbildung 17: Umsetzungscharakteristik der Mischung C im Brutversuch bei 10 °C



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NH4-N-94-G

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Abbildung 18: Umsetzungscharakteristik der Mischung G im Brutversuch bei 10 °C

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N-ges-70-F

Abbildung 19: Umsetzungscharakteristik der Mischung F im Brutversuch bei 10 °C



Gruppe 2 (1 N : 8 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Mischungen B und H (Abbildung 20; Abbildung 21)

zeigen eine nur minimale Aktivität auf niedrigem Niveau. Bei dem im Verlauf der Ammoniumstickstoffkon-

zentration Anfang April auftretenden Peak (Mischung B) handelt es sich mit großer Wahrscheinlichkeit um

einen Ausreißer. Da bereits unter den günstigeren Temperaturbedingungen von 20 °C die Umsetzungsreak-

tionen stark zeitverzögert einsetzen, können die Mikroorganismen folglich unter schlechteren Temperatur-

verhältnissen im Versuchszeitraum nicht aktiviert werden.

Auffällig für die Mischung H ist der deutliche Anstieg von organischem Stickstoff bzw. Gesamtstickstoff in der

Probe mit einem Wassergehalt von 70 % FK ab etwa Mitte April nach ca. zwei Monaten Liegezeit (Anlage

4.2). Möglicherweise wird die oben diskutierte Umsetzung von den über die Kjeldahl-Methode nicht erfass-

baren Substanzen in messbare Verbindungen bei diesem relativ hohen Wassergehalt selbst bei einer niedri-

gen Temperatur induziert.

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Abbildung 20: Umsetzungscharakteristik der Mischung B im Brutversuch bei 10 °C



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NH4-N-70-H

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NO3-N-70-H

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N-ges-70-H

Abbildung 21: Umsetzungscharakteristik der Mischung H im Brutversuch bei 10 °C

Gruppe 3 (0 N : 4 C; s. Tabelle 14, S. 46): Entsprechend der nur sehr geringen Umsetzungsaktivitäten

bei 20 °C können auch bei der deutlich niedrigeren Temperatur von 10 °C erwartungsgemäß für die

Mischung D (Abbildung 22) keine größeren Umsetzungsaktivitäten festgestellt werden. Die in diesem Fall

auftretenden generell geringfügig höheren Werte dürfen aufgrund des hohen relativen Fehlers in diesen ge-

ringen Konzentrationsbereichen nicht überbewertet werden. Ursachen hierfür können bereits Inhomogenitä-

ten und Schwankungen bei der Mischungsherstellung sein.



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Abbildung 22: Umsetzungscharakteristik der Mischung D im Brutversuch bei 10 °C

Gruppe 4 (1 N : 3 C; s. Tabelle 14, S. 46): Im Gegensatz zu den bei 20 °C ablaufenden Brutversuchen

ist bei Mischung E (Abbildung 23) im Falle der geringeren Temperatur von 10 °C kein signifikanter Anstieg

des Ammonium-Stickstoffes zu beobachten. Der Ammonium-Stickstoff befindet sich vielmehr über den Ver-

suchzeitraum auf etwa konstantem Niveau von ca. 50 mg/kg. Auch für Nitrat sind keine erkennbaren Reak-

tionen zu beobachten, wobei sich der Gehalt an Nitrat-Stickstoff nahe Null befindet.

Die abweichenden Umsetzungsverläufe beider Versuchsreihen sind auch in diesem Fall der Temperatur-

differenz anzulasten. Da nach ROHMANN und SONTHEIMER [27] die Prozesse der Mineralisierung und der

Nitrifikation auch im Temperaturbereich von 0 °C noch ablaufen, ist nach starker Zeitverzögerung mit einem

späteren, wenn auch abgeschwächten Anstieg der Ammoniumstickstoffkonzentrationen zu rechnen.



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Abbildung 23: Umsetzungscharakteristik der Mischung E im Brutversuch bei 10 °C

Gruppe 5 (3 N : 0 C; s. Tabelle 14, S. 46): Bei der Mischung A (Abbildung 24) sind die Prozesse der

Mineralisierung und der Nitrifikation gegenüber den anderen Mischungen am stärksten ausgeprägt. Ähn-

liches konnte bereits für die Brutversuche bei 20 °C beobachtet werden. Obwohl die Reaktionen gegenüber

den Brutversuchen bei 20 °C auf niedrigerem Niveau ablaufen, sind sich die Kurvenverläufe beider Versuche

sehr ähnlich. Bereits nach kurzer Liegezeit setzt die Nitrifikation ein, wobei die Ammoniumkonzentration von

etwa 300 mg/kg auf etwa 30 mg/kg stark abfällt und die Nitratkonzentration von etwa 10 mg/kg auf etwa 150

mg/kg zunimmt. Der erste Wert an Ammonium-Stickstoff (Mittelwert von 1024 mg/kg) vom 25.02.2003 bei

einem Wassergehalt von 50 % FK muss als Ausreißer betrachtet werden. Generell setzt die Nitrifikation ge-

genüber den Brutversuchen bei 20 °C etwas zeitverzögert ein und verläuft auf niedrigerem Niveau. Der ab-

schließende Abfall der Nitratkonzentration konnte im Versuchszeitraum nicht beobachtet werden.

Bei dieser Mischungskombination mit einem hohen Anteil an Organika in Form von Kompost (Stickstoff-

träger) kommen die Umsetzungsvorgänge auch bei niedrigeren Temperaturen prinzipiell sehr schnell in

Gang. Die Mischung A ist gegenüber den anderen Mischungen durch eine ausgesprochen hohe biologische

Aktivität gekennzeichnet. Frühzeitig hohe Nitratkonzentrationen in Verbindung mit einem geringen Nährstoff-

verbrauch durch Pflanzen in der Anfangszeit der Vegetationsperiode bedingen in diesem Fall eine erhöhte

Gefahr der Nitratauswaschung. Im Vergleich hierzu enthält die Gruppe 1 zwar ebenfalls einen hohen Anteil

an Stickstoffträgern (Tabelle 14), zusätzlich sorgt jedoch die Zumischung an Papierschlamm für eine Ver-

langsamung der Umsetzungsreaktionen.



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Abbildung 24: Umsetzungscharakteristik der Mischung A im Brutversuch bei 10 °C

5.1.1.3 Vergleichende Diskussion der Ergebnisse der Brutversuche bei 10°C und 20°C

Die Untersuchung ausgewählter Bodenersatzstoffgemische hinsichtlich der Intensität und Geschwindigkeit

ihrer Stickstoffumsetzungsvorgänge erfolgte wie in Kapitel 4.2 beschrieben im Laborversuch unter konstan-

ten Temperaturverhältnissen von 10 °C bzw. 20 °C mit jeweils zwei verschiedenen Einstellungen des Was-

sergehaltes von 50 % FK und 70 % FK. Die unter 20 °C ablaufenden Brutversuche befanden sich in der

Nähe des bei BECK [28] für den Prozess der Nitrifikation ermittelten Temperaturoptimums von 26 °C.

Erwartungsgemäß sind die Umsetzungsreaktionen (Mineralisierung, Nitrifikation) unter den bei 20 °C ablau-

fenden Versuchen gegenüber denjenigen bei 10 °C in allen Mischungen, mit Ausnahme der Mischung D,

deutlicher ausgeprägt. Bei der Mischung D konnte infolge des Nährstoffmangels (enthält keinen Stickstoff-

träger) auch unter den günstigeren Temperaturbedingungen von 20 °C keine intensive Stickstoffumsetzung

beobachtet werden. Die Ammonium- und Nitratkonzentrationen befinden sich in beiden Fällen auf einem

sehr niedrigen Niveau.

Die acht Mischungen konnten unter den Temperaturbedingungen von 20 °C hinsichtlich ihrer Ammonium-

und Nitrat-Stickstoffverläufe in fünf verschiedene Grundformen der ablaufenden Umsetzungsvorgänge ein-

geteilt werden. Im Gegensatz hierzu lassen sich die im Brutversuch bei 10 °C ermittelten Kurvenverläufe

weniger deutlich differenzieren. In den meisten Fällen deutete sich jedoch ein ähnlicher Trend der Stickstoff-

umsetzung, wenn auch stark zeitverzögert und auf einem deutlich geringeren Niveau, an.



Die vom C/N-Verhältnis abgeleiteten qualitativen Zersetzbarkeiten der in den Mischungen enthaltenen Orga-

nika erwiesen sich nur teilweise als zutreffend.

Die im Zuge der Auswertung des bei 20 °C ablaufenden Brutversuches beobachtete Hemmung der Um -

setzungsreaktionen bei Zumischung von Papierschlamm, konnte auch unter den niedrigeren Temperatur-

verhältnissen von 10 °C festgestellt werden. Bei der Mischung A mit einem hohen Anteil an Organika

(Tabelle 14) aber fehlendem Kohlenstoffträger (Papierschlamm) kommen die Stickstoffumsetzungsvorgänge

sehr schnell in Gang und befinden sich gegenüber den anderen Mischungen auch auf einem deutlich

höheren Niveau. Die Mischungen C, G und F beinhalten zwar einen ähnlich hohen Anteil an Stickstoffträgern

(Tabelle 14) wie die Mischung A, die Zumischung von Papierschlamm bewirkt aber offenbar eine Ver-

langsamung der Umsetzungsreaktionen.

Die prinzipiell bei einer geringeren Temperatur verminderte Umsetzungsleistung der Mikroorganismen spie-

gelt sich auch in der Entwicklung der Gehaltes an Gesamtstickstoff im Versuchzeitraum von fünf Monaten

wider. Die Änderung des Gesamtstickstoffgehaltes, i. d. R. erfolgt eine Abnahme, ist gegenüber den Brutver-

suchen bei 20 °C weniger deutlich ausgeprägt.

Bei den unter 20 °C ablaufenden Brutversuchen war der Einfluss der Feuchte ansatzweise erkennbar. An

der Untergrenze des Feuchteoptimums (50 % FK) [27] erfolgt die Stickstoffumsetzung i. d. R. auf einem

niedrigeren Niveau. Ein entsprechender Unterschied konnte demgegenüber bei 10 °C nicht beobachtet

werden.

5.1.2 Freilandversuch

Der Freilandversuch ermöglicht gegenüber den Brutversuchen die Beobachtung der Umsetzungsprozesse in

Abhängigkeit vom Jahresgang der Temperatur. Die Vorgehensweise zur Versuchsdurchführung ist Kapitel

4.2.1.2 zu entnehmen. Parallel zur Stickstoffanalytik wurden die Proben in diesem Fall zusätzlich hinsichtlich

ihrer biologischen Charakteristik über die Nitrifikation (Kapitel 4.3.6) und die Respiration (Kapitel 4.3.7) stich-

probenartig getestet. Die Ergebnisse sind in tabellarischer Form der Anlage 3.3 (Stickstoff), der Anlage 3.9

sowie der Anlage 3.10 (Biologie) beigefügt. Die graphischen Darstellungen der Stickstoffanalysen enthalten

die Abbildung 26 bis Abbildung 34. Die Berechnung von Nmin und Norg sowie die entsprechenden Diagramme

sind in den Anlagen 3.7 und 4.4 zu finden. Für eine umfassende Bewertung der vorliegenden Bodenersatz-

stoffe werden die im Forschungsthema „Verfahren zur Bewertung von Abdeckschichten (Kurztitel)“ [13] ge-

wonnenen Ergebnisse der chemischen Untersuchungen sowie die des Kressetests in die Auswertung mit

einbezogen. In Kapitel 5.3 werden die Mischungen hinsichtlich ihrer Praxis- und Umweltrelevanz unter

Einbeziehung aller Versuchsreihen umfassend beurteilt.

Für die Bewertung der Bodentemperatur kann auf die im Rahmen des Forschungsthemas „Geräteanordnung

zur Feuchtemessung in salzbelasteten mineralischen Matrizes (Kurztitel)“ [17] in den Tiefen von 20 cm und

40 cm durchgeführte Bodentemperaturmessung zurückgegriffen werden. Die bodenklimatischen Verhält-



nisse im Zeitraum vom 31.01.2003 bis 11.11.2003 sind in Abbildung 25 graphisch dargestellt. Da die Mess-

geräte im Rahmen eines anderen Projektes benötigt wurden, konnte die Aufzeichnung der Bodentemperatur

nur bis zur ersten Dekade im November 2003 erfolgen, so dass der Untersuchungszeitraum leider nicht voll-

ständig abgedeckt ist. Der Bodentemperaturfühler in 20 cm Tiefe musste wegen Kabelverbiss bereits Anfang

Juli ausgebaut werden.

Bei den drei Sommermonaten des Jahres 2003 handelte es sich nach Angaben des Deutschen Wetter-

dienstes [32] um die wärmsten seit Beginn der systematischen Wetteraufzeichnung im Jahre 1901. Die mitt-

lere Tagestemperatur lag mit 19,6 °C um 3,4 °C über dem Referenzwert der aus den Mittelwerten der Jahre

1961 –1990 gebildet wurde. Aufgrund dieser extremen klimatischen Verhältnisse kann dieses Jahr nicht als

repräsentativ angesehen werden.

Das Minimum der Bodentemperatur befindet sich mit 0 °C (20 cm) bzw. 1,6 °C (40 cm) im Februar. Bis zum

Erreichen des Maximums von 27,5 °C (40 cm) Mitte Juli erfolgt ein stetiger Anstieg der Bodentemperatur,

wobei die Werte in einer Tiefe von 20 cm stets geringfügig über denjenigen in 40 cm liegen. Ab Mitte Juni

gleichen sich die Werte in den verschiedenen Tiefen an. Die für dieses Forschungsthema interessanten

Bodentemperaturen von 10 °C und 20 °C werden Ende März bzw. Anfang Juni erreicht. Im Juli befinden sich

die Temperaturwerte im Bereich der für die nach BECK [28] optimalen Temperatur für die Nitrifikation von

26 °C. Anschließend erfolgt ein stetiger und schneller Abfall der Temperaturwerte, wobei 20 °C ab Mitte

September und 10 °C ab Ende September unterschritten werden (40 cm Tiefe). Über den Temperaturverlauf

in 20 cm Tiefe lässt sich nur spekulieren. Es ist anzunehmen, dass bedingt durch die Oberflächennähe

gegenüber den tieferen Bereichen eine raschere Abkühlung erfolgt.



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Bodentemperatur in 0,40 m Tiefe

Bodentemperatur in 0,20 m Tiefe

Abbildung 25: Bodentemperatur der Versuchsfläche im Zeitraum vom 31.01.2003 bis 11.11.2003 [17]

Wie bereits in den Brutversuchen zu beobachten war, unterliegt der Gesamtstickstoffgehalt in den Mischun-

gen auch unter Freilandbedingungen starken Schwankungen (Abbildung 26 bis Abbildung 34). Generell ist,

mit Ausnahme von Mischung H, kein deutlicher Trend zu beobachten. Ein durch die hohen Temperaturen

und den längeren Versuchszeitraum zu erwartende Mineralisierungsschub der schwer zersetzbaren Sub-

stanzen ist anhand des Gesamtstickstoffes nicht zu beobachten. Allein für die Mischung H ist, wie auch bei

den Brutversuchen, über den Versuchszeitraum ein deutlicher Anstieg des Gehaltes an Gesamtstickstoff zu

beobachten.

Aufgrund der Schwankungen und unter Berücksichtigung des nach DIN ISO 11261 [14] angegebenen Feh-

lers von 10 – 15 % für die Stickstoffanalyse nach Kjeldahl sind für die Tiefenbereiche von 20 cm und 40 cm

keine Unterschiede zu erkennen.

Die bei der Auswertung der Brutversuche vorgenommene Einteilung der Mischungen in fünf Grundformen

der Umsetzungsverläufe wird aus Gründen der Vergleichbarkeit auch bei der Diskussion der Ergebnisse der

Freilandversuche beibehalten. Die Zusammensetzung der Mischungen ist Tabelle 14 (S. 46) zu entnehmen.



Gruppe 1 (1 N : 1 C; s. Tabelle 14, S. 46): Im Gegensatz zu den Laborversuchen ist die Übereinstim-

mung der Umsetzungskurven in den Mischungen C, G und F (Abbildung 26; Abbildung 27; Abbildung 28)

unter Freilandbedingungen deutlich weniger ausgeprägt. Insbesondere die Umsetzungscharakteristik der

Mischung G unterscheidet sich von der der Mischungen C und F. Auch ergeben sich Abweichungen der

Kurvenverläufe der Freilandversuche zu denjenigen unter Laborbedingungen bei 20 °C und 10 °C.

Die Mineralisierung setzt bei den Mischungen C und G erst Ende Mai mit Erreichen der Bodentemperatur

von 20 °C ein. Damit verbunden ist eine deutliche Abnahme des Norg (Anlage 4.4). Im Fall der Mischung F

kann die Ursache der bereits zu Beginn der Versuche erhöhten Ammoniumgehalte nicht eindeutig geklärt

werden, vermutlich liegt hier bereits von Anfang an eine gewisse Konzentration vor. Dies entspricht den Er-

gebnissen der Brutversuche. Unabhängig davon weisen die Mischungen C und F jedoch einen ähnlichen

Kurvenverlauf auf. In beiden Fällen kommt es zu einer intensiven Nitratbildung, während die Ammoniumkon-

zentration nach Erreichen ihres Maximums nahe Null verläuft. Zwischen den Prozessen der Mineralisierung

und der Nitrifikation stellt sich somit schnell ein Gleichgewicht ein. Beide Umsetzungsprozesse verlaufen auf

ähnlichem Niveau. Bezüglich der Tiefenabhängigkeit kann anhand dieser Werte keine Aussage gemacht

werden.

