Arbeitshilfe zum Phytoscreening - DTU Department of ...

Arbeitshilfe zum Phytoscreening –
Probenahme und chemische Untersuchung von Bohrkernen aus Bäumen zur Erkundung von
Grundwasserschäden und Bodenbelastungen
Olaf Holm (1), Stefan Trapp (2) und Robert Dési (3)
(1) Technische Universität Berlin, Institut für Technischen Umweltschutz, Fachgebiet Umweltchemie;
Straße des 17. Juni 135, D‐10623 Berlin, Deutschland
(2) Dänische Technische Universität DTU, Institut für Umweltingenieurwesen; Miljøvej Byg. 113, DK‐
2800 Kongens Lyngby, Dänemark
(3) BWS GmbH, Gotenstraße 14, D‐20097 Hamburg, Deutschland
Bild 1: Prozesse im Zusammenhang mit dem Schadstofftransport in Pflanzen

1 Einleitung
Die Probenahme an Pflanzen stellt eine kostengünstige und minimalinvasive
Ergänzung zu gängigen Methoden der Erkundung von Verunreinigungen im
Grundwasser und Boden (Sickerwasser) dar. Das grundlegende Prinzip dabei
ist, dass die gelösten Schadstoffe mit dem Wasser über die Wurzeln aufge‐
nommen werden. Innerhalb der Pflanze werden die Stoffe mit dem Saftstrom
nach oben in den Stamm oder in den Stängel und weiter in die Blätter verla‐
gert. Mit einem Bohrer können Holzkerne aus dem Stamm von Bäumen ent‐
nommen und im Labor auf Schadstoffe analysiert werden. Die gemessenen
Gehalte geben dann Hinweise auf die Untergrundbelastung des Standortes. In
der wissenschaftlichen Literatur wird dieses semiquantitative Verfahren als
„Phytoscreening“ bezeichnet. Die Eignung des Phytoscreening zur Erkundung
oder zum Monitoring konnte für einige Schadstoffe, vorwiegend aus der Grup‐
pe der chlorierten Lösungsmittel, zweifelsfrei belegt werden.
Die Möglichkeit, Grundwasserverunreinigungen mit leichtflüchtigen chlorier‐
ten Kohlenwasserstoffen (LCKW) ohne Herstellung von Grundwassermess‐
stellen und ohne Entnahme von Grundwasserproben allein aufgrund der Mes‐
sung an Holzkernen zu erkunden, wurde in den 90er Jahren in den USA entwi‐
ckelt (Vroblesky 1999; Schumacher 2004). Das Phytoscreening von LCKW im
Grundwasser ist inzwischen eine wissenschaftlich validierte und anerkannte
Methode (z.B. Gopalakrishnan 2007). Es wurde eingesetzt, um Schadstoff‐
fahnen von Tetrachlorethen (Synonym Tetrachlorethylen oder Perchlorethen,
PCE), Trichlorethen (Synonym Trichlorethylen, TCE) und cis‐1,2‐Dichlorethen
(cDCE) zu erkunden (Sorek 2008), aber auch, um natürliche mikrobielle Abbau‐
vorgänge im Boden (Natural Attenuation) nachzuweisen (Larsen 2008). Für
einige weitere Stoffe wurde die Möglichkeit des Einsatzes eines Phytoscree‐
ning getestet, darunter BTX (Benzol, Toluol, Xylol) und Schwermetalle bzw.
Arsen. Die Ergebnisse sind jedoch bisher noch unzureichend (siehe dazu Kapi‐
tel 5).
Eine grundsätzlich andere Methode als das Phytoscreening ist die Dendrochro‐
nologie. Hierbei werden die Dicke oder die Elementbelastung der Jahresringe
ausgewertet, um die historische Entwicklung der Schadstofffahne und den
Beginn einer Verunreinigung nachzuweisen. Auch dieses Verfahren wird in der
Praxis angewandt (Balouet 2007), ist aber nicht Gegenstand dieser Arbeitshilfe.
Bei dem Biomonitoring mit Moosen, mit dem die weiträumige Luftbelastung
untersucht wird, handelt es sich ebenfalls nicht um ein Phytoscreening in dem
hier definierten Kontext.
Diese Arbeitshilfe basiert auf eigenen Praxiserfahrungen der Autoren und auf
Auswertungen der Literatur. Ziel ist es, potenziellen Anwendern und Behörden
eine Hilfe für eine verantwortungsvolle Anwendung des Verfahrens zur Verfü‐
gung zu stellen. Ein weiteres Ziel ist die Vereinheitlichung der Probenahme und
Protokollierung, so dass Ergebnisse verschiedener Anwender
Grundprinzip
Ursprung
verwandte Methoden
Ziel

untereinander verglichen werden können und Ergebnisse nachvollziehbar und
hinreichend reproduzierbar sind.
2 Anwendungsbereich
2.1 Mögliche Anwendungsziele
Das Phytoscreening ist im Rahmen der orientierenden Erkundung und der De‐
tailuntersuchung vielfältig einsetzbar. Das Verfahren kann u.a. bei folgenden
Untersuchungszielen angewendet werden:
• schnelle Ersterkundung einer Grundwasserverunreinigung (Schadstoff‐
fahne) zur Ermittlung des Fahnenverlaufes und zur ersten Abgrenzung der
Fahne,
• schnelle Ersterkundung einer Bodenbelastung,
• Optimierung der Ansatzpunkte für nachfolgende Grundwasserunter‐
suchungen mit Hilfe von Grundwassersondierungen (z.B. Direct‐Push‐
Verfahren) oder mit Hilfe von Grundwassermessstellen,
• Monitoring einer bekannten Schadstoffahne (z.B. Abbauvorgänge, Ausbrei‐
tung),
• Erkundung von Boden‐ und Grundwasserverunreinigungen an Standorten,
die mit schwerem Gerät nicht zugänglich sind, z.B. sumpfige Gebiete, Gär‐
ten, Hinterhöfe,
• erste Erkundung in Bereichen mit Kampfmittelverdacht, bei denen Boh‐
rungen mit einem erhöhten Aufwand und größeren Risiken verbunden
sind.
Dabei ist zu beachten, dass es sich aufgrund vielfältiger Einflussfaktoren (s.u.)
um ein semiquantitatives Verfahren handelt. Einzelwerte sind auch unter Be‐
rücksichtigung der in den nachfolgenden Kapiteln genannten Vorgaben nur in
einer vergleichsweise großen Schwankungsbreite reproduzierbar, spielen aber
eine untergeordnete Bedeutung. Die räumliche Verteilung leitet sich aus dem
Verhältnis der Einzelwerte zueinander ab, deren Abweichungen weit größer
sind. Das Anwendungsziel muss daher mit diesen Einschränkungen kompatibel
sein.
2.2 Räumlicher Anwendungsbereich
Im Gegensatz zu einer Bodenprobe integriert der Baum über einen größeren
Bereich. Der Durchmesser der durchwurzelten Fläche reicht über den Kronen‐
durchmesser eines Baumes hinaus (Dobson 1995). Die durchschnittliche Ma‐
ximalwurzelungstiefe eines Nadelwaldes im gemäßigten Klima ist ca. 3,9 m,
eines laubabwerfenden Waldes ca. 2,9 m (Canadell 1996).
Gefährdungs‐
abschätzung
Anwendungsziele
semiquantitatives
Verfahren
Anwendungsbereich
Durchwurzelungstiefe

Durch vertikale Migration aus der Fahne (z.B. über Kapillaraufstieg oder über
Bodenluft (Struckhoff 2005)) gelangen Schadstoffe jedoch auch aus weit tiefe‐
ren Schichten bis in den Bereich der Wurzeln. So konnten Sorek et al. chlorier‐
te Lösungsmittel aus 12,5 m bis 19,0 m tief liegenden Grundwässern in Baum‐
kernen nachweisen (Sorek 2008). In Zeitz konnte trotz ausgedehnter Fahne bei
Flurabständen von etwa 8 m nur in wenigen Bäumen Benzol nachgewiesen
werden. Dies wird im untersuchten Fall auf die absperrende Wirkung von Ton‐
und Lehmschichten zurückgeführt (Rein 2009).
2.3 Geeignete Pflanzen(teile)
Oliver Aelion bestimmte die Aufnahme von Tetra‐, Tri‐ und cis‐Dichlorethen in
verschiedene Pflanzenarten. In einer Reihe von Baumarten, darunter Esche,
Silberweide, Hainbuche, Hängebirke, Stieleiche, Holunder und Schwarzpappel
konnte mindestens ein oder auch alle drei Stoffe nachgewiesen werden. In den
untersuchten krautigen Pflanzen (Wiesenkerbel, Zaunwinde, Girsch, Beifuss)
und Gräsern war der Befund dagegen durchweg negativ, obwohl diese genau
über dem Zentrum des Schadens wuchsen (Aelion 2006).
Dies zeigt, dass holzige Pflanzen, insbesondere Bäume, besser geeignet sind.
Für LCKW am weitesten verbreitet ist die Untersuchung von Holz aus dem
Stamm. Die Konzentration der LCKW in Bäumen nach Aufnahme aus dem
Grundwasser oder Sickerwasser ist im unteren Stamm am höchsten und nimmt
nach oben hin, in die Äste und in den Blättern deutlich ab (Baduru 2008). Mit
geeigneter, sensitiver Analytik ist auch die Beprobung von Ästen, Blättern,
Früchten, austretendem Baumsaft oder von Schilf, Sträuchern und Gräsern
möglich (Holm, in Bearbeitung). Ein Nachteil der Probenahme von Blättern ist
eine mögliche Querkontamination durch Schadstoffe aus der Luft. In Früchten
konnten bisher keine LCKW nachgewiesen werden, selbst wenn der Stamm
belastet war (Chard 2006).
Zusammenfassend wird daher empfohlen, mit anerkannten forstwirtschaft‐
lichen Verfahren Holzproben aus dem Stamm zu entnehmen, also Phyto‐
screening mit der Baumkernmethode.
2.4 Geeignete Schadstoffe
Schadstoffe, für die in Feldversuchen die Eignung zum Phytoscreening zweifels‐
frei belegt werden konnte, sind bislang vor allem Stoffe aus der Gruppe der
LCKW, darunter die Substanzen Tetra‐, Tri‐, cis‐ und trans‐1,2‐Dichlorethen
(tDCE) und 1,2‐Dichlorethan (1,2‐DCA). Obwohl die Aufnahme in Pflanzen und
die Akkumulation im Holz prinzipiell möglich sind, wurde Vinylchlorid (Chlo‐
rethen, VC) bislang nur selten und nur in geringen Konzentrationen in Holzpro‐
ben nachgewiesen. Mögliche Ursachen sind die hohe Flüchtigkeit von Vi‐
nylchlorid und intensive Umsetzungsprozesse innerhalb der Pflanze unter ae‐
roben Bedingungen.
Bodenluft
sperrende Schichten
Pflanzenarten
Schadstoffverteilung
Querkontamination
Früchte
Baumkernmethode
LCKW
Vinylchlorid

Angewandt wird die Baumkernmethode nach unserem Kenntnisstand bislang
nur für LCKW, vor allem Tetra‐ und Trichlorethen sowie deren mikrobielle Me‐
taboliten. Aufgrund des früher weit verbreiteten Einsatzes in der Metall‐
industrie als Entfetter, in chemischen Reinigungen und in zahlreichen weiteren
Anwendungen stellen LCKW‐Kontaminationen mit über 50 % der Befunde die
häufigste Schadstoffgruppe im Grundwasser dar (Grandel 2008). Die in Kap. 3
enthaltene Methodenbeschreibung bezieht sich daher zunächst ausschließlich
auf LCKW. In Kapitel 5 werden anschließend Anwendungsmöglichkeiten für
weitere organische Schadstoffe und Schwermetalle/Arsen dargestellt.
3 Methoden und Grundlagen
3.1 Probenahme am Baumstamm
Die Entnahme von Pflanzenmaterial ist grundsätzlich ein sehr einfacher Vor‐
gang und kann auf unterschiedliche Art und Weise erfolgen. Um Holzproben
aus Baumstämmen zu gewinnen, werden im Allgemeinen Hohlbohrer verwen‐
det, die im rechten Winkel in den Stamm hineingedreht werden. Anschließend
wird ein Widerhaken am Bohrkern vorbei geschoben, so dass sich beim Her‐
ausdrehen des Bohrers der Bohrkern exakt an der Spitze des Bohrers vom
Baumgewebe löst. So lässt sich ein Bohrkern mit definierter Länge aus dem
Stamm entnehmen.
Bild 2: Schematischer Aufbau eines Baumstammes mit Zuwachsbohrer
Bild 3: Zuwachsbohrer zur Bohrkernentnahme
weitere organische
Schadstoffe
Schwermetalle/Arsen
Probenahmetechnik
Hohlbohrer
Bohrkern mit
definierter Länge