Im Gegensatz zu den Mischungen C und F setzt bei der Mischung G die Nitrifikation erst Ende Juli, zwei

Monate nach Erreichen der Bodentemperatur von 20 °C, ein. Darüber hinaus ist eine deutliche Tiefenab-

hängigkeit der Nitratbildung erkennbar, wobei sich die Konzentration im oberflächennahen Bereich (20 cm)

gegenüber den tiefer gelegenen Proben (40 cm) auf deutlich höherem Niveau befindet. Beispielweise

wurden Ende Oktober Nitratgehalte in 20 cm Tiefe von etwa 280 mg/kg und in 40 cm Tiefe von 175 mg/kg

ermittelt. Nach dem Temperaturmaximum ist im Oktober nochmals ein Mineralisierungsschub zu beobach-

ten, wobei der Prozess in 40 cm Tiefe intensiver abläuft.

Die Ursache für diese intensivere Mineralisierung in 40 cm Tiefe im Fall der Mischung G ist vermutlich eine

höhere Temperatur in den tieferen Bodenbereichen. Wegen des notwendigen Ausbaus des Bodentempera-

turfühlers Anfang Juli 2003 kann diese Vermutung nicht mit Messwerten belegt werden. Da demgegenüber

in 40 cm Tiefe weniger Nitrat umgesetzt wird als in 20 cm, ist hier vo n einer schlechteren Sauerstoffver-

sorgung, bedingt durch einen gehemmten Gasaustausch der unteren Bereiche, auszugehen.

Da die Differenzen der Nitratbildung in den unterschiedlichen Tiefenbereichen bei Mischung C und F nicht so

ausgeprägt sind, kann daraus geschlossen werden, dass diese beiden Mischungen offenbar gleichmäßiger

belüftet sind als die Mischung G. Die bessere Sauerstoffversorgung der Proben von Mischung G in Ober-

flächennähe beruht möglicherweise auf Inhomogenitäten in der Einbettungsmischung (geringere Dichte)

oder aber auf Unregelmäßigkeiten beim Einbau (geringe Bedeckung der Probenbeutel).

Anhand der biologischen Untersuchung (Anlagen 3.9 und 3.10) können die Mischungen G und F bereits zu

Beginn der Versuche als nicht toxisch bewertet werden. Diese Ergebnisse stimmen nicht mit den Nitratkur-

venverläufen überein, da die Nitrifikation in beiden Fällen erst im Mai einsetzt. Da die biologischen Tests bei

Temperaturen von über 20 °C durchgeführt werden, kann man davon ausgehen, dass die anfänglich niedri-

gen Bodentemperaturen die Umsetzungsreaktionen hemmen. Im Vergleich dazu kam die Umsetzung der im



vorhergehenden Kapitel beschriebenen Brutversuche bei 20 °C sofort in Gang. In diesen Fällen kann ein-

deutig ein Zusammenhang zwischen der Temperatur und den Umsetzungsreaktionen nachgewiesen wer-

den.

Demgegenüber muss die Mischung C anhand der Ergebnisse der biologischen Untersuchung der Proben

aus 20 cm Tiefe als toxisch bewertet werden. Dies stimmt weder mit deren Kurvenverlauf noch mit den

Verläufen der Proben in 40 cm Tiefe überein. Eine plausible Erklärung kann hier nicht erfolgen.

Die chemische Analytik der vorliegenden Mischungen zeigt keine Auffälligkeiten, sowohl der pH-Wert als

auch die Schwermetallgehalte (Tabelle 11; Tabelle 12) befinden sich unter den nach der Kali-Haldenrichtlinie

[1] festgelegten Grenzwerten. Die Untersuchung der Materialien im Kressetest ergab nach KOCH et al. [13]

für die Mischung F eine nur sehr geringe Keimfähigkeit. Dieses Ergebnis kann der Zumischung des Kom-

posts KO 1 angelastet werden, der sich als Einzelstoff zum Zeitpunkt der Überprüfung als nicht begrünbar

erwies.

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Abbildung 26: Umsetzungscharakteristik der Mischung C unter Freilandbedingungen



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Abbildung 27: Umsetzungscharakteristik der Mischung G unter Freilandbedingungen

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Abbildung 28: Umsetzungscharakteristik der Mischung F unter Freilandbedingungen



Gruppe 2 (1 N : 8 C; s. Tabelle 14, S. 46): Wie auch in Gruppe 1 ist die Übereinstimmung der Um-

setzungskurven im Freilandversuch in den Mischungen B und H (Abbildung 29; Abbildung 30) weniger

deutlich ausgeprägt. Auch hier ergeben sich Abweichungen zwischen den Kurvenverläufen der Freilandver-

suche und denjenigen unter Laborbedingungen.

Bei beiden Mischungen kommen die Umsetzungsreaktionen nur verzögert in Gang. Auch nach Erreichen der

Bodentemperatur von 20 °C Anfang Juni vergeht noch ein Zeitraum von etwa einem Monat (Mischung B)

bzw. drei Monaten (Mischung H) bis Reaktionen (Mineralisierung) zu beobachten sind. Dieses Verhalten

stimmt mit den Brutversuchen überein, auch hier war eine gewisse Anlaufphase zu beobachten.

Die Mineralisierung in Mischung H beginnt Ende August. Das Maximum wird sowohl in den oberflächen-

nahen als auch in den tieferen Lagerungsbereichen im Oktober erreicht. Das Maximum von Ammonium in

40 cm Tiefe liegt bei 90 mg/kg, wogegen das Maximum in 20 cm Tiefe nur 20 mg/kg erreicht. Mit dem Abfall

beider Ammoniumkurven steigt der Nitratgehalt, wobei sich dieser in beiden Tiefenbereichen auf gleichem

Niveau befindet. Demgegenüber konnte im Brutversuch bei 20 °C keine Nitratbildung in der Mischung H fest-

gestellt werden. Vermutlich benötigen die Nitrifikanten in diesem Fall mehr Zeit, um sich an die Gegeben-

heiten anzupassen und in Gang zu kommen. Über den weiteren Verlauf der Umsetzungskurven können

keine Aussagen gemacht werden. Es ist anzunehmen, dass die biologische Aktivität bedingt durch die ge-

ringen Bodentemperaturen in den Wintermonaten stagniert bzw. verlangsamt ist.

Während die Umsetzungsvorgänge der Mischung B in 20 cm Tiefe zwar auf niedrigerem Niveau ablaufen,

aber dennoch in etwa mit denen in Mischung H zu vergleichen sind, setzen diese in 40 cm Tiefe deutlich

früher ein. Sowohl die Mineralisierung als auch die Nitrifikation verlaufen periodisch, aber nicht zeitversetzt.

Der hohe Analysenwert des Nitrats von etwas 480 mg/kg ist jedoch nicht erklärbar und darf, da es sich um

nur einen Wert handelt, nicht überbewertet werden. Es handelt sich hierbei vermutlich um ein Artefakt.

Die Ergebnisse der Biologie (Anlagen 3.9 und 3.10) stimmen gut mit den Kurvenverläufen der Nitratkonzent-

ration beider Mischungen überein. Die Mischungen H und B sind bis Anfang September bzw. bis Mitte Juni

als toxisch zu bewerten. Bis zu diesen Zeitpunkten fand weder der Prozess der Mineralisierung noch der der

Nitrifikation statt. Da die biologischen Versuche bei über 20 °C durchgeführt werden, kann diese Hemmung

der Mikroorganismen nicht der Temperatur angelastet werden. Die chemische Analyse gab keine Hinweise

auf das Vorkommen toxischer Substanzen. Die Keimfähigkeit ist nach KOCH et al. [13] als mäßig zu bewer-

ten, steht aber, wie das Beispiel der Mischung F (Gruppe 1) zeigt, nicht in unmittelbarem Zusammenhang

zur Nitrifikation. Die anfängliche Toxizität ist vermutlich einer nur langsamen Anpassung der Mikroorganis-

men an das Milieu sowie einem anfänglichen Nährstoffmangel anzulasten. Dies stimmt mit dem Verlauf der

Ammoniumkurven überein.



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Abbildung 29: Umsetzungscharakteristik der Mischung B unter Freilandbedingungen

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Abbildung 30: Umsetzungscharakteristik der Mischung H unter Freilandbedingungen



Gruppe 3 (0 N : 4 C; s. Tabelle 14, S. 46): Wie bereits bei den Laborversuchen beobachtet werden

konnte, setzen auch im Freilandversuch bei der Mischung D (Abbildung 31; Abbildung 32) mit Beginn der

Versuchsphase Umsetzungsreaktionen ein, die jedoch ebenfalls auf sehr niedrigem Niveau ablaufen. Bereits

während der Abklingphase des Maximums der Bodentemperatur ist ein Peak des Ammoniums (8 mg/kg in

40 cm Tiefe) mit zeitversetztem Anstieg des Nitrats (ca. 10 mg/kg in beiden Tiefen) im Oktober zu beobach-

ten. Ab Mitte Dezember befinden sich die Werte wieder auf dem Anfangsniveau. Auch wenn der Anstieg ver-

glichen mit den anderen Mischungen verhältnismäßig gering ausfällt, so ist diese Reaktion doch ein Zeichen

dafür, das die Temperatur einen deutlichen Einfluss auf die mikrobielle Aktivität ausübt. Der flache Kurven-

verlauf von Ammonium im Fall der oberflächennahen Schicht könnte auf eine durch verbesserte Sauerstoff-

zufuhr bedingte sofortige Weiteroxidation zu Nitrat zurückgeführt werden. Ansonsten lassen sich bezüglich

der Tiefenabhängigkeit aufgrund der großen relativen Fehler in diesem Konzentrationsbereich keine verläss-

lichen Aussagen machen.

Anhand der Ergebnisse der biologischen Untersuchung (Anlagen 3.9 und 3.10) ist die Mischung D sowohl

hinsichtlich der Nitrifikation als auch der Respiration als toxisch zu bewerten. Die chemische Analyse der

Schwermetalle sowie der pH-Wert geben keine Hinweise auf ein für die Mikroorganismen ungünstiges Milieu

(Tabelle 11; Tabelle 12). Der pH-Wert liegt mit 7,5 im leicht alkalischen und somit nach ROHMANN und

SONTHEIMER [27] in einem für die Mineralisierung und die Nitrifikation optimalen Bereich (Kapitel 3). Die

analysierten Schwermetalle, insbesondere die für Bakterien hochtoxischen Elemente Zink und Kupfer [29],

weisen Gehalte unter den nach Kali-Haldenrichtlinie [1] festgelegten Grenzwerten auf. Auch der bei KOCH

et al. [13] durchgeführte Kressetest gab keine deutlichen Hinweise auf das Vorhandensein anderer toxischer

Substanzen. Die Ursache für die verminderte mikrobielle Aktivität ist vielmehr dem geringen Nährstoffange-

bot anzulasten.

Erwartungsgemäß ergab auch der Freilandversuch gegenüber den Laborversuchen keine wesentlich abwei-

chenden Ergebnisse.



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Abbildung 31: Umsetzungscharakteristik der Mischung D unter Freilandbedingungen

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Abbildung 32: Umsetzungscharakteristik der Mischung D unter Freilandbedingungen (andere Skalierung)



Gruppe 4 (1 N : 3 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Ammoniumkonzentration in Mischung E (Abbildung 33)

verläuft unter Freilandbedingungen ähnlich wie im Brutversuch bei einer konstanten Temperatur von 20 °C.

Auch hier weisen die Messwerte deutliche Schwankungen auf, wobei die Maxima des Ammoniums im Ge-

gensatz zu den 900 mg/kg (70 % Feuchte) im Brutversuch in diesem Fall bei 640 mg/kg (40 cm Tiefe) bzw.

200 mg/kg (20 cm Tiefe) liegen. Interessant ist, dass beide Maxima erst im Oktober auftreten. Während in

den Brutversuchen über den Versuchszeitraum von fünf Monaten keine Nitrifikation beobachtet werden

konnte, setzt diese im Frei landversuch nach einer Dauer von etwa sechs Monaten ein. Insbesondere der

Nitratgehalt der Proben in 40 cm Tiefe unterliegt deutlichen Schwankungen, die zeitversetzt zum Ammonium

auftreten. Der Nitratgehalt im oberflächennahen Bereich verläuft dagegen auf deutlich höherem Niveau. Im

Dezember fällt die Ammoniumkurve gegen Null während der Verlauf der Nitratkurve keinen eindeutigen

Trend erkennen lässt.

Betrachtet man die Kurve ab Juni, wenn die Bodentemperatur von 20 °C erreicht bzw. überschritten wird, so

beginnt ausgehend von diesem Zeitpunkt der steile Anstieg zum Hauptmaximum der Ammoniumkonzen-

tration nach ca. drei Monaten. Dies stimmt zeitlich mit dem Anstieg beim Brutversuch unter konstanten Tem-

peraturverhältnissen von 20 °C überein. Der geringere Peak bei 20 cm Probentiefe kann, wie in Gruppe 1

bereits diskutiert, mit einer geringeren Temperatur im oberflächennahen Bereich und/oder wiederum mit

einer besseren Sauerstoffversorgung und einer damit einhergehenden Oxidation zu Nitrat begründet

werden. Dieser Sachverhalt spiegelt sich auch im gegenläufigen Verlauf beider Nitratkurven wider. Die

Ursache für die erst Ende Juli einsetzende Nitrifikation kann die im Vergleich zu den Laborversuchen

erhöhte und gemäß BECK [28] im Bereich des Optimums liegende Temperatur sein, infolgedessen die

nitrifizierenden Bakterien aktiviert werden. Weitere Gründe können in einer pH-Wert-Änderung im

Bodenersatzstoff bzw. in einer pH-Wert -Anpassung der Mikroorganismen zu suchen sein.

Aufgrund geringer Bodentemperaturen im Winter ist zu vermuten, dass die Umsetzungsreaktionen in diesem

Zeitraum stagnieren.

Die Mischung E kann anhand der biologischen Untersuchung (Anlagen 3.9 und 3.10) als nicht toxisch be-

wertet werden. Die beiden als toxisch einzustufenden Respirationswerte vom 22.10.2003 (in 0,4 m) und vom

12.12.2003 (in 0,2 m) stehen im Widerspruch zu den Ergebnissen der Nitrifikation und dürfen aus diesem

Grund nicht überbewertet werden. Die für September, Oktober und Dezember vorliegenden Analysenwerte

der biologischen Untersuchung stimmen gut mit den Ergebnissen der Stickstoffanalytik überein. Da die

Proben in den ersten acht Monaten der Versuchsdauer nicht hinsichtlich ihrer biologischen Eigenschaften

getestet wurden, kann über die Toxizität des Materials in diesem Zeitraum nur spekuliert werden. Bis Anfang

August findet trotz ausreichendem Ammoniumangebot keine Nitrifikation statt. Da auch unter konstanten

Temperaturbedingungen von 20 °C (Kapitel 5.1.1.1) keine Nitrifikation zu beobachten war, ist davon

auszugehen, dass die Ursachen hierfür in der chemischen Qualität zu suchen sind. Die getesteten

Schwermetalle befinden sich alle deutlich unter den nach Kali-Haldenrichtlinie [1] festgelegten Grenzwerten

(Tabelle 12). Demgegenüber konnte die vorliegende Mischung bei KOCH et al. [13] als nur sehr schlecht

begrünbar eingestuft werden. Die Ursache für die Keimhemmung konnte dem zugemischten Kompost KO 1

zugeschrieben werden. Wie ein Vergleich der Ergebnisse mit denjenigen der Mischungen A, B und F (die



ebenfalls Kompost enthalten) zeigt, kann die Hemmung der Nitrifikation nicht zwangsläufig dem Kompost

angelastet werden. Insbesondere die Mischungen A und F sind durch intensive Umsetzungsreaktionen

gekennzeichnet. In der Mischung E sind bedingt durch die Zumischung der Asche vielmehr andere toxische

Substanzen zu vermuten bzw. kann die Aktivität der Mikroorganismen durch den hohen pH-Wert von 9

gehemmt sein [27]. Da unter Freilandbedingungen nach längerer Liegezeit eine intensive Nitrifikation

stattfindet, kann davon ausgegangen werden, dass sich die Mikroorganismen an die Bedingungen

anpassen.

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toff

[mg/

kg T

S]

NH4-N - 20 cm - E

NH4-N - 40 cm - E

NO3-N - 20 cm - E

NO3-N - 40 cm - E

Nges. - 20 cm - E

Nges. - 40 cm - E

Abbildung 33: Umsetzungscharakteristik der Mischung E unter Freilandbedingungen

Gruppe 5 (3 N : 0 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Umsetzungsreaktionen in der Mischung A (Abbildung

34) zeigen eine den Brutversuchen ähnliche Charakteristik. Sowohl die Mineralisierung als auch die Nitrifi -

kation verlaufen gegenüber den anderen Mischungen auf sehr hohem Niveau. Beim Vergleich mit den Brut-

versuchen wird deutlich, dass die Anfangskonzentration an Ammonium-N zunächst gering ist, dann jedoch

durch das Einsetzen der Mineralisierung Ende März sehr schnell auf etwa 400 mg/kg ansteigt. Der Kurven-

verlauf ähnelt hierbei dem des Brutversuches bei 10 °C. Der, verglichen mit den Werten der Proben in 40 cm

Tiefe, zeitlich früher einset zende Abfall der Ammoniumkurve in 20 cm Tiefe geht mit einem zeitigeren An-

stieg des Nitrates einher. Der Kurvenverlauf des Nitrates der Proben in 20 cm Tiefe weist gegenüber den-

jenigen in 40 cm Tiefe generell ein höheres Niveau auf und zeigt zwei deutlich ausgeprägte Peaks Ende Juli



und Ende Oktober. Auffallend ist ferner, dass im Falle der tiefer eingebauten Probenbeutel Nitrat erst

gebildet wird, nachdem Ammonium auf nahezu Null abgefallen ist.