Für härteres Holz können Spiralbohrer zum Einsatz kommen, bei denen in Ab‐
hängigkeit von den Holzeigenschaften unterschiedlich große Späne gewonnen
werden. Eine weitere, jedoch in der Tiefenreichweite begrenzte Methode ist
die Verwendung eines Zuwachshammers. Prinzipiell können Holzproben auch
mit Hammer, Beitel und Messer o. ä. gewonnen werden. Aufgrund der Ver‐
letzungen, die den Bäumen bei der Entnahme von Probenmaterial mit solchen
Werkzeugen entstehen, wird hiervon abgeraten. Zum Einsatz sollten vornehm‐
lich Methoden und Werkzeuge kommen, bei denen die Eingriffe am Baum so
gering wie möglich bleiben.
Der Baum reagiert auf Verletzungen, indem er verschiedene Reaktions‐ bzw.
Barrierezonen ausbildet (Shigo 1985) und somit diesen Bereich abschottet. Das
innere Kernholz kann zwar nicht aktiv auf den Eingriff reagieren ist aber auf‐
grund der Zusammensetzung weitaus widerstandsfähiger gegen Pilz‐ oder Bak‐
terienbefall. Nach einer Studie von Weber und Mattheck hat das exzessive
Bohren mit verschiedenen Techniken an bereits befallenen Bäumen in keinem
Fall zu einer weiteren Infizierung geführt und keine Auswirkung auf die Vitalität
des Baumes gezeigt (Weber 2006). Zudem ist die Entnahme von Bohrkernen
mit Hohlbohrern im Baumschutz und in der Forstwirtschaft ein anerkanntes
Standardverfahren.
Lediglich im Umgang mit den entstandenen Bohrlöchern werden unter‐
schiedliche Standpunke vertreten. Prinzipiell bestehen die Möglichkeiten, das
Loch offen zu lassen oder mit künstlicher Rinde zur verschließen. Dazu kann ein
alter, vorher mit künstlicher Rinde eingeschmierter Bohrkern eingeführt wer‐
den, so dass kein Hohlraum verbleibt. Vorteile der offenen Variante werden
darin gesehen, dass sich keine feuchtwarmen Bedingungen einstellen können,
unter denen sich eingetragene Krankheitserreger gut vermehren könnten.
Darüber hinaus reinigt austretender Baumsaft die Wunde (Vroblesky 2008).
Das Verschließen dagegen zielt darauf ab, den Baum gar nicht erst mit Erre‐
gern in Kontakt geraten zu lassen. Für die Behandlung der entstandenen Bohr‐
löcher gibt es auch Empfehlungen von den Herstellern der Bohrer.
Grundsätzlich müssen alle verwendeten Geräte gründlich mechanisch und mit
destilliertem Wasser sowie mit Alkohol gereinigt werden, um Verschleppungen
von Krankheiten und Stoffen zu vermeiden.
Erfahrungen mit Baumkernproben, die LCKW enthielten zeigen, dass keine
Konservierung nötig ist, wenn die Proben innerhalb weniger Tage analysiert
werden (Vroblesky 2008). Bei längeren Lagerzeiten für LCKW‐Analysen sollten
die Proben mit desinfizierenden Lösungen versetzt werden. Eine Zugabe von
Lösungen kann jedoch den detektierbaren Anteil des gesuchten Analyten im
Gasraum verringern. Grundsätzlich sollten die Proben unmittelbar nach der
Probenahme gekühlt und möglichst schnell verarbeitet werden. Bei gefrorenen
Proben kam es durch Undichtigkeiten zu erheblichen Verlusten, die auf das
unterschiedliche Verhalten der verschiedenen Materialien (Septum vs. Vial)
Spiralbohrer
Zuwachshammer
Verletzungen an
Bäumen
Infektionsgefahr
anerkanntes
Standardverfahren
Umgang mit
Bohrlöchern
Empfehlungen der
Hersteller
Reinigung der Geräte
Probenkonservierung
Kühlung

zurückgeführt werden. Es wurde jedoch auch von einem positiven Effekt des
Einfrierens berichtet, der mit der Zerstörung von Zellstrukturen erklärt wird
(Gopalakrishnan 2007; Sorek 2008).
3.2 Probenaufbereitung und Analytik
Für die Probenaufbereitung und Analyse von Bohrkernproben können gängige
Methoden eingesetzt werden. Die Arbeitsschritte hängen dabei maßgeblich
von den zu untersuchenden Substanzen ab. Leichtflüchtige Substanzen, wie
LCKW, können direkt aus dem Gasraum der Probengefäße analysiert werden.
Bei anderen Substanzen sind Aufschlüsse oder Extraktionen essentiell. In der
Regel liegen Vorschriften für die Analyse bestimmter Substanzen in verschie‐
denen Umweltmatrices (z.B. Boden) vor, die übertragbar sind. Im Folgenden
soll lediglich auf LCKW eingegangen werden, da diese bei der Kalibrierung und
Auswertung einige Besonderheiten aufweisen.
Die gängigste Methode ist die statische Gasraumanalyse, bei der eine definier‐
te Menge des Gasraumes der Probe entnommen wird. Dieses Verfahren ist
weit verbreitet und stellt keine besondere Herausforderung für Labore dar, die
Erfahrungen mit Umweltproben haben. Nachteil ist die geringere Empfindlich‐
keit im Vergleich zu den nachfolgend dargestellten Verfahren.
Bei dynamischen Gasraumanalysen werden die Substanzen vor der Trennsäule
angereichert. Entweder erfolgt eine mehrfache Entnahme aus dem Gasraum
oder, wie bei Purge & Trap–Anwendungen, sogar eine Strippung der flüssigen
Proben mit anschließender Anreicherung. Letzteres kann genutzt werden, um
mit Lösungen überschüttete Baumkerne zu analysieren. Bei Baumkernen dient
der Gasstrom dann lediglich dem Abtransport der aus dem Holz heraus diffun‐
dierenden Substanzen. Die Nachlieferung aus dem Holz ist dabei der geschwin‐
digkeitsbestimmende Schritt und bestimmt maßgeblich die Empfindlichkeit bei
einer definierten Anwendungsdauer. Mit Purge & Trap ist prinzipiell eine voll‐
ständige Extraktion der Baumkerne möglich. Allerdings muss dafür lange direkt
am Gerät extrahiert werden, was den Probendurchsatz erheblich verringert.
Bei der Thermodesorption werden die Inhalte von Probengefäßen thermisch in
einem Trägergasstrom desorbiert und dann ausgefroren. Bohrkerne passen
leider nicht in handelsübliche Probengefäße, weshalb sie extern desorbiert, die
Substanzen dann auf einem Adsorbermaterial gesammelt und anschließend
der herkömmlichen Thermodesorption am Gerät unterzogen werden müssen.
In diesem Fall kann bei entsprechender Anwendungsdauer ebenfalls eine voll‐
ständige Extraktion erreicht werden. Bei solchen externen Probenauf‐
bereitungen ist allerdings bei leichtflüchtigen Substanzen eine hohe Stör‐
anfälligkeit möglich.
Statische
Gasraumanalysen
(Headspace‐Technik)
Dynamische
Gasraumanalysen
Purge & Trap
Thermodesorption

Das SPME‐System besteht aus einer beschichteten Faser, die innerhalb einer
Schutzkanüle durch das Septum direkt in die Probenvials eingestochen und
dort ausgefahren wird. Der vordere Zentimeter ist mit unterschiedlichen Poly‐
meren (zur Absorption der Substanzen) und/oder Adsorbentien beschichtet.
Bei der in Feldstudien eingesetzten Carboxen/PDMS‐Faser, die für Tri‐ und cis
Dichlorethen eine sehr hohe Empfindlichkeit gewährleisten, überwiegen Ad‐
sorptionsprozesse am Carboxen. Nachteil dieser Fasern ist die leicht unter‐
schiedliche Empfindlichkeit von Faser zu Faser und die nachlassende Empfind‐
lichkeit mit zunehmender Verwendung. Andere Fasern des alleinigen Anbieters
ohne Carboxen zeigen diese Effekte zwar nicht (Avila 2007), sind aber auch
nicht so empfindlich, da sich bei diesem Verfahren lediglich ein Gleichgewicht
zugunsten der Faser einstellt.
Im Anschluss an die vorgestellten Verfahren erfolgt eine gaschromatografische
Trennung (GC) und die Detektion, entweder durch einen Massenspektrometer
(MS) oder einen Elektroneneinfangdetektor (ECD). Für die niedrig halogenier‐
ten LCKW ist auch der Flammenionisationsdetektor (FID) gut geeignet.
Bei Baumkernproben handelt es sich aufgrund des enthaltenen Saftes auch
ohne zugesetzte Lösungen generell um ein Dreiphasensystem.
Bei externen Kalibrierungen mit wässrigen Proben ist zu beachten, dass die
Gleichgewichtseinstellung im Zwei‐Phasen‐System Wasser/Gasraum gegen‐
über dem Drei‐Phasen‐System mit Baumkernen nicht ohne weiteres zu ver‐
gleichen ist. Bei den Verfahren Purge & Trap, dynamische Gasraumanalyse und
SPME kommt hinzu, dass Baumkerne und wässrige Lösungen ein unter‐
schiedliches Nachlieferungsverhalten haben. Durch Anpassung der Zeiten oder
Zyklen kann dem zwar entgegengewirkt werden, was aber zu erheblich länge‐
ren Analysendauern führt. Möglich sind Kalibrierungen mit Standards, die ent‐
sprechendes Baummaterial enthalten. Da die verschiedenen Holzarten unter‐
schiedliche Sorptionseigenschaften aufweisen (Trapp 2001; Larsen 2008), soll‐
te dann für jede beprobte Baumart eine Kalibrierung erfolgen, was für ein Phy‐
toscreening sehr aufwändig werden kann.
Eine zu wässrigen Lösungen vergleichbare Konzentrationsangabe bezogen auf
den Wassergehalt im Holz würde durch am Holz sorbierte und in Zellen einge‐
lagerte Anteile überschätzt werden. Ein weiterer bei Feststoffen üblicher Bezug
ist die Angabe der Gehalte bezogen auf das Trockengewicht. Dabei ist zu be‐
achten, dass die unterschiedlichen Dichten der Hölzer einen untergeordneten
Einfluss auf die enthaltenen Gehalte haben. Es wird empfohlen, analog zu Bo‐
denproben, bei denen die gleiche Problematik besteht, die Gehalte auf das
Trockengewicht der Bohrkerne zu beziehen.
Solid‐Phase‐Micro‐
extraction (SPME)
Carboxen/
PDMS‐Faser
Gaschromatografie
Kalibrierung
Dreiphasensystem
Sorptions‐
eigenschaften
Ergebnisangabe
Konzentrationen
Gehalte

Durch eine vereinheitlichte Probenahme (Baumkernlänge) fällt eine semiquan‐
titative Bewertung auch mit anderen Bezügen wie der Gasraumkonzentration
im Vial o.ä. ohnehin nahezu identisch aus. Der erforderliche Mehraufwand der
Einwaage vom Trockengewicht zur Bestimmung von exakten Gehalten ist da‐
her nur bedingt zu rechtfertigen. Mit dem Baumkernvolumen und dokumen‐
tierten Dichten für die verschiedenen Holzarten lässt sich die Masse des Baum‐
kerns auch ohne Mehraufwand ausreichend genau bestimmen. Eine weitere
Möglichkeit des Bezuges sind Konzentrationen, die sich auf das entnommene
Probenvolumen beziehen.
3.3 Qualitätssicherung
Bei Verdacht auf Hintergrundbelastung oder Schadstoffaufnahme aus der Luft
ist es sinnvoll, Referenzproben zu nehmen. Dafür werden in Größe und Stand‐
ort vergleichbare Bäume derselben Art aus nicht kontaminierten Bereichen des
Standortes beprobt. Liegen keine natürlichen Hintergrundbelastungen vor, wie
es bei LCKW der Fall ist, ist eine gesonderte Referenzprobe häufig nicht nötig,
da die Fahne im Allgemeinen bis in den nicht kontaminierten Bereich verfolgt
wird.
Proben, die direkt nebeneinander genommen wurden, zeigen vergleichsweise
geringe Schwankungen (Holm, in Bearbeitung) und gewährleisten daher eine
Erkennung zufälliger Fehler, wie z.B. Undichtigkeiten an einzelnen Probengefä‐
ßen.
Um Fehler durch Luftbelastung zu vermeiden, können bei leichtflüchtigen
Schadstoffen Luftproben genommen und ebenfalls untersucht werden. So wird
überprüft, ob bei der Probenahme im Feld kontaminierte Luft mit in die Pro‐
bengefäße gelangt ist. Die im Vorfeld der Probenahmekampagne an einem
nicht belasteten Bereich verschlossenen Probengefäße lassen Rückschlüsse auf
Undichtigkeiten zu, die ebenfalls zu einer nachträglichen Kontamination der
Proben führen können. Das Entfernen der äußeren Schicht der Rinde vor dem
Bohren verhindert Querkontaminationen durch an der Oberfläche adsorbierte
Schadstoffe.
Um einen Austrag von leichtflüchtigen Substanzen zu verhindern muss, vor
allem schnell gearbeitet werden. So wird vermieden, dass die Schadstoffe
schon während der Probenahme aus den Bohrkernen heraus diffundieren. Die
Abnahme der Gehalte von Trichlorethen im Bohrkern erreichte bei einer be‐
wussten Verzögerung von 5 Minuten etwa den Faktor 10. Vroblesky empfiehlt
Proben, die nach einigen Sekunden noch nicht verschlossen sind, zu verwerfen
und eine neue Probe zu ziehen (Vroblesky 2008).
Baumkernlänge
Referenzproben
Hintergrundbelastung
Doppelproben
Quer‐
kontaminationen
Ausgasungen