Das Einsetzen der Mineralisierung der organischen Substanz gegen Ende März fällt mit dem Erreichen einer

Bodentemperatur von etwa 10 °C zusammen. Daraus wird offensichtlich, dass eine intensive Mineralisierung

auch weit ab vom Temperaturoptimum von 26 °C [28] einsetzen kann. Die im Gegensatz zur Mineralisie-

rungsrate auftretenden Unterschiede der Nitrifikation in Abhängigkeit von der Bodentiefe lassen sich mit

einer besseren Sauerstoffzufuhr in den oberflächennahen Proben (20 cm) erklären. Die bessere Sauerstoff-

verfügbarkeit sorgt sowohl für eine schneller einsetzende als auch intensivere Oxidation des Ammoniums zu

Nitrat. Der Effekt kann zudem durch die geringfügig erhöhten Temperaturwerte in diesen Bereichen verstärkt

werden. Über die Ursache der extremen Schwankungen der Nitratkonzentration mit dem Minimum Ende

August muss spekuliert werden. Es ist denkbar, dass mit dem Nitratmaximum Ende Juli ein starker Nähr-

stoff- und Sauerstoffverbrauch einhergeht, der einen Mangel an diesen Substanzen verursacht, infolgedes-

sen die Population der Nitrifikanten zusammenbricht. Dieser Vorgang kann sich zyklisch wiederholen. Die

mit Ende August erst sehr spät einsetzende Nitratbildung im Falle der Probeneinbettung in 40 cm kann auf

eine verminderte Sauerstoffzufuhr bedingt durch einen gehemmten Gasaustausch in diesen tieferen, stärker

verdichteten Bereichen zurückgeführt werden. Die Oxidation des Ammoniums stagniert hierbei zunächst auf

der Nitritstufe. Gegen Ende des Jahres kommen die Umsetzungsprozesse temperaturbedingt zum Erliegen.

Wie bereits im Zusammenhang mit der Auswertung der Brutversuche diskutiert wurde, ist das organische

Material in der Mischung A sehr gut zersetzbar. Sowohl die Kurvenverläufe als auch die Ergebnisse der bio-

logischen Untersuchung bestätigen, dass die Stoffumsetzungsreaktionen weder durch den Einfluss toxischer

Substanzen noch durch Nährstoffmangel gehemmt sind. Auch in der Mischung A ist die Keimfähigkeit durch

die Zumischung des Komposts KO 1 stark gehemmt [13].



0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

01.01.03 31.01.03 02.03.03 01.04.03 01.05.03 31.05.03 30.06.03 30.07.03 29.08.03 28.09.03 28.10.03 27.11.03 27.12.03 26.01.04 25.02.04 26.03.04

Am

mon

ium

- und

Nitr

atst

icks

toff

[mg/

kg T

S]

0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

4.500

Ges

amts

ticks

toff

[mg/

kg T

S]

NH4-N - 20 % - A

NH4-N - 40 % - A

NO3-N - 20 % - A

NO3-N - 40 % - A

Nges. - 20 % - A

Nges. - 40 % - A

Abbildung 34: Umsetzungscharakteristik der Mischung A unter Freilandbedingungen



Parallel zu den Versuchen im nur gegenüber dem Gasaustausch offenen System wurden Untersuchungen

an vollständig offenen Systemen durchgeführt (Kapitel 4.2.1.2). Der Stickstoffhaushalt dieser so genannten

offenen Mischungen ist in ein weitaus komplexeres System unterschiedlicher Wechselwirkungen

eingebunden. Hierzu sind beispielsweise der Stickstoffaustrag durch Pflanzenverbrauch und Auswaschung

aber auch der Stickstoffeintrag über Immissions- und Depositionsvorgänge aus der Atmosphäre zu zählen.

Wesentlich für die Umsetzungsintensität sind insbesondere die durch die klimatischen Einflüsse variierenden

und nicht beeinflussbaren Feuchten. Beispielsweise wird nach SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL [6] die

Nitrifikation angeregt, wenn feuchten Phasen trockene folgen. Dies erschwert einen direkten Vergleich mit

den in Lupolen-Beuteln eingebauten Proben.

Für die offenen Mischungen sind die Analysenwerte erst ab Ende Juli 2003 verfügbar, so dass der Jahres-

gang der Stickstoffumsetzung nicht vollständig vorliegt. Die Analysenwerte in tabellarischer Form sowie die

Diagramme sind den Anlagen 3.4 und 4.1 beigefügt. Die Berechnung von Nmin und Norg sowie die entspre-

chenden Diagramme sind in den Anlagen 3.8 und 4.5 zu finden.

Mit Ausnahme der Mischungen A und C ist bei allen Mischungen eine Zunahme des Gehaltes an Gesamt-

stickstoff zu beobachten. Besonders ausgeprägt ist dieser Anstieg bei den Mischungen D, G und H.

Wie den Kurven zu entnehmen ist (Anlage 4.1), wird dieser Anstieg nicht durch die Entstehung von Ammo-

nium bzw. Nitrat hervorgerufen. In allen Fällen ist eine Abnahme bzw. ein bereits niedriges Niveau dieser

Stoffe zu beobachten. Generell kann der Verlauf der Stickstoffkurven wegen der eingeschränkten Aktivität

der Mikroorganismen in den Wintermonaten nicht auf die Mineralisation zurückgeführt werden. Als mögliche

Ursache für die Zunahme des Gesamtstickstoffgehaltes kann vielmehr die Deposition von salpetriger Säure

und Nitrit bzw. Salpetersäure und Nitrat aus der Atmosphäre [31] vermutet werden. Im Falle der Mischungen

A und C ist es denkbar, dass der Vorgang der Auswaschung die Deposition dominiert und folglich eine Ab-

nahme des Gehaltes an Gesamtstickstoff sowie Nitrat zu beobachten ist.

Die unterschiedliche Effektivität der Auswaschung kann auf unterschiedlichen chemisch-physikalischen

Wechselwirkungen zwischen dem spezifischen Bodenmaterial und den Nitrit- und Nitrationen sowie um-

setzungsbedingten Durchlässigkeitsänderungen im Laufe des Jahres beruhen. Eine detaillierte Klärung

dieses Sachverhaltes kann im Rahmen dieser Arbeit nicht erfolgen. Darüber hinaus konnten beim Einbau-

vorgang der Mischungen in die Kästen Inhomogenitäten bezüglich der Verdichtung nicht vermieden werden.

Schließlich beeinflusste die nur ungleichmäßig angesiedelte Spontanbegrünung über ihre Transpiration und

Interzeption das lokale Versickerungsverhalten.

Anhand der Ammonium- und Nitratkurven können im Vergleich mit den Ergebnissen der Brutversuche keine

entsprechenden Gruppen gebildet werden. Der Ammonium-Stickstoff befindet sich im untersuchten Zeitraum

(August bis Februar) bei allen Mischungen generell auf sehr niedrigem Niveau. Demgegenüber können beim

Nitratverlauf Unterschiede beobachtet werden. Die Mischungen G, F, C und A sind durch einen signifikanten

Abfall des Nitrat-Stickstoffes von zum Teil sehr hohen Konzentrationen zu Werten nahe Null gekenn-

zeichnet. In den Mischungen B, H und D befindet sich das Nitrat analog zum Ammonium auf nur sehr ge-

ringem Niveau.



Anhand dieser Ergebnisse sind die Mischungen G, F, C und A bezüglich der Auswaschungsgefahr von Nitrat

als kritisch zu bewerten. In diesen Fällen werden Gehalte an Nitrat -Stickstoff von ca. 200 mg/l (Mischung G),

550 mg/l (Mischung F), 650 mg/l (Mischung C) und 400 mg/l (Mischung A) erreicht. Diese hohen Gehalte

werden zum einen durch den hohen Anteil an organischem Material und zum anderen durch die für die

Nitrifikation optimalen Sauerstoffverhältnisse infolge geringer Einbaudichte (Kapitel 4.2.1.2) verursacht. Die

von August bis Februar zu beobachtende signifikante Abnahme des Nitrats ist dessen vertikaler Verlagerung

durch das Sickerwasser bei gleichzeitig eingeschränkter mikrobieller Aktivität sowie verminderter Evapo-

transpiration in den Wintermonaten anzulasten.

Über die Entwicklung der Kurven im Zeitraum von März bis August lässt sich nur vermuten, es ist jedoch

davon auszugehen, dass die Gehalte in den Sommermonaten ein ähnliches bzw. ein höheres Niveau er-

reichen. Die in den Brutversuchen abgeleitete hemmende Wirkung des Papierschlammes auf die Umset-

zungsgeschwindigkeit kann im vollständig offenen System anhand der Datenlage nicht bestätigt werden.

Offenbar ist der Einfluss der Witterung, insbesondere wechselnder Feuchteverhältnisse, unter den realen

Bedingungen für die Abbauvorgänge von besonders großer Bedeutung. Es ist zu bedenken, dass der Som-

mer des Jahres 2003 durch extreme klimatische Verhältnisse gekennzeichnet war und die Ergebnisse aus

diesem Grund nicht überbewertet werden dürfen. Weiterführende Untersuchungen wären anzuraten.

Demgegenüber kann anhand aller Untersuchungsergebnisse die Gefahr der Nitratauswaschung in den

Mischungen B, H und D als nur gering eingeschätzt werden. In diesen Mischungen ist der Stickstoffträger zu

nur geringen bzw. gar keinen Anteilen enthalten (Tabelle 14; S. 46). Obwohl für den Zeitraum zwischen März

und August keine Analysenergebnisse vorliegen, ist zu vermuteten, dass das Stickstoffangebot nur gering

ist. Ob es für eine vitale Vegetation ausreichend ist, lässt sich anhand der Datenlage nicht klären.

Die im Juli (Mischung A, B, C) bzw. im Oktober (alle Mischungen) entnommenen Proben wurden zudem hin-

sichtlich ihrer potentiellen Ammoniumoxidation (Nitrifikation) sowie der Basalatmung und der substratindu-

zierten Bodenatmung (Respiration) getestet. Die Ergebnisse der biologischen Untersuchung sind in den

Anlagen 3.11 und 3.12 zusammengetragen. Danach sind die am 22.10.2003 genommenen Proben der

Mischungen A (Nitrifikation und Respiration), D (Nitrifikation) und F (Respiration) als toxisch zu bewerten.

Anhand dieser Einzelwerte sind hierzu keine gesicherten Aussagen möglich.

Generell ist es für die Entwicklung einer vitalen Vegetation sinnvoll, Bodenersatzstoffe mit einem ausrei-

chenden Stickstoffangebot herzustellen. Die Mischungen B, H und D sind aus diesem Grund als ungeeignet

zu bewerten. Da in den anderen Mischungen im offenen Freilandversuch große Mengen Nitrat freigesetzt

wurden und damit die Gefahr der Auswaschung steigt, liegen auch in diesen Fällen keine optimalen Be-

dingungen vor. Die Ergebnisse der mit den Lupolen-Beuteln durchgeführten Versuche weisen jedoch auf ein

die Umsetzungsreaktionen hemmendes Potential des Papierschlammes hin. Hieraus ergeben sich neue

Forschungsansätze. Weiterführend wäre zu überprüfen, inwieweit über die Zumischung von Papierschläm-

men in unterschiedlicher Quantität und Qualität bzw. geeigneter alternativer Materialien die Stickstofffreiset-

zung optimiert werden kann.



5.1.3 Vergleich der Ergebnisse der Brut- und Freilandversuche

Im wesentlichen spiegeln sich die in den Brutversuchen gewonnenen Ergebnisse im Freilandversuch wider.

Der Einfluss der Temperatur auf die Umsetzungsreaktionen ist in allen Mischungen zu beobachten gewesen,

wobei mit Erreichen der 20 °C in vielen Fällen eine Intensivierung der Umsetzung registriert werden konnte.

Bei den Mischungen mit wenig oder fehlendem Kohlenstoffträger setzen die Umsetzungsreaktionen deutlich

verzögert ein. Demgegenüber ist der Abbau der organischen Substanz bei der Mischung A am wenigsten

temperaturabhängig. In diesem Fall fehlt die Zumischung des Kohlenstoffträgers in Form von Papier-

schlamm.

Infolge der längeren Versuchszeiten und der sehr hohen Temperaturen während der Sommermonate konnte

beispielsweise für die Mischung E gegenüber den Brutversuchen eine intensive Nitrifikation beobachtet wer-

den.

Die z. T. geringfügig abweichenden Umsetzungsvorgänge in den verschiedenen Tiefenbereichen sind einer-

seits durch Temperaturdifferenzen und andererseits durch eine unterschiedliche Sauerstoffversorgung der

Bakterien infolge abweichender Dichteverhältnisse verursacht. Da dieses Verhalten nur vereinzelt festge-

stellt werden konnte, ist von einer inhomogenen Verdichtung der Einbettungsmischung auszugehen.

Abweichungen ergeben sich für die offenen Mischungen, die dem Einfluss aller Umweltbedingungen sowie

deren Wechselwirkungen unterlagen. Eine wesentliche Rolle spielen hierbei die atmosphärischen Depo-

sitions- bzw. Immissionsvorgänge von Stickstoffverbindungen sowie der witterungsbedingte Wechsel zwi-

schen feuchten und trockenen Phasen, der u. a. die Nitrifikation anregt und im Vergleich zu den Versuchen

mit den Lupolen-Beuteln für sehr hohe Nitratgehalte verantwortlich ist.



5.2 Lysimeterversuch zur Freisetzung von Schwermetallen, Stickstoff- und Phosphorver-

bindungen (IUTA)

5.2.1 Bewertungsgrundlagen

Eine Beschreibung der technischen Details der Laborlysimeteranlage sowie Einzelheiten zum Versuchs-

aufbau und zur Versuchsdurchführung sind in Kapitel 4.2.1.2 zu finden. Vorrangiges Ziel der Lysimeterver-

suche war es, die unter Umweltbedingungen durch Auslaugung der Bodenersatzstoffe hervorgerufene Frei-

setzung von Schwermetallen aber auch von Stickstoff- und Phosphorverbindungen über einen längeren Zeit-

raum möglichst realitätsnah beurteilen zu können. Die mit der beschriebenen Methode erzielten Resultate

lassen Prognosen über die im Ein- bzw. Zweijahreszeitraum zu erwartende Mobilisierung dieser Stoffe zu

und verfügen somit über eine sehr viel höhere Aussagekraft als die in der behördlichen Genehmigungspraxis

meist geforderten "statischen" Untersuchungen, die den Zeitfaktor nicht berücksichtigen. Allerdings wird die

Beurteilung der erzielten Ergebnisse durch das Fehlen rechtlich verbindlicher Grenzwerte für die ange-

wandte Untersuchungsmethode erschwert. Als Orientierungshilfe zur Beurteilung der Schwermetallmobili -

sierung wurden daher zunächst die Bewertungsmaßstäbe der für das Auf- und Einbringen von Materialien

auf bzw. in Böden geltenden Rechtsvorschriften zugrunde gelegt, die sich allerdings auf andere Untersu-

chungsmethoden - wie z. B. die Herstellung eines Eluates durch Wasserzugabe im Verhältnis 10 : 1 und 24-

stündiges Schütteln (DEV-S4-Standardverfahren DIN 38141-S4) [55] - beziehen. Um Fehlinterpretationen

hinsichtlich der Genehmigungsfähigkeit der untersuchten Bodenersatzstoffe gemäß den zurzeit geltenden

Rechtsvorschriften zu vermeiden, wurden diese zusätzlich anhand des bei den Genehmigungsverfahren

meist maßgeblichen DEV-S4-Standardverfahrens überprüft und die Resultate dieses Verfahrens in Relation

zu den in den Lysimeterversuchen erzielten Ergebnissen gesetzt.

Zur Beurteilung der Resultate, die hinsichtlich der Schwermetallfreisetzung bei den Lysimeterversuchen er-

zielt wurden, wurden in Übereinstimmung mit der für Rekultivierungsmaßnahmen meist gängigen Praxis die

Zuordnungswerte der Verwertungsklasse W 1.2 (eingeschränkter offener Einbau in hydrogeologisch günsti-

gen Gebieten) herangezogen (Kapitel 2.2). Als weiteres Kriterium zur Beurteilung der Schwermetallbelas-

tung der bei den Lysimeterversuchen gewonnenen Eluate wurden die Grenzwerte für Trinkwasser nach der

Trinkwasserverordnung (TrinkwV 2001) herangezogen. Analog wurde mit den Parametern pH-Wert, Leit-

fähigkeit sowie den Stickstoff- und Phosphorverbindungen verfahren.

Eine kurze Erläuterung der als Bewertungsmaßstab zugrunde gelegten Vorschriften sowie die Erörterung

der hierin festgelegten Grenzwerte ist in den Kapiteln 2.2 und 2.3 nachzulesen.

5.2.2 Ergebnisse der Lysimeterversuche

Die Darstellung der Ergebnisse bezüglich der Freisetzung von Schwermetallen wird zunächst nach den ein-

zelnen Elementen gegliedert, die - entsprechend den in den Kapiteln 2.2 bzw. 2.3 genannten rechtlichen

Bestimmungen – bei der Aufbringung von Materialien in oder auf die Kulturschicht von Böden relevant sind.



Im Anschluss daran erfolgt eine zusammenfassende Bewertung der Schwermetallmobilisierung der unter-

suchten Bodenersatzstoffe, die auch eine Abschätzung der im Zeitraum eines Jahres insgesamt freigesetz-

ten Schwermetalle enthält. Parallel dazu erfolgt die Bewertung der zusätzlich in den Eluaten bestimmten

Parametern pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Ammonium, Nitrat, Nitrit und Phosphor.

Cadmium

Die Nachweisgrenze der Cadmiumanalysen lag bei 1 µg/l. Nahezu alle Eluate der untersuchten Boden-

ersatzstoffe unterschritten diese Nachweisgrenze. Erhöhte Konzentrationen, die bis zur fünften Beprobung

auch die Zuordnungswerte W 1.2 nach TR Abfall bzw. den Grenzwert der Thüringer Kali-Haldenrichtlinie

überstiegen, wurden lediglich bei der auf einen Wassergehalt von 50 % der FK eingestellten Probe A fest-

gestellt. Messbare, geringfügig oberhalb der Nachweisgrenze angesiedelte Konzentrationen, wiesen in der

Startphase der Lysimeterversuche zudem die ebenfalls auf einen Wassergehalt von 50 % der FK einge-

stellten Mischungen B und C auf.

Aufgrund der Zusammensetzungen der Mischungen A, B und C ist zunächst zu vermuten, dass das aus-

gewaschene Cadmium der Komponente Gießereisand entstammt. Mischung A, dessen Cd-Konzentration im

Eluat diejenige der Mischungen B und C bis um ca. Faktor 10 übersteigt, ist bezüglich des Gewichtsanteils

an Gießereisand zwar identisch mit den Mischungen B, C und D, enthält im Gegensatz zu diesen allerdings

keinen Papierschlamm. Daneben weist Mischung A einen höheren Anteil an Klärschlammkompost auf, der

aber insbesondere aufgrund des Kurvenverlaufs der Mischung D (Boden, Klärschlammkompost + Papier-

schlamm) als Cd-Quelle mit hoher Wahrscheinlichkeit ausscheidet. Eine mögliche Erklärung für die ver-

gleichsweise hohe Cd-Freisetzung der Mischung A könnte sein, dass von der Komponente Papierschlamm

ein absorbierender Effekt ausgeht, der durch eine verstärkte Einbindung zu einer Rückhaltung des hier be-

trachteten Cadmiums sowie ggf. weiterer Schwermetallverbindungen führen könnte.

Abbildung 35 zeigt den Cd-Konzentrationsverlauf der Eluate. Die Bodenersatzstoffe C, D, E, G, H wurden 6

Beregnungszyklen - entsprechend einer simulierten Lagerzeit von einem Jahr – ausgesetzt. Bei den Boden-

ersatzstoffen A, B und F erfolgte die Ausdehnung der Versuchsdauer auf 12 Beregnungszyklen, was der

Simulation einer zweijährigen Lagerung entspricht.



Schwermetalle Cd

0,0000

0,0050

0,0100

0,0150

0,0200

0,0250

0,0300

0,0350

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Cd

[mg/

l]

Mischung A 50% Feuchte, Behälter 1Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2

Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1

Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 35: Cadmiumkonzentrationsverlauf

Ein Vergleich der in den Eluaten ermittelten Cadmiumkonzentrationen mit den Absolutgehalten im Feststoff

zeigt (Tabelle 12; S. 30), dass die Mobilisierbarkeit von Cadmium nicht mit den vorhandenen Cd-Frachten

korreliert. So wurde in den Eluaten der Mischungen E und F, die mit 0,52 bzw. 0,31 mg/kg die jeweils

höchsten Cadmiumkonzentrationen im Feststoff aufweisen, kein Cadmium nachgewiesen. Die Mischung A,

die - zumindest während der ersten Beregnungszyklen - als einzige Mischung eine bezüglich der geltenden

Grenzwerte als kritisch einzustufende Cd-Konzentration erreicht, weist dagegen im Feststoff mit 0,18 mg/kg

einen relativ geringen Wert auf.

Als Anhaltspunkt zur Einstufung der in den Eluaten gemessenen Cd-Konzent rationen sind in Tabelle 15 die

Grenzwerte nach Kali-Haldenrichtlinie, die Zuordnungswerte Z 1.2 nach TR Abfall sowie die Grenzwerte für

Trinkwasser gemäß der Trinkwasserverordnung aufgeführt. Ein Vergleich dieser Werte mit den gemessenen

Konzentrationen zeigt, dass diese als sehr gering zu bewerten sind und mit Ausnahme der Mischung A

unterhalb der Grenzwerte liegen. Wie bereits erwähnt ist die Bewertung der gemessenen Konzentrationen

anhand der in diesen Richtlinien genannten Grenzwerte allerdings nur mit Einschränkung möglich, da diese

sich auf Eluate nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 nach DIN 38414 oder auf die Methode der

Herstellung eines Bodensättigungsextraktes (BSE) beziehen.



Um eine rechtlich belastbare Beurteilung hinsichtlich der Verwendbarkeit der untersuchten Bodenersatz-

stoffe als Kulturschicht zu ermöglichen, wurden daher zusätzlich Eluate nach dem DEV S4 Verfahren herge-

stellt und auf ihre Schwermetallgehalte analysiert. Die Cadmiumkonzentrationen der nach diesem Standard-

verfahren hergestellten Eluate lagen bei allen untersuchten Mischungen unterhalb der Nachweisgrenze von

0,001 mg/l, woraus sich nach rechtlichen Gesichtspunkten bezüglich der Cd-Konzentration für alle Mischun-

gen die Unbedenklichkeit des Einsatzes als Bodenersatzstoff ergibt.

Tabelle 15: Grenz- und Zuordnungswerte für Cadmium [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Cd]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,005

Kali-Haldenrichtlinie 0,005

Trinkwasser gemäß Trinkwasserverordnung 2001 0,005

Um die während der Lysimeterversuche bei den einzelnen Bodenersatzstoffmischungen aufgetretenen

Cadmiumkonzentrationen zusammenfassend in übersichtlicher Form darzustellen und einen Bezug zu den

o. a. Grenzwerten herzustellen zu können, zeigt Tabelle 16 die Häufigkeitsverteilung der Analysewerte inner-

halb vorgegebener Konzentrationsbereiche. Bei Überschreitung der in Tabelle 15 angegebenen Grenz- und

Zuordnungswerte ist das Tabellenfeld, das die Anzahl der Analysewerte des betreffenden Klassenbereichs

enthält, farbig hinterlegt. Wie bereits erwähnt, betrifft dies im Fall der Cadmiumanalysen die Mischung A, bei

der insgesamt 6 Analysewerte oberhalb des Grenzwertes 0,005 mg/l liegen.

Anhand der gewählten Darstellungsart der Klassenverteilung lässt sich schnell ein Trend erkennen, in

welchen Konzentrationsbereich die Eluate der jeweilig untersuchten Bodenersatzstoffmischungen fallen und

in welchem Verhältnis diese Bereiche zu den geltenden Grenzwerten stehen. Der zeitliche Bezug geht hier-

bei allerdings verloren. Dieser ist aus dem Konzentrationsverlauf in Abbildung 35 zu entnehmen.



Tabelle 16: Klassenverteilung der Cd-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen

Anzahl Analysewerte innerhalb einer Klasse

Klasse A B C D E F G H

< 0,001 mg/l 28 33 9 24 12 36 11 24

0,001 bis 0,002 mg/l 1 2 3 0 0 0 1 0

> 0,002 bis 0,003 mg/l 1 1 0 0 0 0 0 0

> 0,003 bis 0,005 mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0

> 0,005 bis 0,01 mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0

> 0,01 bis 0,02 mg/l 2 0 0 0 0 0 0 0

> 0,02 bis 0,03 mg/l 4 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

Chrom

Chrom wurde – wie Cadmium – mit einer Nachweisgrenze vom 0,001 mg/l analysiert. Der überwiegende An-

teil der Messwerte für Chrom liegt unterhalb oder geringfügig über dieser Nachweisgrenze. Dies gilt insbe-

sondere für die Eluate der Bodenersatzstoffmischungen B, C, D, F, G und H. Geringfügig erhöhte Konzen-

trationen über einen längeren Zeitraum wurden bei Mischung A festgestellt. Die Konzentrationsmaxima in

der Anfangsphase der Lysimeterversuche betrugen hier 0,02 bis 0,04 mg/l. Nach 6 Beregnungszyklen

(Mischung A, Wassergehalt 50 % FK) lagen die Messwerte nur noch geringfügig über der Nachweisgrenze.

Bei der auf 12 Beregnungszyklen ausgedehnten Versuchsreihe (Mischung A, Wassergehalt 70 % FK)

konnte am Ende des Versuchszeitraums kein Chrom im Eluat mehr nachgewiesen werden. Als kritisch ein-

zustufende Chromkonzentrationen wurden lediglich bei Mischung E verzeichnet, die - neben Kompost und

Papierschlamm als Stickstoff- bzw. Kohlenstoffträger - Asche als mineralische Komponente enthält, welche

vermutlich ursächlich für die erhöhte Chromfreisetzung ist. Ausgehend von einer gemittelten Startkonzentra-

tion von 0,23 mg/l, erfolgt eine über die 6 Beregnungszyklen anhaltende Auswaschung von Chrom, die auch

zum Versuchsende im Mittel noch 0,064 mg/l betrug und demnach nicht abgeschlossen war.

= Überschreitung der Grenzwerte nach Tabelle 15



Schwermetalle Gesamtdarstellung Cr

0,0000

0,0500

0,1000

0,1500

0,2000

0,2500

0,3000

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Cr [

mg/

l]

Mischung A 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2

Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2

Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1

Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 36: Chromkonzentrationsverlauf

Die Mischungen A und E, die im Verlauf der Lysimeterversuche im Vergleich zu den übrigen Mischungen

erhöhte Chromkonzentrationen im Eluat aufweisen, verfügen mit 56 mg/kg auch über die höchsten Chrom-

gehalte im Feststoff, sodass die Versuche insofern auf eine Korrelation zwischen den Chromgehalten und

den Chromfrachten im Eluat schließen lassen. Das offensichtlich in der Asche gebundene Chrom scheint

allerdings über eine höhere Mobilität zu verfügen, als dies bei der das Chrom mitführenden Komponente

(vermutlich Gießereisand) der Mischung A der Fall ist, was sich in den höheren Chromgehalten der Eluate

der Mischung E spiegelt.

Ein Vergleich der Messwerte für Chrom mit den Grenzwerten nach LAGA und Kali-Haldenrichtlinie sowie

Trinkwasserverordnung (siehe Tabelle 17) zeigt, dass Grenzwertüberschreitungen hinsichtlich dieser Regel-

werke lediglich bei der Mischung E auftreten. Wie aus der Häufigkeitsverteilung der Messwerte in Tabelle 18

ersichtlich ist, liegen bei dieser Mischung nahezu alle Messwerte oberhalb des relevanten Grenzwertes von

0,075 mg/l (bzw. des als Vergleichswert angegebenen Grenzwertes für Trinkwasser).

Eine Beurteilung nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 nach DIN 38414 ergibt, dass bei Anwen-

dung dieser Methode alle getesteten Bodenersatzstoff-Mischungen die in Tabelle 17 aufgeführten Grenz-

werte bezüglich Chrom einhalten. Dies gilt auch für Mischung E, deren Chromgehalt zwar um ca. eine Grö-



ßenordnung höher als bei den übrigen Proben bestimmt wurde, die mit einer gemessenen Konzentration von

0,023 mg/l aber noch unterhalb der angegebenen Grenzwerte liegt.

Tabelle 17: Grenz- und Zuordnungswerte für Chrom [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Cr]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,075



Tabelle 18: Klassenverteilung der Cr-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 2 8 7 17 0 4 7 15

0,001 bis 0,005 mg/l 14 24 4 7 0 31 3 9

> 0,005 bis 0,01 mg/l 4 3 1 0 0 1 1 0

> 0,01 bis 0,05 mg/l 16 1 0 0 1 0 0 0

> 0,05 bis 0,075 mg/l 0 0 0 0 2 0 0 0

> 0,075 bis 0,1 mg/l 0 0 0 0 1 0 0 0

> 0,1 bis 0,3 mg/l 0 0 0 0 8 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

= Überschreitung des Grenzwertes für Trinkwasser nach Tabelle 17

= Überschreitung der Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie (Tabelle 17)



Kupfer

Die Genauigkeit der bei den Lysimeterversuchen durchgeführten Kupferbestimmungen betrug 0,001 mg/l. Im

Gegensatz zu den bisher behandelten Schwermetallen wurde Kupfer in allen Eluaten nachgewiesen. Meist

lagen nur geringe Konzentrationen bis ca. 0,05 mg/l (erstes Eluat bis 0,1 mg/l) vor. Wie bei den zuvor be-

sprochenen Cd- und Cr-Konzentrationen wiesen die Eluate der Mischungen A und E - zumindest in der

Anfangsphase der Versuche - auch bzgl. der Kupferkonzentrationen höhere Werte auf, als dies bei den

übrigen Bodenersatzstoffen der Fall war. So wurden im ersten Eluat der Mischung A Konzentrationen bis ca.

0,5 mg/l gemessen, bei Mischung E bis ca. 0,15 mg/l. Wie aus der grafischen Darstellung der Konzentra-

tionsverläufe hervorgeht, lagen bei Mischung A die gemessenen Kupfergehalte der Eluate der auf einen

Wassergehalt von 70 % FK eingestellten Proben zunächst über denen, die auf einen Wassergehalt von

50 % FK eingestellt waren. Nach dem dritten Eluat kehrte sich dieses Verhältnis um. Bei den Eluaten der

übrigen Mischungen konnten signifikante Abweichungen zwischen den Eluaten der auf verschiedene

Wassergehalte eingestellten Mischungen nicht beobachtet werden. Den Mischungen, die vergleichsweise

hohe Kupferkonzentrationen im Eluat enthalten, ist gemein, dass sie Klärschlammkompost als Stickstoff-

träger enthalten, sodass davon auszugehen ist, dass diese Komponente für den höheren Kupferaustrag

maßgeblich ist.

Schwermetalle Gesamtdarstellung Cu

0,0000

0,1000

0,2000

0,3000

0,4000

0,5000

0,6000

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Cu

[mg

/l]

Mischung A 50% Feuchte, Behälter 1Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2

Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1

Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 37: Kupferkonzentrationsverlauf



Sofern zu Beginn der Versuche erhöhte Kupfergehalte festgestellt wurden, ist eine starke Abnahme der Kon-

zentrationen während des Versuchsverlaufs zu verzeichnen. Bei den auf 12 Wochen ausgedehnten Lysi-

meterversuchen der auf einen Wassergehalt von 70 % FK eingestellten Mischung A liegen die Kupfergehalte

ab dem fünften Eluat dauerhaft unterhalb einer Konzentration von 0,05 mg/l, bei der auf einen Wassergehalt

von 50 % FK eingestellten Mischung A wird zum Ende der auf 6 Beregnungszyklen ausgelegten Versuchs-

dauer noch eine Konzentration oberhalb von 0,1 mg/l erreicht.

Analog zu den Cr-Konzentrationen weisen die Mischungen A und E die höchsten Kupfergehalte im Feststoff

auf (siehe Tabelle 12; S. 30 - Mischung A: 87 mg/kg, Mischung E: 116 mg/kg gegenüber 20 bis 45 mg/kg bei

den übrigen Mischungen), sodass auch hier ein Zusammenhang zwischen den Kupfergehalten und den

Kupferfrachten im Eluat gegeben zu sein scheint.

Mit Ausnahme der Eluate aus den Bodenersatzstoffen der Mischung A werden die in Tabelle 19 aufgeführ-

ten Grenzwerte eingehalten. Die Eluate der Mischung A überschreiten die Grenzwerte nach LAGA und Kali-

Haldenrichtlinie zu Beginn der Elutionsversuche bis zu dem dreifachen Wert.

Bei der Analyse nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 nach DIN 38414 hingegen unterschreiten

alle Analyseergebnisse die Grenzwerte. Das Eluat der Mischung A weist mit 0,05 mg/l zwar auch bei dieser

Untersuchung einen wesentlich höheren Wert auf als die Eluate der übrigen Bodenersatzstoffe, liegt mit

einer gemessenen Konzentration von 0,05 mg/kg aber noch weit unterhalb der relevanten Grenzwerte nach

LAGA und Kalihaldenrichtlinie.

Tabelle 19: Grenz- und Zuordnungswerte für Kupfer [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Cu]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,15


Trinkwasser gemäß Trinkwasserverordnung 2001 2



Tabelle 20: Klassenverteilung der Cu-Analysenwerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0

0,001 bis 0,005 mg/l 0 0 0 3 0 0 0 3

> 0,005 bis 0,01 mg/l 0 8 5 14 0 1 6 16

> 0,01 bis 0,05 mg/l 16 26 6 7 8 32 6 5

> 0,05 bis 0,1 mg/l 0 2 1 0 1 3 0 0

> 0,1 bis 0,15 mg/l 4 0 0 0 3 0 0 0

> 0,15 bis 0,3 mg/l 12 0 0 0 0 0 0 0

> 0,3 bis 0,5 mg/l 4 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

Quecksilber

Die Quecksilbermessungen wurden mit einer Genauigkeit von 0,001 mg/l durchgeführt. Nahezu alle Mess-

werte der im Rahmen der Lysimeterversuche analysierten Eluate liegen unterhalb dieser Nachweisgrenze.

Bei insgesamt sechs Eluaten konnte Quecksilber nachgewiesen werden. Wie aus dem in Abbildung 38 dar-

gestellten Konzentrationsverlauf hervorgeht, handelt es sich hierbei allerdings um eher zufällig auftretende

Peaks, die jeweils nur in einem der beiden Eluate einer Mischung gemessen wurden. In keinem Fall konnte

die gemessene Konzentration durch die Doppelbestimmung bestätigt werden, sodass eine belastbare Aus-

sage hinsichtlich der Quecksilberauswaschungen auf der Grundlage der im Rahmen des Projektes durchge-

führten Versuche nicht möglich ist. Hierzu wäre eine Wiederholung der diesbezüglichen Untersuchungen

unter Anwendung eines genaueren Nachweisverfahrens notwendig.




Schwermetalle Gesamtdarstellung Hg

0,0000

0,0010

0,0020

0,0030

0,0040

0,0050

0,0060

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Hg

[mg

/l]


Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1

Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 38: Quecksilberkonzentrationsverlauf

Die Grenzwerte nach Kali-Haldenrichtlinie, der Zuordnungswert Z 1.2 nach TR Abfall sowie der Grenzwert

für Trinkwasser gemäß der Trinkwasserverordnung betragen jeweils 0,001 mg/l (siehe Tabelle 21). Der Wert

0,001 mg/l entspricht der Nachweisgrenze des angewandten Analyseverfahrens, d.h., wird Quecksilber im

Eluat einer Bodenersatzstoffprobe nachgewiesen, liegt eine Überschreitung des Grenzwertes vor. Aus

Tabelle 22 geht die Häufigkeitsverteilung der gemessenen Quecksilberkonzentrationen hervor, wobei zu

beachten ist, dass, wie erwähnt, die Messwerte durch die Doppelbestimmung nicht bestätigt wurden.