3.4 Einflussfaktoren auf die Probenahme
Die Ergebnisse der Baumkernmethode werden von vielen Faktoren beeinflusst.
Um vergleichbare Ergebnisse zu erzielen, sollten folgende Faktoren beachtet
werden.
Der Baumsaft transportiert gelöste Stoffe aus den Wurzeln in den Stamm und
die Blätter. Neben der Temperatur sind die Windstärke, die Luftfeuchtigkeit
und die Lichtintensität für Veränderungen des Transpirationsstromes verant‐
wortlich. Die Probenahme zielt darauf ab, den Bereich zu erfassen, in dem der
Baumsaftstrom nach oben fließt. Kranke Bäume transpirieren weniger. Daher
sollten Proben nur aus gesundem Holz genommen werden. Gleichwohl gilt es
zu beachten, dass auch vollständig gesunde Bäume neben den (tages‐) zeitli‐
chen Veränderungen auch eine räumliche Variabilität der Saftströme aufwei‐
sen (Huber 1956).
Die Probenahme sollte während oder kurz nach der Vegetationsperiode erfol‐
gen. Bei einer ganzjährigen Beprobung an einem tschechischen Standort konn‐
ten die höchsten Konzentrationen im Herbst gefunden werden (Bäume: Erle,
Pappel, Kiefer, Birke) (Wittlingerová, in Bearbeitung). Grundwasser wird von
den Bäumen nur nach langen Trockenperioden bzw. nach Entleerung des ober‐
flächennahen Bodenspeichers aufgenommen. Dies ist vor allem im und nach
dem Sommer der Fall. Bei extremer Trockenheit können die Bäume jedoch
ihren Saftstrom stoppen. Auch im Winter versiegt der Transpirationsstrom.
Zwar verbleiben mit versiegtem Saftstrom die Schadstoffe in Abhängigkeit von
ihren Stoffeigenschaften noch einige Zeit im Stamm, jedoch mit abnehmender
Tendenz.
Wasser wird immer aus der höchsten Schicht aufgenommen, aus der es ver‐
fügbar ist (Larcher 1984). Grundwasser kann daher generell nur von der Grund‐
wasseroberfläche aufgenommen werden. Für das Phytoscreening bedeutet
dies, dass nach starken Regenfällen generell mehr oberflächennahes Wasser
durch das Wasserleitgewebe des Xylems fließt und die Schadstoffgehalte im
Baum sinken. Die Probenahme sollte deshalb bei trockenem Wetter durchge‐
führt werden, da schwer quantifizierbare Verdünnungseffekte vermieden wer‐
den und der Nachweis geringerer Grundwasserkonzentrationen ermöglicht
wird. Allerdings ist auch zu berücksichtigen, dass bei extremer Trockenheit die
Bäume ihre Stomata schließen und so den Hauptsaftstrom stoppen. Gleiches
gilt für immergrüne Pflanzen bei extremer Kälte. In diesem Fall diffundieren die
Substanzen nach und nach aus dem Stamm in die Atmosphäre.
Leichtflüchtige Schadstoffe wie die LCKW diffundieren aus dem Baumstamm
heraus (Vroblesky 1999; Ma 2003; Schumacher 2004). Daher ist zu erwarten,
dass die Konzentrationen in den Bohrkernen aus niedriger gelegenen Probe‐
nahmestellen höhere Konzentrationen aufweisen. Gelangt allerdings durch
einen Wetterwechsel geringer kontaminiertes Wasser in den Baum, werden in
Abhängigkeit von der Retention im Baum in höher entnommenen Proben auch
höhere Konzentrationen gemessen. Bei der Aufnahme von mehreren Schad‐
Einflussfaktoren
Baumsaft
Baumsaftstrom
räumliche Variabiltät
Jahreszeit
Vegetationsperiode
Transpirationsstrom
Wettereinfluss
Grundwasser‐
oberfläche
Xylem
Verdünnungseffekte
Probenahmehöhe

stoffen kann sich während der Translokation im Stamm, also mit zunehmender
Höhe, eine Verschiebung des Schadstoffspektrums hin zu stärker wasserlösli‐
chen und/oder weniger flüchtigen Stoffen ergeben (Trapp 2007). Z.B. wurde
gelegentlich eine Zunahme des Konzentrationsverhältnisses von cis‐Dichlor‐
ethen im Vergleich zu Tri‐ und Tetrachlorethen beobachtet (Aelion 2006).
Für die höchsten Gehalte und die richtigen Schadstoffanteile müsste so niedrig
wie möglich am Stamm beprobt werden. Angesichts diverser Felderfahrungen
(Verwachsungen am Baum, Freilegen der Ansatzpunkte, Probenahmetechnik)
und unterschiedlicher Messreihen, die den vergleichsweise geringen Einfluss
der Probenahmehöhe gegenüber anderen Einflussfaktoren belegen, wird zur
Standardisierung eine Probenahmehöhe von einem Meter empfohlen.
Die Außenrinde besteht aus Borke, darunter liegt der Bast (Phloem), dann folgt
das Xylem. Die Borke und das Phloem sind nicht am aufsteigenden Saftstrom
beteiligt. Es wird lediglich durch Diffusion und aktiven Transport der Zellen mit
Schadstoffen belastet. Hohe Schwankungen in den Schadstoffgehalten sind die
Konsequenz. Das Phloem lässt sich in der Regel gut vom Xylem trennen und ist
dann mit der Borke zu verwerfen. Als Orientierung für ungeübte Probenneh‐
mer kann gelten, dass ungefähr der äußere Zentimeter (Phloem und Borke)
verworfen werden sollte.
Die Schadstoffe gelangen durch Diffusion und aktiven Transport auch tiefer in
den Baum. Dadurch ergibt sich unter Berücksichtigung der Wettereffekte (s.o.)
die Konstellation, dass im Stammesinneren höhere Konzentrationen herrschen,
als bei den äußeren aktiveren Leitbahnen dicht am sekundären Dickenwachs‐
tum. Ma und Burken gehen davon aus, dass Tiefenprofile in den Stamm hinein
aufgrund der Diffusionsverluste im Stammesinneren höhere Konzentrationen
aufweisen können (Ma 2003). Beide Ansätze erklären die festgestellten, un‐
einheitlichen Tiefenprofile. Die wasserführende Schicht als Teil des Xylems ist
bei verschiedenen Baumarten sehr unterschiedlich ausgeprägt. Ringporige
Bäume wie Eichen, Robinien und Eschen haben einen schmalen, auf die äuße‐
ren Jahresringe begrenzten wasserführenden Bereich. Bei Birken, Buchen oder
Weiden als zerstreutporige Bäume erstreckt sich dieser Bereich sehr viel weiter
in den Baum hinein. Die Verfasser haben mit den ersten 5 cm des Xylems gute
Erfahrungen gemacht. Wird die Bohrkernlänge reduziert, verringert sich ent‐
sprechend die Empfindlichkeit des Verfahrens.
Zwecks Standardisierung wird empfohlen, die Borke zu verwerfen und die fol‐
genden 5 cm als Probe zu entnehmen.
Verschiedene Studien (Vroblesky 1999; Schumacher 2004; Vroblesky 2004;
Sorek 2008) haben gezeigt, dass die Schwankungen der Schadstoffmengen, die
bei der Bohrkernentnahme eines Baumes in gleicher Höhe um den Stamm
herum gemessen werden, deutlich größer sind als bei direkt nebeneinander
platzierten Probenahmestellen (Doppelproben). Die Mittelwerte der Variati‐
onskoeffizienten diverser Doppelbeprobungen für verschiedene LCKW liegen
Bohrkernlänge
Phloem, Xylem
ringporige Bäume
zerstreutporige
Bäume
Bohrkernlänge
Radiale Richtungs‐
abhängigkkeit
Doppelbeprobungen

im Bereich von 20 %. Demgegenüber stehen Schwankungen der radialen Rich‐
tungsabhängigkeit von rund 80 % (Holm, in Bearbeitung). Dabei handelt es sich
nicht um statistische Fehler, sondern um eine systematische radiale Richtungs‐
abhängigkeit, die allerdings vielen Einflussfaktoren unterliegt. Rückschlüsse auf
die Anströmrichtung kontaminierten Grundwassers lassen sich aus den Ergeb‐
nissen von radial verteilten Proben nicht ableiten (Holm, in Bearbeitung).
Aufgrund der vorhandenen Schwankungsbreite ist die Angabe semiquantitati‐
ver Ergebnisse sinnvoll. Die Ergebnisse sind innerhalb der Größenordnung re‐
produzierbar. Damit werden die zu Beginn genannten Anwendungsziele erfüllt.
4 Empfehlungen zur Planung und Durchführung eines Phytoscreenings
Die Verteilung von einigen LCKW im Grundwasser konnte mit Baumproben
bereits an mehreren Standorten sehr gut dargestellt werden (z.B. (Holm
2008)). Dabei konnten z.B.
• eine neue Ausrichtung einer bekannten Schadstofffahne festgestellt und
damit Rückschlüsse auf die Grundwasserströmungsverhältnisse bzw. auf
die Transportmechanismen gezogen,
• weitere, bisher unbekannte Kontaminationsquellen ermittelt,
• Veränderungen des Schadstoffspektrums in der Fahne durch mikrobiellen
Abbau (Larsen 2008) dokumentiert,
• Kontaminationsfahnen in einem Feuchtgebiet sinnvoll abgegrenzt und
• nachfolgende Untersuchungen (MIP, Direkt‐Push) und Grundwassermess‐
stellen zielgerichteter (ein‐)gesetzt werden.
• Auch in Bereichen mit sehr geringen Grundwasserkonzentrationen wurden
Schadstoffe in den Bohrkernen gefunden.
Im Vorfeld einer Probenahmekampagne sollten folgende Vorbereitungen ge‐
troffen werden:
• Planung der Probenahme auf Basis einer großmaßstäblichen Karte (z.B.
Flurkarte).
• Die Entnahme von Baumkernproben ist in der Regel genehmigungs‐
pflichtig. Zu unterscheiden sind dabei z.B. Straßenbäume, Bäume in Park‐
anlagen, Bäume an Gewässern, Bäume auf Waldflächen und Bäume auf
Privatgrundstücken. Daher sind unter Umständen nicht nur die unteren
Naturschutzbehörden mit ihren Baumschutzabteilungen, sondern z.B. auch
Ämter für Grünanlagen und Gewässer einzubeziehen, was mit einem er‐
heblichen Zeitaufwand verbunden sein kann.
semiquantitative
Ergebnisse
Vorbereitungen
Karte
Genehmigungen

• Es wird geraten, die Grundstücksbesitzer ebenfalls schon frühzeitig einzu‐
beziehen. Sämtliche Ablenkungen während der Probenahme (Erklärungen
für Besitzer und Schaulustige) führen zu Störungen und erheblichen Verzö‐
gerungen, da die eigentliche Probenahme ein sehr schneller Vorgang sein
sollte.
• Bevor mit der Probenahme begonnen wird, sollte das Gebiet begangen
werden. Dabei sollten Bäume zur Probenahme ausgesucht und vorab mar‐
kiert werden.
• Der Durchmesser des Stammes sollte in 130 cm Höhe über GOK gemessen
werden, da Baumschutzverordnungen in der Regel auf den so genannten
Brusthöhendurchmesser (BHD) bezogen werden. Die Probenahme selbst
sollte in 100 cm Höhe erfolgen (siehe Kap. 3.4).
• Bei der Baumauswahl sollte beachtet werden, dass unterschiedliche Arten
verschiedene Durchwurzelungstiefen erreichen. Zudem sind Standortbe‐
dingungen zu berücksichtigen. So können Wurzelkappungen z.B. bei Stra‐
ßenbäumen oder Bebauungen und Versiegelungen zu einer Verstärkung
der horizontalen Konzentrationsunterschiede führen. Freistehende Bäume
sind generell zu bevorzugen.
• Die Durchwurzelungstiefe muss mit Blick auf die mögliche Kontaminations‐
lage und bekannte Untergrundinformationen überprüft werden. Wie be‐
reits erwähnt, kann die Aufnahme flüchtiger Komponenten auch über die
Bodenluft (Schumacher 2004; Sorek 2008) erfolgen. Daher kann eine Pro‐
benahme auch dann sinnvoll sein, wenn die Wurzeln nicht bis in das
Grundwasser reichen
• Erfolgt die Erfassung der Bäume im Vorfeld, lässt sich die eigentliche Pro‐
benahme zügig durchführen.
• Bei einer Doppelbeprobung einschließlich der Reinigung der Geräte dürfte
die Bearbeitungszeit an einem Baum unter 15 Minuten liegen, bei geübten
Probenehmern unter zehn Minuten. Damit können ca. 30 bis 40 Bäume
pro Tag beprobt werden. Durch schlecht zugängliche Bereiche, wie Unter‐
holz etc. verringert sich die zu erreichende Probenanzahl entsprechend.
Wie verdeutlicht, existiert eine Reihe von Faktoren, die die Ergebnisse z.T. er‐
heblich beeinflussen können. Ein wichtiger Aspekt zur Charakterisierung der
Schadstoffverteilung an einem Standort ist daher die Vereinheitlichung der
Probenahme.
• Die Probenahme sollte bei stabilem Trockenwetter stattfinden, um Re‐
genwasserverdünnungen zu vermeiden.
• Die Länge der Bohrkerne sollte einheitlich sein.
Eigentümer
Begehung
Probenahmehöhe
Baumart
Kontaminationslage
Bearbeitungszeit
Trockenwetter
Bohrkernlänge