Bei der parallel durchgeführten Bestimmung nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 nach DIN 38414

lagen die Quecksilberkonzentrationen der Eluate aller Bodenersatzstoff-Mischungen unterhalb der Nach-

weisgrenze von 0,001 mg/kg.



Tabelle 21: Grenz- und Zuordnungswerte für Quecksilber [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Hg]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,001



Tabelle 22: Klassenverteilung der Hg-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 34 35 10 24 11 36 12 24

0,001 bis 0,002 mg/l 0 1 2 0 1 0 0 0

> 0,002 bis 0,005 mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0

> 0,005 bis 0,006 mg/l 2 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

Nickel

Die instrumentelle Nachweisgrenze der Nickelbestimmung der während der Lysimeterversuche aufgefange-

nen Eluate betrug 0,001 mg/l. Die Messwerte lagen überwiegend über dieser Nachweisgrenze.

Der zeitliche Konzentrationsverlauf bezüglich Nickel (siehe Abbildung 39) zeichnet sich bei allen untersuch-

ten Bodenersatzstoff-Mischungen durch eine erhöhte Startkonzentration und einer nachfolgend, annähernd

exponentiellen Konzentrationsabnahme im Verlauf der weiteren Elutionen aus. Bei den Eluaten der Mischun-

gen A, B und F wird dieser Kurvenverlauf teilweise durch Peaks unterbrochen, die scheinbar zufällig auftre-

ten und die zu einem von Schwankungen geprägten Kurvenverlauf führen. Die auch zum Ende der Lysime-

terversuche anhaltenden Konzentrationsschwankungen deuten darauf hin, dass die Nickelauswaschung bei

diesen Mischungen nicht abgeschlossen ist. Im Gegensatz hierzu weisen die Eluate der übrigen Mischungen

zu Versuchsende annähernd konstante Werte auf niedrigem Niveau (0,002 bis 0,005 mg/l) auf.

= Überschreitung der Grenzwerte nach Tabelle 21



Mit Messwerten im Bereich von 0,08 bis 0,11 mg/l erreichen die Eluate der Mischung A die mit Abstand

höchsten Nickelkonzentrationen. Der im Feststoff dieser Mischung nachgewiesene Nickelgehalt liegt mit

30 mg/kg lediglich im mittleren Bereich. So wurden beispielsweise bei Mischung E 56 mg/kg Nickel im

Feststoff nachgewiesen. Die Eluatkonzentrationen der Mischung E betrugen demgegenüber maximal

0,032 mg/kg, woraus gefolgert werden kann, dass bezüglich der Auswaschung von Nickel kein direkter Zu -

sammenhang zwischen den Feststoffgehalten und den ausgewaschenen Nickelmengen besteht.

Schwermetalle N i

0,0000

0,0200

0,0400

0,0600

0,0800

0,1000

0,1200

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Ni [

mg/

l]

Mischung A 50% Feuchte, Behälter 1Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 39: Nickelkonzentrationsverlauf

Der Grenzwert nach Kali-Haldenrichtlinie sowie der Zuordnungswert Z 1.2 nach TR Abfall betragen jeweils

0,15 mg/l. Die im Rahmen der Lysimeterversuche analysierten Eluate erreichen diesen Grenzwert nicht. Der

in Tabelle 23 zu Vergleichszwecken ebenfalls aufgeführte Grenzwert für Trinkwasser wird insbesondere von

den ersten Eluaten der jeweiligen Versuchsreihen nicht eingehalten. Die in Tabelle 24 farbig hinterlegten

Felder beziehen sich lediglich auf Überschreitungen des Grenzwertes für Trinkwasser.

Die Bestimmung nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 bestätigt die niedrigen Nickelkonzentratio-

nen, die im Rahmen der Lysimeterversuche festgestellt wurden. Mit Werten unterhalb von 0,02 mg/l wiesen

nahezu alle Eluate Nickelbelastungen unterhalb der für Trinkwasser zugelassenen Konzentrationsschwelle

auf. Lediglich bei Mischung E wurde mit einem Nickelgehalt von 0,041 mg/l ein geringfügig höherer Wert

gemessen, der aber noch weit unterhalb dem für den Anwendungszweck maßgeblichen Grenzwert nach

LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie liegt.



Tabelle 23: Grenz- und Zuordnungswerte für Nickel [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Ni]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,15



Tabelle 24: Klassenverteilung der Ni-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 0 2 0 0 0 2 0 0

0,001 bis 0,005 mg/l 0 12 3 12 5 6 4 6

> 0,005 bis 0,01 mg/l 8 13 5 6 3 19 3 12

> 0,01 bis 0,02 mg/l 8 5 2 5 1 8 3 2

> 0,02 bis 0,05 mg/l 10 2 2 1 3 1 2 4

> 0,05 bis 0,1 mg/l 8 2 0 0 0 0 0 0

> 0,1 bis 0,15 mg/l 1 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

Blei

Mit Ausnahme von Bodenersatzstoff-Mischung A liegen die bei den Lysimeterversuchen gemessenen Blei-

konzentrationen unterhalb oder mit Werten bis 0,005 mg/l geringfügig oberhalb der Nachweisgrenze von

0,001 mg/l. Ausgehend von Startkonzentrationen im Bereich von ca. 0,03 bis 0,07 mg/l ist bei den Eluaten

der Mischung A in der Abfolge der weiteren Elutionen zunächst eine Konzentrationszunahme zu beobach-

ten, bevor im weiteren Verlauf der Versuche die Messwerte unter Schwankungen abnehmen (siehe

Abbildung 40). Am Ende der sechs Beregnungszyklen umfassenden Versuchsreihe der auf einen Wasserge-

halt von 50 % FK eingestellten Mischung A beträgt die Bleikonzentration noch ca. 0,03 mg/l, bei der auf 12

= Überschreitung der Grenzwerte für Trinkwasser (Tabelle 23)



Beregnungszyklen ausgedehnten Versuchsreihe (Mischung A, Wassergehalt von 70 % FK) konnte am Ende

des Versuchszeitraums kein Blei im Eluat mehr nachgewiesen werden.

Schwermetalle Gesamtdarstellung Pb

0,0000

0,0200

0,0400

0,0600

0,0800

0,1000

0,1200

0,1400

0,1600

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Pb

[mg

/l]


Abbildung 40: Bleikonzentrationsverlauf

Beim Vergleich der Messwerte mit den in Tabelle 25 aufgeführten Grenzwerten nach LAGA bzw. Kali-

Haldenrichtlinie ergeben sich bei der auf einen Wassergehalt von 70 % FK eingestellten Mischung A Über-

schreitungen in zwei Fällen (siehe Tabelle 26).

Die Eluate der Mischungen B bis H unterschreiten die o. g. Grenzwerte bezüglich Blei durchgängig und hal-

ten auch den Grenzwert für Trinkwasser gemäß TrinkwV 2001 [47] ein.

Die durchgehend sehr niedrigen Bleikonzentrationen der Mischungen B bis H lassen eine auf den Vergleich

der jeweiligen Zusammensetzungen der Mischungen beruhende Schlussfolgerung über die Quelle der in

Mischung A beobachteten Bleiauswaschung nicht zu. Zwar verfügt die aus den Komponenten Gießereisand

und Klärschlammkompost bestehende Mischung A mit 86 mg/kg über den höchsten Feststoffgehalt an Blei,

allerdings liegt der Feststoffgehalt anderer Mischungen, bei denen keine Bleiauswaschung festgestellt

werden konnte, nur geringfügig niedriger (z. B. Mischung E mit 69 mg/kg). Wie bereits erwähnt, könnte die



verstärkte Auswaschung von Schwermetallen aus Mischung A darauf zurückzuführen sein, dass in dieser

Mischung die Komponente Papierschlamm nicht verwendet wurde, von der möglicherweise ein adsorbieren-

der Effekt auf die Schwermetalle ausgeübt wird.

Die Bleibestimmung nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 ergab für alle untersuchten Mischungen

sehr geringe Bleikonzentrationen in Bereich von < 0,001 bis 0,006. Auch Mischung A liegt mit einem gemes-

senen Bleigehalt von 0,0052 mg/l weit unterhalb der maßgeblichen Grenzwerte.

Tabelle 25: Grenz- und Zuordnungswerte für Blei [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Pb]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,1



Tabelle 26: Klassenverteilung der Pb-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 2 26 7 21 11 25 8 16

0,001 bis 0,005 mg/l 8 9 5 3 1 11 4 8

> 0,005 bis 0,01 mg/l 5 1 0 0 0 0 0 0

> 0,01 bis 0,05 mg/l 7 0 0 0 0 0 0 0

> 0,05 bis 0,1 mg/l 12 0 0 0 0 0 0 0

> 0,1 bis 0,15 mg/l 2 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0





Zink

Die Nachweisgrenze der Zn-Bestimmungen lag bei der überwiegenden Anzahl der untersuchten Eluate bei

0,001 mg/l. Aufgrund von Störungen durch andere Metalle (Matrixeffekte) kann teilweise nur eine Nachweis-

grenze von 0,05 mg/l eingehalten werden. Bei einzelnen Eluaten waren verlässliche Messungen auch bei

dieser höheren Nachweisgrenze nicht möglich, sodass diese Proben bei der Auswertung nicht berücksichtigt

wurden.

Bei der überwiegenden Anzahl der analysierten Eluate konnte Zink nachgewiesen werden. Wie aus

Abbildung 41 sowie der im Bereich 0 bis 1 mg/l vergrößerten Darstellung in Abbildung 42 hervorgeht, ist der

Zinkkonzentrationsverlauf der Eluate aller untersuchten Mischungen durch relativ starke Schwankungen ge-

kennzeichnet. Gemäß Abbildung 41 treten die höchsten Konzentrationswerte bei der auf einen Wasserge-

halt von 70 % FK eingestellten Mischung F auf. Allerdings werden diese Messwerte durch die Parallelprobe

im zweiten Gefäß nicht bestätigt, sodass diese Werte nicht als gesichert gelten können. Analog gilt dies

auch für einzelne Amplituden bei den Mischungen B, D, G und H.

Schwermetalle Gesamtdarstellung Zn

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

4,00

4,50

5,00

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Zn [m

g/l]


Abbildung 41: Zinkkonzentrationsverlauf



0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

0 2 4 6 8 10 12Beregnungszyklus

Zn

[mg

/l]

Abbildung 42: Zinkkonzentrationsverlauf im Konzentrationsbereich 0 bis 1 mg/l

Trotz der bei den Messungen aufgetretenen Unsicherheiten, lässt sich die Aussage treffen, dass die Zink-

konzentrationen der untersuchten Bodenersatzstoffe im Vergleich zu den übrigen Schwermetallgehalten auf

deutlich höherem Niveau liegen. Dieses Resultat entspricht insofern den Erwartungen, als die Zinkgehalte

der Feststoffe mit bis zu 340 mg/kg (Tabelle 12; S. 30) die Gehalte der übrigen Schwermetalle wesentlich

übersteigen. Trotzdem lässt sich eine direkte Beziehung der Zink -Feststoffgehalte zu den in den Eluaten

vorliegenden Konzentrationen nicht herleiten, da einzelne Mischungen, wie beispielsweise Probe F, die mit

250 mg/kg über den zweit höchsten Zink-Feststoffgehalt der untersuchten Mischungen verfügt, lediglich

Eluatkonzentrationen im Bereich der Nachweisgrenze aufweisen.

Die durchgängig höchsten Zinkkonzentrationen, die auch durch die jeweiligen Parallelproben bestätigt

werden, erreichen wiederum die Eluate der aus den Komponenten Gießereisand und Klärschlammkompost

(ohne Zugabe von Papierschlamm) bestehenden Mischung A. Hier überschreiten die gemessenen Zinkkon-

zentrationen in den Eluaten die Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie (siehe Tabelle 27) bis zum

dritten (Mischung A, Wassergehalt von 70 % FK) bzw. fünften Beregnungszyklus (Mischung A, Wasserge-

halt von 50 % FK) dauerhaft. Um eine gesicherte Aussage treffen zu können, ob die verstärkte Neigung zur



Auswaschung von Zink und anderen Schwermetallen im Zusammenhang mit der bei dieser Mischung nicht

verwendeten Komponente Papierschlamm steht, bedarf es diesbezüglich weiterer Untersuchungen.

Entgegen den Resultaten der Lysimeterversuche ergaben die Analysen nach dem Standard-Elutionsver-

fahren DEV S4 verhältnismäßig geringe Konzentrationen für Zink. Der Bereich der Messwerte erstreckte

sich von < 0,01 bis 0,078 mg/l, womit diese bei allen Mischungen unterhalb der für den Einsatz der Bodener-

satzstoffe maßgeblichen Grenzwerte lagen.

Tabelle 27: Grenz- und Zuordnungswerte für Zink [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l Zn]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,3


Trinkwasser gemäß Trinkwasserverordnung 2001 5

Tabelle 28: Klassenverteilung der Zn-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 0 0 2 2 1 0 2 0

0,001 bis 0,01 mg/l 0 0 0 0 0 0 0 0

> 0,01 bis 0,05 mg/l 4 19 5 18 8 15 4 19

> 0,05 bis 0,1 mg/l 9 6 3 3 3 15 5 1

> 0,1 bis 0,3 mg/l 5 6 2 0 0 2 0 3

> 0,3 bis 0,5 mg/l 6 3 0 1 0 2 1 1

> 0,5 bis 1 mg/l 11 2 0 0 0 0 0 0

> 1 bis 3 mg/l 1 0 0 0 0 1 0 0

> 3 bis 4,5 mg/l 0 0 0 0 0 1 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0




Arsen

Das letzte Element, das im Rahmen der zur Bestimmung der Auswaschung von Schwermetallen durch-

geführten Lysimeterversuche untersucht wurde, ist Arsen. Die Nachweisgrenze dieses Elements lag bei

0,001 mg/l. Wie aus Abbildung 43 sowie der Klassenverteilung der As-Analysewerte in Tabelle 30 hervor-

geht, lagen bei der überwiegenden Anzahl der Eluate sehr geringe Arsenkonzentrationen vor, die größten-

teils noch unterhalb des Grenzwertes von Trinkwasser (0,01 mg/l, siehe Tabelle 29) angesiedelt waren. Kon-

zentrationsspitzen wurden zu Beginn der Versuche bei der auf einen Wassergehalt von 50 % FK eingestell-

ten Mischung A sowie im weiteren Verlauf der Versuche insbesondere bei Mischung E festgestellt. Neben

Komponenten, die auch in Mischungen vorhanden sind, bei denen keine verstärkte Neigung zur Auswa-

schung von Arsen beobachtet werden kann, enthält Mischung E 60 M.-% Asche, sodass anzunehmen ist,

dass diese Komponente ursächlich für die hohen Arsenkonzentrationen im Eluat ist.

Neben der bereits diskutierten Möglichkeit, dass die bei Mischung A auftretenden, höheren Messwerte durch

das Fehlen der Komponente Papierschlamm bedingt sind, könnte im Falle von Arsen auch der höhere Anteil

von Klärschlammkompost in der Mischung für die verstärkte Arsenauswaschung verantwortlich sein, da

auch die Mischungen B und F, die Klärschlammkompost in geringeren Anteilen enthalten, einen ähnlichen

Konzentrationsverlauf wie Mischung A - allerdings auf niedrigerem Niveau - aufweisen.

Schwermetalle As

0,0000

0,0200

0,0400

0,0600

0,0800

0,1000

0,1200

0,1400

0,1600

0,1800

0,2000

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

As

[mg/

l]








Abbildung 43: Arsenkonzentrationsverlauf



Die Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie (Tabelle 29) werden bei den Eluaten der Mischung F

innerhalb der Versuchsdauer durchgängig und bei den Eluaten der Mischung A, Wassergehalt von 50 % FK,

während der ersten zwei Beregnungszyklen überschritten. Die Arsenkonzentrationen der Eluate aller ande-

ren Mischungen liegen unterhalb der Grenzwerte.

Bei der Analyse nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV S4 wurden ausnahmslos Konzentrationen ge-

messen, die unterhalb der Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie lagen. Der höchste Arsengehalt

wurde im Eluat der Mischung E verzeichnet. Er betrug 0,017 mg/l.

Tabelle 29: Grenz- und Zuordnungswerte für Arsen [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mg/l As]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 0,04



Tabelle 30: Klassenverteilung der As-Analysewerte der verschiedenen Bodenersatzstoff-Mischungen



< 0,001 mg/l 0 0 0 16 0 0 0 2

0,001 bis 0,005 mg/l 9 0 5 7 0 2 4 15

> 0,005 bis 0,01 mg/l 11 7 3 0 1 8 4 3

> 0,01 bis 0,02 mg/l 6 21 4 0 0 15 4 4

> 0,02 bis 0,04 mg/l 6 8 0 0 0 11 0 0

> 0,04 bis 0,06 mg/l 2 0 0 0 1 0 0 0

> 0,06 bis 0,1 mg/l 1 0 0 0 5 0 0 0

> 0,1 bis 0,2 mg/l 1 0 0 0 5 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0





pH-Wert und Leitfähigkeit der Eluate

Die pH-Werte der Eluate der in den Lysimeterversuchen untersuchten Bodenersatzstoffe zeigen hinsicht lich

ihres zeitlichen Verlaufs keinerlei Auffälligkeiten und schwanken innerhalb einer Bandbreite von 7,2 bis 8,4.