• Trotz der oben genannten radialen Schwankungen zeigen neuere Arbeiten
(Holm, in Bearbeitung), dass die Probenahme aus mehreren Richtungen
oder aus einer definierten Richtung für die Anwendung der Baumkernme‐
thode unter Berücksichtigung einer semiquantitativen Bewertung nicht re‐
levant ist. An einigen Standorten, z.B. Privatgrundstücke oder öffentliche
Straßen und Parks, kann die Wahl der Probenahmestelle von ästhetischen
Gründen beeinflusst werden.
Bild 4: Eindrehen des Zuwachsbohrers Bild 5: Eingedrehter Zuwachsbohrer
Bild 6: Entnommene und abgefüllte Bild 7: Verbleibende Bohrlöcher
Baumkernprobe
5 Weitere Anwendungsmöglichkeiten des Phytoscreenings
5.1 Weitere organische Schadstoffe
Prinzipiell ist das Phytoscreening für eine Vielzahl weiterer Stoffe geeignet. Im
Folgenden soll ein Überblick über den derzeitigen Kenntnisstand und die Mög‐
lichkeiten der Methode bei weiteren Stoffen erfolgen.
Richtungs‐
abhängigkeit
Überblick

Für das Verfahren sind grundsätzlich Stoffe geeignet, die wenig abbaubar, gut
wasserlöslich und nicht zu flüchtig sind. Folgende Stoffe bzw. Stoffgruppen
kommen daher in Frage:
• Weitere, als die oben genannten chlorierten Kohlenwasserstoffe, darunter
Chloroform, Dichlorethan (alle Isomere), Trichlorethan (alle Isomere) und
Chlorkohlenwasserstoff.
• Systemische (pflanzenmobile) Pestizide. Alle modernen Herbizide und Fun‐
gizide und die meisten Insektizide werden aus Boden und Grundwasser in
Pflanzen aufgenommen und von ihnen nach oben verlagert. Nachteilig für
das Phytoscreening sind allerdings die sehr niedrigen Konzentrationen im
Grundwasser (und damit auch im Holz). Eine Praxisanwendung des Phyto‐
screening für Pestizidbelastungen im Grundwasser erfolgte bislang nicht.
• Explosivstoffe wie Trinitrotoluol (TNT) oder 1,3,5‐Trinitroperhydro‐1,3,5‐
triazine (RDX, „Research Department Explosive“) sind relativ polar und
wasserlöslich, wenig flüchtig und nicht schnell abbaubar. Der Transfer so‐
wohl von TNT als auch von RDX in Pflanzen konnte bereits nachgewiesen
werden. Daher sind diese und ähnliche Explosivstoffe generell für Phyto‐
screening geeignet. Eine Praxisanwendung des Phytoscreening für TNT
oder RDX in Boden oder Grundwasser erfolgte bislang nicht.
• Methyltertiärbutylether (MTBE) ist sowohl wasserlöslich als auch relativ
persistent. Die Aufnahme in Pflanzen im Labor als auch im Freiland ist trotz
relativ hoher Ausgasung wissenschaftlich nachgewiesen. Eine Praxisan‐
wendung des Phytoscreenings für MTBE im Grundwasser erfolgte bislang
nicht.
• Aus der Gruppe der BTEX (Benzol, Toluol, Ethylbenzol, Xylol) ist Benzol der
am besten wasserlösliche und gleichzeitig der persistenteste Stoff. Ein Pra‐
xistest an der Megasite Zeitz in Ostdeutschland ergab nur in Einzelfällen
deutlich erhöhte Gehalte in Baumkernproben (Rein 2009). Allerdings ist
der dortige Grundwasserleiter durch Schlufflinsen vom Wurzelbereich ge‐
trennt. Auch Sorek et al. fanden nur geringe Gehalte an BTEX in Baumker‐
nen, und nicht in allen Proben, obwohl die beprobten Bäume auf einer
BTEX‐Verunreinigung wuchsen (Sorek 2008).
• Die Aufnahme und Translokation des Stoffes Perchlorat in Pflanzen wurde
mehrfach nachgewiesen (Tan 2004). In Deutschland wurde Perchlorat bei
stichprobenartigen Untersuchungen in Oberflächengewässern und Grund‐
wässern bisher nur in insgesamt niedrigen Konzentrationen nachgewiesen,
wie sie auch im Niederschlagswasser ermittelt wurden (Scheytt 2011). Al‐
lerdings ist der Stoff in Europa nicht als grundwasserrelevant bekannt, so
dass sich die Anwendung des Phytoscreenings z.B. auf die USA beschränkt.
Stoffe
chlorierte
Kohlenwasserstoffe
Pestizide
Explosivstoffe
MTBE
Benzol/BTEX
Perchlorat

Organische Schadstoffe unterliegen einer Sorption an und in den Zellen der
Bäume (Newman 1997). Dadurch werden die Schadstoffe gegenüber dem Saft‐
strom retardiert. Je nach Stoffeigenschaften kann dieser Einfluss erheblich sein
bis hin zur Akkumulation. Generell werden lipophile Stoffe (mit hohem Vertei‐
lungskoeffizient log P bzw. log Kow) stark an die Bodenmatrix gebunden und
innerhalb der Pflanze kaum weiterverlagert.
Deswegen sind Stoffe aus folgenden Stoffgruppen für Phytoscreening generell
ungeeignet:
• Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe PAK, darunter Benzo[a]‐
pyren, Fluoranthen, Pyren, Anthrazen und Phenanthren. Leichte zwei‐Ring‐
PAK (wie Naphthalin und Methylnaphtaline) sind mobiler und könnten
möglicherweise im Xylem verlagert werden. Hierzu liegen jedoch bislang
keine Untersuchungen vor.
• Polychlorierte Dibenzo‐p‐dioxine und –furane, darunter das bekannte Se‐
veso‐Dioxin 2,3,7,8‐Tetrachlor‐dibenzo‐p‐dioxin.
• Polychlorierte Biphenyle PCB.
• Chlorpestizide, darunter DDT, PCP und Lindan.
• Dieselöle, langkettige Alkane.
Weiterhin spielen Abbauprozesse im Untergrund, im Wurzelraum (Rhizosphä‐
re) und im Pflanzeninneren (durch Pflanzen, aber auch durch endophytische
Bakterien) eine wichtige Rolle. Bei schnellem Abbau werden die Stoffe entwe‐
der erst gar nicht aufgenommen oder die Konzentrationen in der Pflanze sind
zu gering, um messbar zu sein. Das Gleiche gilt bei schneller Ausgasung (Stoffe
mit hohem Dampfdruck).
Deswegen sind Stoffe aus folgenden Stoffgruppen für Phytoscreening nicht
oder nur bedingt geeignet:
• Phenole und Monochlorphenol, die im Wurzelraum rasch abgebaut wer‐
den.
• BTEX eventuell möglich, aber noch nicht ausreichend nachgewiesen, siehe
oben).
• kurzkettige Alkane wie Hexan bis Oktan (Benzininhaltsstoffe)
• freie und komplexierte Cyanide
lipophile Stoffe
ungeeignet
PAK
PCDD/F
PCB
Chlorpestizide
langkettige Alkane
Phenole
BTEX
kurzkettige Alkane
Cyanide