Wie aus Abbildung 44 hervorgeht, wurde lediglich beim ersten Eluat der Mischung E ein geringfügig höherer

pH-Wert von 9,04 gemessen. Die pH-Werte der Eluate liegen somit im leicht basischen Bereich oberhalb

des Neutralpunktes, sodass die Aussage getroffen werden kann, dass bei der Verwendung dieser

Materialien negative Umwelteinflüsse z. B. durch das Auftreten saurer Sickerwässer nicht zu erwarten sind.

Nach LAGA Z 1.2 sollen die Eluate aus Kulturschicht-Materialien einen pH-Wert im Bereich 6 bis 12 aufwei-

sen. Gemäß Kali-Haldenrichtlinie ist ein pH-Wert zwischen 6 und 10 vorgeschrieben.

Gesamtdarstellung pH-Werte

7,00

7,50

8,00

8,50

9,00

9,50

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

pH-W

ert

[]







Abbildung 44: Verlauf der pH-Werte

Die Verläufe der elektrischen Leitfähigkeiten der untersuchten Mischungen sind in Abbildung 45 dargestellt.

Ausgehend von hohen elektrischen Leitfähigkeiten bei den ersten Eluaten der jeweiligen Versuchsreihe, die

bei Probe A bis zu 14 mS/cm betragen, nehmen diese im weiteren Verlauf der Beregnungszyklen stark ab.

Bis auf die Mischung E und die auf einen Wassergehalt von 50 % FK eingestellten Mischungen A und F,

weisen alle Eluate zu Versuchsende elektrische Leitfähigkeiten unter 1 mS/cm auf.



Gesamtdarstellung Leitfähigkeit

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

16,00

0 2 4 6 8 10 12

Beregnungszyklus

Lei

tfäh

igke

it [m

S/c

m]







Abbildung 45: Verlauf der elektrischen Leitfähigkeiten

Ein Vergleich mit den in Tabelle 31 aufgeführten Grenz- und Zuordnungswerten zeigt, dass diese insbeson-

dere in der Anfangsphase der Versuche von den Messwerten z. T. stark überschritten werden. Dieser Sach-

verhalt ist in quantitativer Form nochmals in Tabelle 32 dargestellt, in der für jede Mischung die Anzahl der

Eluate aufgeführt ist, die Werte innerhalb bestimmter Klassenbereiche einnehmen. Die farbig hinterlegten

Felder geben dabei wiederum Überschreitungen der Grenz- bzw. Zuordnungswerte nach LAGA Z 1.2 bzw.

Kali-Haldenrichtlinie [1] an.

Die hohen elektrischen Leitfähigkeiten, die insbesondere zu Beginn der Lysimeterversuche gemessen wur-

den, weisen auf einen hohen Anteil gelöster Substanzen im Eluat hin, die – sofern sie in ionischer Form vor-

liegen - als Ladungsträger fungieren. Zu diesen löslichen Verbindungen gehören auch Nährstoffträger wie

Stickstoff, Stickstoffverbindungen und Phosphat, die im Folgenden beschrieben werden.



Tabelle 31: Grenz- und Zuordnungswerte für die elektrische Leitfähigkeit [1; 47; 50; 52]

Regelwerk Grenzwert [mS/cm]

LAGA Z 1.2 bzw. W 1.2 1



Tabelle 32: Klassenverteilung der elektrischen Leitfähigkeiten der verschiedenen Bodenersatzstoff-

Mischungen



< 0,8 mS/cm 5 3 1 10 0 4 0 12

0,8 bis 1 mS/cm 2 15 3 4 0 0 4 4

> 1 bis 1,5 mS/cm 3 7 2 5 0 20 2 4

> 1,5 bis 1,9 mS/cm 1 5 2 1 2 6 1 2

> 1,9 bis 2,5 mS/cm 6 0 0 3 2 2 1 2

> 2,5 bis 5 mS/cm 13 6 2 1 4 4 2 0

> 5 bis 10 mS/cm 4 0 2 0 4 0 2 0

> 10 bis 14 mS/cm 2 0 0 0 0 0 0 0

und größer 0 0 0 0 0 0 0 0

= Überschreitung des Grenzwertes für nach LAGA (Tabelle 31)

= zusätzlich Überschreitung des Grenzwertes nach Kali-Haldenrichtlinie (Tabelle 31)



Stickstoff

Um Aussagen über die Höhe, der beim Einsatz der getesteten Bodenersatzstoffe zu erwartenden Aus-

waschungen anorganischer Stickstoffverbindungen zu erhalten, wurden die zum Ende der einzelnen Bereg-

nungszyklen anfallenden Eluate hinsichtlich ihrer Gehalte an Ammonium-Stickstoff und Nitrat-Stickstoff ana-

lysiert. Stickstoffausträge in Nitritform konnten bei den ersten Versuchsreihen nicht nachgewiesen werden,

weshalb zur Reduzierung des Untersuchungsumfangs die Nitritbestimmung im weiteren Verlauf auf stich-

probenartige Kontrollen beschränkt wurde. Bei diesen Analysen lag der Nitritgehalt ebenfalls unterhalb der

Nachweisgrenze von 0,01 mg/l.

Den Konzentrationsverlauf von Ammonium-Stickstoff zeigt Abbildung 46. Aus dieser Darstellung ist zunächst

zu erkennen, dass die Maximalwerte bezüglich Ammonium-Stickstoff bei den Mischungen A und E um ca.

eine Größenordnung höher sind als bei den übrigen Mischungen. Dieser Sachverhalt korrespondiert mit den

Ergebnissen der Brutversuche im Klimaschrank. Im Fall der Mischung A gilt dies uneingeschränkt sowohl für

die Versuche bei 10 °C als auch bei 20 °C. Hier erfolgt ausgehend von Maximalwerten in der Startphase

eine Abnahme der Konzentrationen im weiteren Versuchsverlauf bis auf Werte nahe der Nachweisgrenze.

Bei Mischung E korrespondiert der Konzentrationsverlauf mit der beim Brutversuch bei 20 °C festgestellten

Umsetzungscharakteristik, wobei die Phase der verstärkten Ammonium-Bildung und der nachfolgende Ab-

bau beim Lysimeterversuch allerdings - vermutlich aufgrund der Beregnung -früher einsetzt.

Gesamtdarstellung NH4-N

0,00

50,00

100,00

150,00

200,00

250,00

300,00

0 2 4 6 8 10 12

Elutionen

NH

4-N

[m

g/l]


Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2

Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2

Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 46: Konzentrationsverlauf von Ammonium-Stickstoff



Um die Übersichtlichkeit bezüglich der Ammonium-Verläufe der Mischungen B, C, D, F, G und H zu erhö-

hen, sind diese in Abbildung 47 nochmals mit verändertem Maßstab dargestellt. Wie bereits erwähnt, liegt

das Niveau der Ammonium-Stickstoff-Auswaschung bei diesen Mischungen deutlich unterhalb dem der

Mischungen A und E. Beim Vergleich der bei diesen Lysimeterversuchen bestimmten Konzentrationsver-

läufen mit denen, die bei den Brutversuchen ermittelt wurden, sind charakteristische Übereinstimmungen der

Kurvenverläufe nicht eindeutig auszumachen, was unter Berücksichtigung der durch die Beregnung verän-

derten Bedingungen bezüglich der Umformung der Stickstoffverbindungen auch plausibel erscheint.

Von den verbleibenden Mischungen, die in Abbildung 47 dargestellt sind, weisen lediglich die Mischungen B

und F leicht erhöhte Anfangskonzentration im Bereich von ca. 3 bis 21 mg/l auf. Dabei liegen die Startkon-

zentrationen der Eluate der auf einen Wassergehalt von 70 % FK eingestellten Mischungen deutlich über

den Eluaten der Proben mit einem Wassergehalt von 50 % FK. Nach einer raschen Konzentrationsabnahme

innerhalb des ersten bzw. des zweiten Beregnungszyklus, entsprechend einer Lagerzeit von 2 bzw. 4 Mo-

naten, entspricht der Konzentrationsverlauf der Mischungen B und F dem der übrigen Mischungen. Dieser

Verlauf ist durch einen schwankenden Gang auf niedrigem Niveau (< 3 mg/l) gekennzeichnet.

Gesamtdarstellung NH4-N

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

0 2 4 6 8 10 12

Elutionen

NH

4-N

[mg

/l]

Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2

Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 1Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 47: Konzentrationsverlauf von Ammonium-Stickstoff bei den Mischungen B, C, D, F, G und H



Abbildung 48 zeigt die bei den Lysimeterversuchen ermittelten Konzentrationen für Nitrat-Stickstoff. Auffällig

ist wiederum der Verlauf der Nitratauswaschung bei Mischung A. Der Verlauf ist stark schwankend und es

werden Maximalwerte erreicht, die um ca. eine Größenordnung oberhalb der Konzentrationen der übrigen

Mischungen liegen. Aufgrund der Zusammensetzung der Mischung A ist anzunehmen, dass der hohe Anteil

an organischem Material in Form von Klärschlammkompost (40 M-%) aufgrund der leichten Zersetzbarkeit

zur schnellen Freisetzung verhältnismäßig hoher Mengen an Nitrat führt. Einen auffälligen Verlauf weisen

auch die Eluate der Mischung F, die 20 M-% Klärschlammkompost enthält, auf. Bis zum fünften Bereg-

nungszyklus wurden hier nur sehr geringe Konzentrationen (< 2 mg/l) an Nitrat-Stickstoff gemessen. Beim

sechsten Beregnungszyklus treten bei den Eluaten der auf einen Wassergehalt von 50 % FK eingestellten

Mischungen F Maxima im Bereich von 22 mg/l auf. Bei den Eluaten der auf 70 % der FK eingestellten

Mischung F traten während der 12 Beregnungszyklen umfassenden Versuchszeitraums keine Peaks in ver-

gleichbarer Höhe auf.

Die Eluate der übrigen Bodenersatzstoffmischungen zeigen bezüglich ihres zeitlichen Verlaufs während der

Versuchsdauer der Lysimeterversuche keinerlei Auffälligkeiten. Charakteristisch ist ein schwankender

Kurvengang ohne eine erkennbare Regelmäßigkeit. Auch eine Kongruenz zu den bei den Brutversuchen

ermittelten Umsetzungscharakteristiken ist nicht offensichtlich. Insgesamt bewegen sich die Nitrat-Stickstoff-

Konzentrationen auf einem niedrigen Niveau. Als Vergleichswert kann hier der Grenzwert für Trinkwasser

nach der Trinkwasserverordnung 2001 [47] herangezogen werden, der 50 mg/l Nitrat, entsprechend 11,5

mg/l Nitrat-Stickstoff beträgt. Grenzwertüberschreitungen bezüglich dieses Wertes treten lediglich bei den

Eluaten der Mischung A sowie bei der auf einen Wassergehalt von 50 % FK eingestellten Mischung F

(sechstes Eluat) auf.



Gesamtdarstellung NO3-N

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

0 2 4 6 8 10 12

Elutionen

NO

3-N

[mg

/l]


Mischung A 50% Feuchte, Behälter 2Mischung A 70% Feuchte, Behälter 1Mischung A 70% Feuchte, Behälter 2Mischung B 50% Feuchte, Behälter 1Mischung B 50% Feuchte, Behälter 2

Mischung B 70% Feuchte, Behälter 1Mischung B 70% Feuchte, Behälter 2Mischung C Behälter 1Mischung C Behälter 2Mischung D 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung D 50% Feuchte, Behälter 2Mischung E Behälter 1Mischung E Behälter 2Mischung F 50% Feuchte, Behälter 1

Mischung F 50% Feuchte, Behälter 2Mischung F 70% Feuchte, Behälter 1Mischung F 70% Feuchte, Behälter 2Mischung G Behälter 1Mischung G Behälter 2

Mischung H 50% Feuchte, Behälter 1Mischung H 50% Feuchte, Behälter 2Mischung H 70% Feuchte, Behälter 2

Abbildung 48: Konzentrationsverlauf von Nitrat-Stickstoff

Phosphor

Neben den oben besprochenen Stickstoffverbindungen wurde als weiterer Nährstoff Phosphor in die Unter-

suchungen mit der Laborlysimeteranlage einbezogen. Der Konzentrationsverlauf von Phosphor, dargestellt

als Gesamt-Phosphor, ist aus Abbildung 49 zu ersehen. Ähnlich wie bei den Verläufen der Stickstoffver-

bindungen sowie der meisten Schwermetalle nehmen die Eluate der Mischung A auch bezüglich des Phos-

phor-Konzentrationsverlaufs eine Sonderstellung ein. Dies betrifft sowohl die absolute Konzentrationshöhe,

die wiederum bis zu einer Größenordnung über den Werten der Eluate der übrigen Mischungen liegt, als

auch das Zeitintervall erhöhter Phosphor- bzw. Phosphat -Auswaschungen. In Ermangelung anderer Grenz-

werte wird als Vergleichswert zur Einschätzung der Phosphorbelastung wiederum der Grenzwert für Trink-

wasser nach der Trinkwasserverordnung 2001 [47] herangezogen. Er beträgt 6,7 mg/l Phosphat (PO43-), was

einer Konzentration von ca. 2,2 mg/l Gesamt-Phosphor entspricht. Die Startkonzentration der meisten Eluate

(11 von 18 Eluaten) lag oberhalb dieses Grenzwertes im Bereich bis zu ca. 6 mg/l, wohingegen bei den Elu-

aten der Mischung A Anfangskonzentrationen von 13 bis 16 mg/l gemessen wurden. Während bei nahezu

allen anderen Mischungen bereits ab dem zweiten Eluat, entsprechend einer Lagerzeit der Bodenersatz-

stoffe von zwei Monaten, der Grenzwert für Trinkwasser eingehalten wurde, war dies bei der auf einen

Wasseranteil von 70 % FK eingestellten Mischung A erst nach dem fünften Eluat (entsprechend 8 Monaten



Lagerdauer) der Fall. Bei der auf einen Wasseranteil von 50 % FK eingestellten Mischung A konnte der

Grenzwert während der auf 6 Beregnungszyklen (entsprechend einer einjährigen Lagerdauer) begrenzten

Versuchsdauer nicht unterschritten werden.

Gesamtdarstellung P

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

18,0

20,0

0 2 4 6 8 10 12

Elutionen

P [

mg/

l]








Abbildung 49: Konzentrationsverlauf von Phosphor

5.2.3 Zusammenfassende Diskussion der Ergebnisse aus den Lysimeterversuchen

Wie in den Abschnitten erläutert, in denen die Konzentrationsverläufe der bei den Lysimeterversuchen er-

mittelten Schwermetalle besprochen wurden, sind beim Einsatz der getesteten Bodenersatzstoffe nur ge-

ringe Schwermetallfreisetzungen zu erwarten. Bei einer Beurteilung der Schwermetallfreisetzung anhand

des in der behördlichen Praxis meist vorgeschriebenen Standard-Elutionsverfahrens DEV S4 nach DIN

38414 würden alle untersuchten Mischungen die rechtlichen Anforderungen, die an Materialien gestellt

werden, welche auf oder in eine durchwurzelbare Bodenschicht (Kulturschicht) eingebracht werden, erfüllen.

Dennoch können anhand der Lysimeterversuche differenziertere Aussagen über die beim Einsatz der ge-

testeten Mischungen zu erwartenden Schwermetallbelastungen getroffen und daraus Empfehlungen für die

stoffliche Zusammensetzung möglichst umweltneutraler Bodenersatzstoffe abgeleitet werden.



Die Untersuchungen haben gezeigt, dass insbesondere Mischung A ungünstige Eigenschaften hinsichtlich

der betrachteten Schwermetallfreisetzung aufweist. Hier haben die Lysimeterversuche zu dem Resultat ge-

führt, dass - außer für Chrom - Grenzwertverletzungen über längere Zeiträume und in z. T. erheblichen Aus-

maßen für alle untersuchten Schwermetalle auftraten, sodass diesbezüglich von einem Einsatz dieser

Mischung abzuraten ist. Die Mischung A enthält als mineralische Komponente Gießereisand und wurde mit

Klärschlammkompost als Stickstoffträger kombiniert. Sie ist die einzige Mischung, bei der kein Kohlenstoff-

träger in Form von Papierschlamm verwendet wurde. Da in anderen Mischungen (B, C und D), die nicht zu

erhöhter Schwermetallfreisetzung neigen, ebenfalls Gießereisand in gleichen Massenanteilen verwendet

wurde, kann daraus geschlossen werden, dass diese Komponente nicht für die verstärkte Auswaschung von

Schwermetallen verantwortlich ist. Obwohl aufgrund der Zusammensetzung anderer Mischungen, die ent-

weder Gießereisand in gleichen Massenanteilen (Mischungen B, C und D) oder Klärschlammkompost in

nennenswerten Anteilen (Mischungen F, E und B) enthalten, durchaus Vergleichsmöglichkeiten bestehen,

die Rückschlüsse auf die Quelle der ausgewaschenen Schwermetalle erwarten lassen würden, kann die

Herkunft der Schwermetalle in den meisten Fällen nicht bestimmt werden, da bei diesen Mischungen über-

wiegend keine Auffälligkeiten hinsichtlich der Schwermetallfreisetzung festzustellen sind. Diese Beobach-

tung führte zu der Überlegung, ob möglicherweise ein absorbierender Effekt von der Komponente Papier-

schlamm ausgeht, der durch eine verstärkte Einbindung zu einer Rückhaltung von Schwermetallen führen

könnte. Hier wären ergänzende Untersuchungen zur Klärung dieser Hypothese erforderlich.

Bei Mischung E führten die Lysimeterversuche zum Nachweis erhöhter Freisetzungen der Schwermetalle

Chrom und Arsen. Das Niveau der Schwermetallfreisetzung bezüglich dieser Substanzen lag während der

gesamten Versuchsdauer oberhalb der Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie, sodass zumindest

im ersten Jahr der Lagerdauer dieser Bodenersatzstoffmischung von einer erhöhten Chrom- bzw. Arsenbe-

lastung ausgegangen werden muss. Aus dem Vergleich der Konzentrationsverläufe der übrigen Mischungen

und der Analyse ihrer Zusammensetzungen geht hervor, dass die ausschließlich in Mischung E als minerali-

sche Komponente verwendete Asche (feine Flugasche) für die erhöhte Auswaschung von Chrom und Arsen

verantwortlich zeichnet, weshalb die Verwendung dieser Komponente bezüglich der Schwermetallfreiset-

zung als ungünstig zu bezeichnen ist.

Im Vergleich zu den übrigen untersuchten Elementen liegen die bei den Lysimeterversuchen ermittelten

Zinkkonzentrationen auf deutlich höherem Niveau. Die ermittelten Konzentrationsverläufe weisen einen stark

schwankenden Kurvengang mit vereinzelt auftretender Ausbildung hoher Peaks auf, die allerdings - außer

bei Mischung A - nicht durch die Parallelprobe bestätigt werden konnten, weshalb - insbesondere unter

Berücksichtigung der niedrigen Messwerte bei der Untersuchung nach dem Standard-Elutionsverfahren DEV

S4 - davon auszugehen ist, dass die Grenzwerte nach LAGA bzw. Kali-Haldenrichtlinie bei den Mischungen

B bis H dauerhaft eingehalten werden.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass beim Einsatz von Bodenersatzstoffen, die sich hinsichtlich

ihrer Zusammensetzung an den in den Mischungen B, C, D, F, G und H verwendeten Einsatzstoffen und

Mischungsverhältnissen orientieren, nicht mit einer erhöhten Gefahr der Schwermetallfreisetzung zu rechnen

ist. Demgegenüber haben sich die Mischungen A und E diesbezüglich als ungünstig erwiesen. Vom Einsatz



von Asche sollte daher abgesehen werden. Ebenso sollte in weitergehenden Untersuchungen geprüft wer-

den, ob die Verwendung höherer Anteile von Klärschlammkompost zu einer verstärkten Freisetzung von

Schwermetallen führt und ob die Verwendung von Papierschlamm generell zu einer Hemmung der Metall-

auswaschung führt.

Neben den Untersuchungen zur Schwermetallfreisetzung wurden die bei den Lysimeterversuchen gewon-

nenen Eluate auch hinsichtlich der Parameter pH-Wert und elektrische Leitfähigkeit sowie ihres Gehaltes an

Ammonium, Nitrat, Nitrit und Phosphor untersucht.

Die Eluate liegen im leicht basischen Bereich und gehen konform mit den für Kulturschicht-Materialien vor-

geschriebenen Bandbreiten für den pH-Wert. Im Gegensatz dazu werden die nach LAGA bzw. Kali-Halden-

richtlinie vorgeschriebenen Grenzwerte bezüglich der elektrischen Leitfähigkeit insbesondere zu Beginn der

Versuche von nahezu allen Bodenersatzstoffmischungen überschritten. Die Tendenz der Verläufe ist aller-

dings stak abnehmend, sodass davon ausgegangen werden kann, dass die Grenzwerte nach wenigen Mo-

naten Lagerdauer eingehalten werden. Ausnahmen bilden hier die Mischungen A und F, die auch nach einer

simulierten Lagerdauer von einem Jahr noch Werte aufweisen, die (geringfügig) oberhalb der Grenzwerte

liegen.

Bei den im Rahmen der Lysimeterversuche an den aufgefangenen Eluaten durchgeführten Analysen bezüg-

lich mineralischer Stickstoffanteile wurden verhältnismäßig geringe Konzentrationen ermittelt. Die anhand

der Ergebnisse aus den Brutversuchen sowie den Freilandversuchen abgeleitete Erwartung einer erhöhten

Nitrat-Auswaschungsgefahr bei den Mischungen G, F, C und A konnte durch die Lysimeterversuche nur für

Mischung A eindeutig bestätigt werden. Als Maxima der stark schwankenden Kurvenverläufe wurden bei den

Eluaten der Mischung A Messwerte bis ca. 60 mg/l verzeichnet. Bei den Eluaten der auf einen Wassergehalt

von 50 % FK eingestellten Mischung F stieg die Konzentration beim sechsten Eluat (einmalig) auf ca.

22 mg/l an. Allerdings konnte diese erhöhte Nitratauswaschung bei der auf einen Wassergehalt von 50 % FK

eingestellten Mischung F, die innerhalb einer auf 12 Beregnungszyklen ausgedehnten Versuchsdauer unter-

sucht wurde, nicht beobachtet werden. Die Nitrat-Konzentrationen der übrigen Eluate lagen allgemein auf

niedrigem Niveau und unterschritten den zu Vergleichszwecken herangezogenen Grenzwert für Nitrat in

Trinkwasser, der bei 50 mg/l Nitrat, entsprechend 11,5 mg/l Nitrat-Stickstoff liegt.

Bezüglich der Phosphorkonzentrationen wurden bei den Eluaten der Mischung A wiederum erhöhte Mess-

werte gegenüber den übrigen Mischungen festgestellt. Allgemein wurden die höchsten Konzentrationen zu

Beginn der Lysimeterversuche gemessen und zeigten im weiteren Verlauf eine abnehmende Tendenz mit

Messwerten, die (außer bei Mischung A) geringfügig unterhalb des Grenzwertes für Trinkwasser lagen.



5.3 Bewertung von Stickstoffverfügbarkeit und -auswaschungsgefahr sowie der Praxisrele-

vanz der Ergebnisse für die Bodenersatzstoffherstellung (IVUB, IUTA)

Die abschließende Bewertung aller untersuchten Mischungen hinsichtlich ihres pflanzenverfügbaren Stick-

stoffs und dessen potentieller Auswaschungsgefahr erfolgt anhand der bereits diskutierten Ergebnisse der

Brut- und Freilandversuche unter Berücksichtigung eines nach der Länderarbeitsgemeinschaft Boden LABO

[38] festgesetzten Richtwertes.

Nach den Vorgaben der LABO [38] dürfen insbesondere bei der Verwertung von Klärschlämmen und Kom-

posten aus Gründen des Gewässerschutzes bestimmte Frachten an Nährstoffen nicht überschritten werden.

Für eine bedarfsgerechte Nährstoffzufuhr wurden deshalb unter Berücksichtigung der Nutzung und der

Standortverhältnisse für verschiedene Kategorien jeweils Grenzwerte hinsichtlich des pflanzenverfügbaren

Stickstoffs Nverf festgelegt.

Gemäß der Empfehlung der TLL Jena können die Haldenstandorte der Nutzungskategorie III (extensive

Grünlandnutzung, Grünfläche, Gehölzflächen mit Untersaaten) sowie dem Standorttyp C (unempfindliche

Standorte; Austauschhäufigkeit des Bodenwassers bei Feldkapazität im effektiven Wurzelraum < 100 %)

zugeordnet werden [43]. Bei einer Austauschhäufigkeit von unter 100 % erfolgt die Verlagerung von Nitrat in

einer Sickerwasserperiode überwiegend innerhalb des Wurzelraumes [49].

Die maximal zulässige Fracht an verfügbarem Stickstoff beträgt in diesem Fall für das erste Anwuchsjahr

(einmalige Anwendung) 70 kg Nverf /ha. Dieser Wert umfasst neben dem Nitrat- und Ammonium-Stickstoff

auch unterschiedliche Anteile des organischen Stickstoffs [38]. Aufgrund der vorliegenden Datenlage erfolgt

die Berechnung des verfügbaren Stickstoffs aus der Addition der Gehalte an Ammonium- und Nitrat-Stick-

stoff (Nmin). Die Ergebnisse aller Versuche sind in den Anlagen 3.5 bis 3.8 in tabellarischer Form zusammen-

gestellt.

Bei der Bewertung kann der Einfluss der konturgebenden Schicht vernachlässigt werden, da nach Kali-Hal-

denrichtlinie [1] in diesem Bereich der Einbau von organischen Materialien nicht zulässig ist. Der Grenzwert

für Nges beträgt in diesem Fall nur 0,1 % TS. Nach der Kali-Haldenrichtlinie wird die Kulturschicht mit einer

Mächtigkeit von 0,3 m bis 0,5 m aufgebracht (maximal 0,7 m; siehe Kapitel 2.2). Die anhand der Proctor-

dichten ermittelten Materialdichten der untersuchten Mischungen befinden sich im Bereich von 1,4 g/cm³ bis

1,7 g/cm³ [13]. In Tabelle 33 sind die anhand dieser Parameter für verschiedene Szenarien berechneten, zu-

lässigen Gehalte für den verfügbaren Stickstoff zusammengestellt. Daraus geht hervor, dass mit abnehmen-

der Dichte und Mächtigkeit der zulässige Gehalt generell zunimmt.



Tabelle 33: Maximal zulässige Stickstoffgehalte bei Insgesamt 70 kg Nverf/ha [38], differenziert

für verschiedene Mächtigkeiten und Materialdichten

Nverf [mg/kg] bei einer Mächtigkeit der Kulturschicht von Dichte

[g/cm³] 0,3 m 0,5 m 0,7 m

1,4 17 10 7

1,6 15 9 6

1,8 13 8 6

2,0 12 7 5

Die Materialdichten können aufgrund eines unterschiedlich hohen Anteils von Organika wie Papierschlamm,

Klärschlamm und Kompost schwanken. Bodenphysikalische Untersuchungen ergaben, dass die Zugabe

dieser Abfallstoffe u. a. einen deutlichen Rückgang der Dichte bei gleichzeitiger Erhöhung der Feldkapazität

bewirkt [13]. Als Richtwert für die Beurteilung der Materialien soll der mittlere Wert von 1,6 g/cm³ herangezo-

gen werden. Bei einer ordnungsgemäßen Aufbringung der Kulturschicht ist für den verfügbaren Stickstoff

gemäß Tabelle 33 entsprechend der Schichtmächtigkeit eine maximale Konzentration von 9 mg/kg (0,5 m)

bzw. 15 mg/kg (0,3 m) zulässig. Es ist davon auszugehen, dass bei diesen maximal zulässigen Gehalten ein

angemessenes Nährstoffverhältnis zum Bedarf der Vegetation vorliegt und diese optimal mit mineralischen

Stickstoffverbindungen versorgt sind.

Da die Wirkung von Flora, Fauna sowie der Deposition von Stickstoffverbindungen aus der Atmosphäre in-

folge der auf bestimmte Aspekte begrenzten Versuchsanordnung ausgeschlossen wurde, können die für den

Jahresverlauf gemessenen Werte für die Beurteilung der untersuchten Mischungskombinationen direkt über-

nommen werden. Interessant ist hierbei insbesondere die Anfangsphase der Stickstoffumsetzung. Es ist zu

bedenken, dass sich unter dem Einfluss von Klima und Bodenleben ein neues Gleichgewicht mit einer ver-

änderten Umsetzungscharakteristik einstellen kann.

Die Bewertung orientiert sich schwerpunktmäßig an den Ergebnissen der unter 20 °C ablaufenden Brutver-

suche. In diesem Fall konnten gegenüber den Versuchen bei einer konstanten Temperatur von 10 °C er-

wartungsgemäß die intensiveren Umsetzungsreaktionen beobachtet werden. Die im Freilandversuch er-

mittelten Werte können aufgrund der extremen klimatischen Verhältnisse der Sommermonate des Jahres

2003 weder als repräsentativ noch als reproduzierbar angesehen werden. Die Versuche mit den offenen

Mischungen werden aufgrund der nicht kontrollierbaren Bedingungen und Einträge in das System an dieser

Stelle nicht berücksichtigt. Zu beachten ist darüber hinaus, dass anhand der Datenlage nur eine grobe

Abschätzung erfolgen kann.



Um die zunächst anhand der Feststoffgehalte an verfügbarem Stickstoff abgeschätzte Auswaschungsgefahr

zu überprüfen, wurden auch die Ergebnisse der Lysimeterversuche, die eine Aussage über den unter den

gegebenen Versuchsbedingungen tatsächlich erfolgenden Übergang in die wässrige Phase erlauben, in die

Bewertung mit einbezogen. Hier ergeben sich die Gehalte an verfügbarem Stickstoff aus der Multiplikation

der während der einzelnen Beregnungszyklen aufgefangenen Eluatmengen mit der Summe der jeweilig ge-

messenen Nitrat - und Ammoniumkonzentrationen. Durch den Bezug auf die in der Lysimetersäule einge-

setzte Materialmenge lässt sich eine Aussage über die im ein- bzw. zweijährigen Simulationszeitraum pro kg

Bodenersatzstoff freigesetzte Menge an pflanzenverfügbarem Stickstoff treffen. Die Ergebnisse dieser Be-

rechnung sind in der Anlage 3.16 zusammengestellt.

Gruppe 1 (1 N : 1 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Gehalte an verfügbarem Stickstoff in den Mischungen

C, G und F weisen über die Versuchszeiträume große Schwankungen auf. Die entsprechend der Material-

dichte und Schichtmächtigkeit zulässigen Maximalwerte für Nverf , 9 mg/kg bzw. 15 mg/kg, werden dabei bei

den Brut- und Freilandversuchen z. T. deutlich überschritten (Anlage 3.5 bis 3.8), so dass - ausgehend von

diesen Versuchsergebnissen - die Gefahr einer vertikalen Verlagerung bis in Aquifer und Vorflut besteht. Im

Vergleich zu Mischung A (siehe Gruppe 5) befinden sich die Werte jedoch auf einem deutlich niedrigeren

Niveau. Das in der Auswertung der Messergebnisse diskutierte Abbauverhalten, kommt im Vergleich zu den

übrigen Mischungskombinationen (Ausnahme: Mischung B; Gruppe 2) der Zielstellung einer gleichmäßigen

und stetigen Nac hlieferung an pflanzenverfügbaren Stickstoffverbindungen prinzipiell am nächsten.

Im Gegensatz zu der Bewertung der anhand der Datenlage der Brut- und Freilandversuche zu erwartenden

Stickstofffrachten, konnte bei den Lysimeterversuchen keine eindeutig erhöhte Auswaschungsgefahr nach-

gewiesen werden. Die bei der Simulation eines Einjahreszeitraums aufgegebene Regenmenge führte bei

den Mischungen C und G zu den niedrigsten, in diesem Versuchsteil ermittelten Stickstofffrachten (0,8 bzw.

1,2 mg/kg). Die für Mischung F während des Versuchzeitraums erfasste Stickstofffreisetzung betrug 12,6

mg/kg Nverf (Mittelwert der Proben mit 50 bzw. 70 % FK), womit das Niveau der Stickstofffracht im Eluat

geringfügig oberhalb desjenigen der Mischung B angesiedelt ist, für die sich nach den betrachteten Kriterien

der maximal zulässigen Gehalte für den verfügbaren Stickstoff - in Abhängigkeit von der aufgebrachten

Schichtstärke - weitestgehend Nährstoffverfügbarkeiten im optimalen Bereich ergaben (siehe Gruppe 2).

Da die Verwendung von stickstoffreichen, organischen Materialien sowohl seitens der Hersteller als auch der

Haldenbetreiber ökonomisch sinnvoll und attraktiv ist, ist zur Absicherung anzuraten, diese Kombination in

unterschiedlichen Mengenanteilen nochmals eingehend zu testen. Schwerpunktmäßig wäre hierbei zu

untersuchen, inwieweit der eingesetzte Papierschlamm als Nitrifikationshemmer fungiert, ob adsorbierende

Effekte vorliegen und welche alternativen Materialien zum Einsatz kommen könnten. Darüber hinaus wäre

zu überprüfen, inwieweit über Varianten der Bepflanzung (nitrophile Pflanzen) sowie eine regelmäßige

Mahd, der Stickstoffentzug erhöht und somit die Gefahr der Verlagerung minimiert werden kann.



Gruppe 2 (1 N : 8 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die Mischungen B und H weisen entsprechend ihrer Um-

setzungsverläufe in der Anfangsphase sowohl gemäß den Ergebnissen des Brutversuches bei 20 °C als

auch des Freilandversuches Gehalte an verfügbarem Stickstoff auf, deren Konzentrationen weitestgehend

die Vorgaben einhalten (Anlage 3.5 bis Anlage 3.8). Im Falle der Mischung H befindet sich Nverf deutlich un-

ter dem Grenzwert von 9 mg/kg (0,5 m). Die Mischung B weist Gehalte mit einem höheren Niveau auf, die

jedoch für eine Abdeckungsmächtigkeit von 0,3 m (Grenzwert 15 mg/kg) im optimalen Bereich liegen. Bei

einer möglichen Schichtstärke von 0,5 m treten in Einzelfällen Überschreitungen auf.

Nach längerer Liegezeit wird der für die Mächtigkeit von 0,3 m festgelegte Grenzwert von 15 mg/kg sowohl

bei Mischung B als auch bei Mischung H z. T. deutlich überschritten. Im Falle der Mischung B tritt dieser An-

stieg jeweils früher ein. Schwierig ist insbesondere die Bewertung dieser Mischung, da die Ergebnisse stark

schwanken. Bei Vernachlässigung der Extremwerte, die ohnehin nur auf Einzelmessungen beruhen, werden

in diesem Fall prinzipiell jedoch akzeptable Werte erreicht. Wie bereits in Gruppe 1 diskutiert, entspricht die

Kombination aus allen drei Mischungskomponenten - mineralische Komponente, Stickstoffträger und Koh-

lenstoffträger – neben dem Aspekt der Wirtschaftlichkeit am ehesten der Zielstellung einer langfristigen

Nährstoffversorgung der Vegetation. Für gesicherte Aussagen bzw. repräsentative Ergebnisse sind hierzu

umfassende, vertiefende Untersuchungen anzuraten.

Die anfänglich geringen Gehalte an Nverf mit einer großen Differenz zum zulässigen Gesamtwert in der

Mischung H können sich nachteilig für die schnelle Entwicklung einer vitalen Vegetation auswirken. Der

spätere Anstieg verbessert zwar die Nährstoffsituation, erhöht aber gleichzeitig die Auswaschungsgefahr. Da

im Rahmen dieses Projektes die tatsächliche Wirkung der enthaltenen Papierschlämme nicht geklärt werden

konnte, sind keine zuverlässigen Aussagen über die langfristige Entwicklung möglich.

Qualitativ werden die bei den Brut- und Freilandversuchen erzielten Ergebnisse durch die Resultate der Lysi-

meterversuche bestätigt. So liegt auch hier das Niveau der Stickstofffreisetzung im ersten Jahr bei der

Mischung B deutlich über der zu 0,8 mg/kg Nverf ermittelten Fracht der Probe H. Mit einem aus den Proben

mit 50 und 70 % FK gebildeten Mittelwert von 6,2 mg/kg Nverf liegt die bei Mischung B ermittelte Stick-

stofffracht im Eluat aber noch im unteren Bereich der für die Lysimeterversuche errechneten Konzent-

rationen. Eine von den Ergebnissen der Brut- bzw. Freilandversuche abweichende Bewertung ergibt sich bei

den Lysimeterversuchen hinsichtlich des Verlaufes der Stickstofffreisetzung bei längerer Liegezeit. Zur Ab-

schätzung eines diesbezüglichen Trends stehen hier die Daten aus dem auf 12 Beregnungszyklen (entspre-

chend einer simulierten Liegezeit von 2 Jahren) ausgedehnten Versuch mit Mischung B, 70 % FK, zur Ver-

fügung. Die Auswertung dieses Versuches ergab eine Abnahme der Stickstofffreisetzung auf 2,2 mg/kg Nverf

im zweiten Jahr der Liegezeit, so dass ausgehend von diesem Ergebnis eine Auswaschungsgefahr auch

nach längerer Liegezeit nicht besteht.

Gruppe 3 (0 N : 4 C; s. Tabelle 14, S. 46): Die für den verfügbaren Stickstoff entsprechend der Einbau-

dichte und der Schichtmächtigkeit maximal zulässigen Konzentrationen von 9 mg/kg (0,5 m) bzw. 15 mg/kg

(0,3 m) werden in Mischung D bei den unter 20 °C ablaufenden Brutversuchen sowie bei den Freilandver-



suchen in allen Fällen deutlich unterschritten (Anlage 3.5 bis 3.8). Diese Ergebnisse werden durch die Er-

mittlung minimaler Stickstofffrachten im Eluat (0,8 mg/kg Nverf im ersten Jahr) bestätigt. Die im weniger re-

präsentativen, unter 10 °C ablaufenden Brutversuch ermittelten Gehalte an Nverf befinden sich auf höherem

Niveau und, von einzelnen, geringfügigen Überschreitungen abgesehen, alle im zulässigen Bereich.

Auf der Grundlage der bekannten Daten besteht bei einem Einsatz dieser Mischung keine erhöhte Auswa-

schungsgefahr von wassergefährdenden Stickstoffverbindungen. Ausgehend von den Ergebnissen des bei

einer konstanten Temperatur von 20 °C ablaufenden Brutversuches sowie des Freilandversuches kann das

vergleichsweise geringe Angebot an pflanzenverfügbarem Stickstoff für die Entwicklung einer vitalen Zielve-

getation (Gehölzflächen mit Untersaaten) von Nachteil sein. Davon ausgehend, dass die Pflanzen bei den

maximal zulässigen Gehalten an Nverf optimal versorgt sind, ergibt sich aus der großen Differenz zu den

Grenzwerten eine deutlich schlechtere Nährstoffsituation. Die folglich verminderte Biomassenproduktion auf

solchen Standorten bedingt gleichzeitig eine geringe Transpirationsleistung. Ein hoher Wasserverbrauch ist

jedoch zur Versickerungsminimierung angestrebt.

Die vermutete zeitverzögerte Zersetzung des Papierschlammes ist nur spekulativ, so dass über die lang-

fristige Nährstoffversorgung an dieser Stelle keine zuverlässigen Aussagen gemacht werden können. Bezug

nehmend auf die gegenwärtigen Kenntnisse zur Nährstoffsituation ist die Kombination eines mineralischen

Stoffes mit einem Stickstoffträger als eher ungünstig zu bewerten. Sollte dennoch auf diese Mischung zu-

rückgegriffen werden, sind für die schnelle Entwicklung einer vitalen Vegetationsdecke u. U. Nachdüngun-

gen erforderlich.

Gruppe 4 (1 N : 3 C; s. Tabelle 14, S. 46): Im Fall der Mischung E werden die in Abhängigkeit von der

Einbaumächtigkeit festgelegten Grenzwerte von 9 mg/kg (0,5 m) bzw. 15 mg/kg (0,3 m) im Zeitraum sowohl

der Brutversuche als auch des Freilandversuches mit Ausnahme weniger Messwerte, insbesondere in der

Anfangsphase des Brutversuches bei 20 °C und einer Materialfeuchte von 50 % FK, deutlich überschritten

(Anlagen 3.5 bis 3.8). Die Ergebnisse der Lysimeterversuche stützen ebenfalls die Vermutung einer erhöh-

ten Auswaschungsgefahr bei dieser Mischungskombination. Hier führte die Simulation einer einjährigen Lie-

gezeit zu einer durchschnittlichen Stickstofffracht von ca. 57 mg/kg, woraus sich eine erhebliche Über-

schreitung der durchschnittlichen Werte für die Stickstofffreisetzung ergibt. Der verfügbare Stickstoff setzt

sich zu großen Anteilen aus Ammonium zusammen, welches gegenüber dem Nitrat weniger leicht aus-

waschbar ist. Aufgrund der vorliegenden Größenordnung sowie der Tatsache, dass eine spätere Umwand-

lung zu Nitrat erfolgen kann, wie bei den Freilandversuchen zu beobachten war, sollte diese Mischungs-

kombination infolge der hohen Auswaschungsgefahr nicht zum Einsatz kommen. Auch über die Variation

von Einbaudichte und Schichtmächtigkeit kann keine Optimierung erfolgen. Als nachteilig erweist sich dar-

über hinaus die festgestellte Keimhemmung, die möglicherweise der Zumischung der Asche anzulasten ist.

Die hier vermuteten Wechselwirkungen sollten gesondert untersucht werden.



Gruppe 5 (3 N : 0 C; s. Tabelle 14, S. 46): Bezüglich des Gehaltes an verfügbarem Stickstoff liegt bei

der Mischung A bereits eine sehr hohe Ausgangssituation vor (Anlage 3.5 bis 3.8). Durch die intensiven

Umsetzungsvorgänge wird über den gesamten Versuchzeitraum schon für die Mindestmächtigkeit von 0,3 m

die zulässige Konzentration von 15 mg/kg um ein Vielfaches überschritten. Aufgrund des Überangebotes an

leichtlöslichen, pflanzenverfügbaren Stickstoffverbindungen, insbesondere von Nitrat, ist im Falle der Mi-

schung A mit einem hohen Austrag dieser wassergefährdenden Stoffe zu rechnen. Darüber hinaus kann

durch die schnell in Gang kommenden intensiven Umsetzungsreaktionen, die mit einem zeitnahen Ver-

brauch des organisch gebundenen Stickstoffs einhergehen, das angestrebte Ziel einer langfristig, optimalen

Nährstoffversorgung nicht gewährleistet werden. Auch in diesem Fall bestätigen die Ergebnisse der Lysi-

meterversuche eine erhöhte Auswaschungsgefahr von Stickstoffverbindungen. Hier wurden für eine ein-

jährige Lagerdauer mit durchschnittlichen Stickstofffrachten von ca. 124 mg/kg im Eluat die höchsten Stick-

stofffrachten im Rahmen der durchgeführten Versuche ermittelt. Inwieweit dieser Sachverhalt mit dem

Fehlen von Papierschlamm in Zusammenhang gebracht werden kann, sollte weiterführend untersucht wer-

den. Der Einsatz dieser Mischungskombination bestehend aus einer mineralischen Komponente und einem

Stickstoffträger ist daher generell als ungünstig zu bewerten.



6 Zusammenfassung

Im Rahmen des Forschungsprojektes „Entwicklung von Rezepturen für Bodenersatzstoffe auf der Basis opti-

maler Nährstoffverfügbarkeit und minimaler Schadstofffreisetzung“ wurden ausgewählte Mischungskombi-

nationen bezüglich ihrer Stickstoff- und Schwermetalldynamik untersucht. Der Schwerpunkt lag dabei auf der

Bereitstellung von pflanzenverfügbaren mineralischen Stickstoffverbindungen und deren Auswaschungs-

verhalten sowie auf der vertikalen Verlagerung von Schwermetallen. Die Ergebnisse einer umfassenden

chemischen und biologischen Analytik bilden die Basis einer künftig hinsichtlich des Stickstoffbedarfs und -

angebots verbesserten Kombination von Abfallstoffen in der Bodenersatzstoffherstellung.

Die Beobachtung der Stickstoffumsetzungsvorgänge in verschiedenen Mischungsvarianten erfolgte im Brut-

versuch unter definierten, kontrollierten Bedingungen bezüglich Temperatur und Materialfeuchte sowie im

Freilandversuch unter realen Temperaturbedingungen. In den Lysimeterversuchen zur Stickstoff- und

Schwermetallfreisetzung, die ebenfalls unter kontrollierten Temperaturbedingungen abliefen, wurden die

Proben zusätzlich künstlich beregnet, wobei die aufgegebene Regenmenge und die Beregnungsintervalle so

gewählt wurden, dass eine Lagerzeit der Abdeckmaterialien von einem Jahr simuliert wurde. In ausgewähl-

ten Versuchen wurde die Versuchsdauer auf einen simulierten Zeitraum von zwei Jahren ausgedehnt. Die in

einem Boden ablaufenden Transport- und Umwandlungsprozesse, die beispielsweise durch Wechselwirkun-

gen von Klima, pH-Wert-Änderung und Bodenleben bedingt sind, konnten in keinem Versuch berücksichtigt

werden. Der Verbrauch und die Nachlieferung von Stickstoff durch Pflanzen wurde im Rahmen dieses

Forschungsthemas nicht analysiert. Eine streng mathematische Modellierung des Realverhaltens der Stick-

stoffumsetzung mit akzeptablen Prognosewahrscheinlichkeiten war aufgrund der stark schwankenden

Stickstoffverläufe sowie der hohen Diskrepanzen der für die einzelnen Versuchsteile ermittelten Wertebe-

reiche nicht möglich. Dennoch können auf der Grundlage der anhand der unterschiedlichen Untersuchungs-

ansätze gewonnenen Datenbasen bezüglich der ermittelten Stickstoffverläufe praxisrelevante Aussagen zur

Herstellung geeigneter Bodenersatzstoffe für den Einsatz in der Kulturschicht abgeleitet werden.

Für die Etablierung einer vitalen Vegetation mit einem möglichst hohen Wasserverbrauch und einem guten

Interzeptionsvermögen kommt der optimalen Nährstoffversorgung eine wesentliche Bedeutung zu. Vor

diesem Hintergrund sind Mischungen ohne einen Anteil an Stickstoffträgern aufgrund einer nur geringen Be-

reitstellung von pflanzenverfügbarem Stickstoff in Form von Ammonium und Nitrat generell als ungünstig zu

bewerten (Mischungen D und H). Aus der großen Diskrepanz zwischen dem tatsächlichen Gehalt und der

maximal zulässigen Konzentration an mineralischem Stickstoff resultiert eine vergleichsweise schlechte

Nährstoffsituation, die eine verminderte Biomassenproduktion zur Folge haben kann. Eine weniger vitale Ve-

getation bedingt gleichzeitig eine verminderte Transpirationsleistung. Über die langfristige Nährstoffnach-

lieferung in den betreffenden Mischungsvarianten, beispielsweise durch die Zersetzung des zugemischten

Papierschlammes, konnten anhand der vorliegenden Ergebnisse keine zuverlässigen Aussagen getroffen

werden.

Demgegenüber wird bei der Kombination aus einer mineralischen Komponente und einem hohen Anteil an

Stickstoffträgern ohne die Zumischung des Kohlenstoffträgers (Mischung A) innerhalb kürzester Zeit minera-



lischer Stickstoff in Form von Nitrat freigesetzt. Durch die intensiven Umsetzungsvorgänge wird die nach

LABO [38] maximal zulässige Konzentration an verfügbarem Stickstoff um ein Vielfaches überschritten. Auf-

grund des hier vorliegenden hohen Auswaschungsrisikos und dem sehr schnellen Abbau der organischen

Stickstoffvorräte ist von einem Einsatz ähnlicher Mischungskombinationen generell abzuraten. Als zusätzli-

cher Aspekt kommen bei dieser Mischung ungünstige Eigenschaften hinsichtlich der Schwermetallfreiset-

zung hinzu. Diesbezüglich lieferten die Untersuchungen Hinweise, nach denen die Zumischung von Papier-

schlamm zur Abschwächung der Freisetzung von Schwermetallen zu führen scheint. Zur Absicherung dieser

Hypothese sind allerdings ergänzende Untersuchungen notwendig.

Den Anforderungen eines langfristigen und stetigen Nachschubes an mineralischem Stickstoff kommt die

Kombination aller drei Komponenten – mineralische Komponente, Stickstoffträger und Kohlenstoffträger -

unter Einbeziehung des Papierschlammes als Kohlenstoffträger prinzipiell am nächsten (Mischung B, C, G

und F; außer Mischung E). Die Gegenwart des ausgewählten Papierschlammes bewirkte über die Verschie-

bung des C/N-Verhältnisses eine deutliche Verlangsamung der Umsetzungsreaktionen. Bei Betrachtung der

Einzelresultate der im Rahmen des Projektes durchgeführten Versuchsteile verbleiben hinsichtlich der Be-

wertung der beim Einsatz dieser Mischungen bestehenden Auswaschungsgefahr noch Unsicherheiten, zu

deren abschließender Klärung weiterer Untersuchungsbedarf erforderlich ist. Die Diskrepanzen in den Er-

gebnissen aus den einzelnen Teilarbeiten sind auf die verschiedenen Untersuchungsmodelle (Brut-, Freil-

and-, Lysimeterversuche) zurückzuführen, die die Wahl unterschiedlicher Parameter bezüglich der Ver-

suchsdauer, der Temperatur, der Lagerungsart sowie der zusätzlichen, kontrollierten (Lysimeterversuche)

bzw. unkontrollierten (offene Freilandversuche) Beaufschlagung mit destilliertem Wasser bzw. Regenwasser

bedingen. Während bei den Brut- und Freilandversuchen lediglich für Mischung B akzeptable Werte be-

züglich Nährstoffversorgung und Auswaschungsgefahr ermittelt und die für den verfügbaren Stickstoff zuläs-

sigen Maximalwerte bei den Mischungen C, G und F z. T. deutlich überschritten wurden - woraus sich für

diese eine erhöhte Auswaschungsgefahr ergibt - weisen die Resultate aus den Lysimeterversuchen bei den

Mischungen C und G auf eine sehr geringe Stickstofffreisetzung hin. Im Fall der Mischung F ergibt sich ein

geringfügig oberhalb von Mischung B gelegenes Niveau der Stickstoffverlagerung. Den genannten

Mischungen gemein ist die Verwendung von Papierschlamm als Kohlenstoffträger. Als Stickstoffträger ent-

halten sie Klärschlammkompost (B, F) bzw. kommunalen Klärschlamm (C, G) und als mineralische Kompo-

nente Gießereisand (B, C) bzw. Boden (F, G).

Die Mischung E, die ebenfalls aus Klärschlammkompost und Papierschlamm zusammengesetzt ist und als

mineralische Komponente Asche enthält, ist wegen dem - in allen Versuchsteilen festgestellten - hohen

Anteil an mineralischen Stickstoffverbindungen und ungeklärten Wechselwirkungen in Gegenwart der zuge-

mischten Asche nicht zu empfehlen. Darüber hinaus resultieren aus der Verwendung der Asche erhöhte

Schwermetallbelastungen in den Eluaten (insbesondere Chrom und Arsen), die zur Überschreitung der

diesbezüglich geltenden Grenzwerte führen. Von einem Einsatz dieser Mischung ist daher auch aufgrund

der zu erwartenden Schwermetallbelastung in den Sickerwässern abzuraten. Dies gilt umso mehr, als die

Lysimeterversuche für die übrigen Mischungen (mit Ausnahme der Mischung A) ergeben haben, dass die



Verwendung der Bodenersatzstoffe in den getesteten Zusammensetzungen nur zu sehr geringen Schwer-

metallauswaschungen führt.

Für gesicherte Aussagen und die Optimierung der viel versprechenden Mischungskombination aus minerali-

scher Komponente unter Zusatz von Klärschlammkompost bzw. kommunalem Klärschlamm und Papier-

schlamm ist eine nochmalige, tiefgründige Untersuchung dieser Kombination sowohl in unterschiedlichen

Mengenanteilen als auch mit alternativen Materialien anzuraten. Neben der Evaluation der Ergebnisse be-

züglich der Auswaschungsgefahr der Mischungen C, G und F wäre hierbei schwerpunktmäßig zu testen, in-

wieweit der eingesetzte Papierschlamm als Nitrifikationshemmer fungiert, ob von ihm eine hemmende Wir-

kung bezüglich der Stickstoff- und Schwermetallfreisetzung sowie deren Verfrachtung (adsorbierende Ef-

fekte) ausgeht und welche alternativen Materialien zum Einsatz kommen könnten. Generell ist die Verwen-

dung von stickstoffreichen, organischen Materialien sowohl seitens der Hersteller als auch der Haldenbetrei-

ber ökonomisch sinnvoll und attraktiv.

Weitere zu klärende Fragestellungen wären, inwieweit das C/N-Verhältnis von künstlichen Materialien tat-

sächlich für die Abschätzung der Stickstofffreisetzung herangezogen werden kann und in welchem Maße

über eine Bepflanzung mit einem hohen Stickstoffbedarf (nitrophile Pflanzen) die Regulierung der Gehalte

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