5.2 Schwermetalle und Arsen
Die Stoffgruppe der Schwermetalle sowie Arsen ist für viele Verunreinigungen
vor allem im Boden verantwortlich. Etliche dieser Schwermetalle zeigen gute
Aufnahmen in Pflanzen. Einige Schwermetalle sind essentielle Nährstoffe. Dazu
zählen Kupfer, Nickel und Zink. Deren Aufnahme wird von der Pflanze enzyma‐
tisch geregelt, und ein gewisser Gehalt ist in allen Pflanzen zu finden. Höhere
Gehalte können auch toxisch wirken (z.B. von Kupfer). Andere Schwermetalle,
darunter Cadmium und Blei, sind nicht essentiell, ebenso wenig wie Arsen.
Zudem ist die Aufnahme aller bisher untersuchten Schwermetalle (As, Cd, Cr,
Ni, Pb, Cu, Zn) abhängig von der Baumart.
5.2.1 Methode
Die Baumkernprobenahme erfolgt wie bei der oben beschriebenen Methode
auf LCKW, jedoch mit folgenden Abweichungen. Da Schwermetalle nicht flüch‐
tig sind, ist keine Eile bei der Probenahme und Verarbeitung notwendig. Eben‐
so ist weder eine Konservierung noch Kühlung der Probe notwendig. Die Pro‐
benahme kann zu allen Jahreszeiten erfolgen, auch im Winter.
Anders als LCKW und andere organische Verunreinigungen sind Schwermetalle
natürlichen Ursprungs und daher auch in Pflanzen zu finden. Eine Untersu‐
chung auf erhöhte Belastung (anthropogenen Ursprungs) sollte bei Schwerme‐
tallen immer nur im Vergleich zu einem Referenzstandort erfolgen.
Alle Schwermetalle kommen in mehreren Spezies und Verbindungen vor. Die
Spezisierung und Komplexierung ist abhängig vom pH‐Wert, dem Redoxpoten‐
zial und dem vorhandenen Ionengemisch. Die Löslichkeit in Grund‐ und Bo‐
denwasser hängt sowohl von der Spezies ab als auch von den Anteilen an or‐
ganischer Substanz und Ton im Boden. Prinzipiell können nur gelöste Schwer‐
metalle in Pflanzen aufgenommen werden. Über das Phytoscreening können
daher nur bioverfügbare Schwermetalle erfasst werden. Dies ist zwar für die
Risikobewertung grundsätzlich von Vorteil, jedoch werden Bodenwerte übli‐
cherweise auf den Gesamtgehalt an Schwermetallen bezogen. Dieser korreliert
nicht immer mit dem gelösten bioverfügbaren Anteil.
Aus dem Vergleich von Schwermetallen in Baumkernen zwischen untersuch‐
tem Standort und Referenzstandort ergeben sich folgende Forderungen:
• beide Standorte sollten sehr ähnliche Bodenverhältnisse aufweisen,
• beide Standorte sollten die gleichen Baumarten aufweisen,
• der Pflanzenbestand sollte ein vergleichbares Alter aufweisen.
Zum Aufschluss von Baumkernproben können vorhandene Methodiken für
Bodenproben (z.B. nasse Veraschung mit konzentrierter Säure) übernommen
werden.
Schwermetalle/Arsen
Probenahme
keine Konservierung
Referenzstandort
bioverfügbare
Schwermetalle
Analytik

Generell haben Pflanzenproben niedrigere Schwermetallgehalte als Bodenpro‐
ben (Biokonzentrationsfaktor oft < 0,01). Die Gefahr der Probenkontamination
durch ubiquitär (in jedem Labor) vorhandene Schwermetalle (Nickel; Chrom;
Kupfer) ist daher hoch. Es sollten nur zertifizierte Säuren mit extrem niedrigem
Schwermetallgehalt für die Spurenanalytik verwendet werden. Alle Geräte und
Probenahmegefäße sollten im Säurebad gereinigt und aufbewahrt werden.
Die Analyse nach dem Aufschluss der Schwermetalle kann wie üblich über AAS
oder ICP (ICP/MS oder andere) erfolgen, es ist kein spezielles Gerät erforder‐
lich.
Der Vergleich der gemessenen Gehalte vom Untersuchungsstandort im Ver‐
gleich zum Referenzstandort sollte statistisch erfolgen. Einzelproben haben nur
bedingte Aussagekraft, da aufgrund der natürlichen Variation einzelne Bäume
auch auf unkontaminierten Standorten erhöhte Schwermetallgehalte aufwei‐
sen können.
Schwermetallkontamination ist vor allem im Oberboden ein Umweltproblem.
Bodenproben bis zu zwei Meter Tiefe lassen sich durchaus auch mit Hammer
und speziellem Bohrer (z.B. Pürkhauer‐Bohrstock) recht rasch und ohne schwe‐
res Gerät entnehmen. Die Analyse der Bodenproben hat den Vorteil, direkt
verwertbare Ergebnisse zu liefern (z.B. zum Vergleich mit Bodenprüfwerten).
Die Auswertung von Vegetationsproben ist demgegenüber nur ein relativer
Nachweis („höher – nicht höher als am Referenzstandort“). Phytoscreening auf
Schwermetalle hat dennoch einige Vorteile, die den Einsatz in manchen Fällen
vorteilhaft erscheinen lassen:
• Baumwurzeln integrieren über ein großes Volumen (bis zu 50 m 3 ), wäh‐
rend Bodenproben meist nur wenige Kubikzentimeter umfassen.
• Bodenmischproben zeigen häufig große Unterschiede im Schwermetallge‐
halt (> Faktor 10) auf kleinem Raum (demgegenüber unterliegen Konzent‐
rationen in Pflanzen allerdings einer natürlichen Variation aufgrund ver‐
schiedener Pflanzeneigenschaften).
• In der Vegetationsprobe wird direkt und nur der (pflanzen‐) bioverfügbare
Anteil gemessen.
• Es können Ernteprodukte gemessen werden, dadurch kann das Risikopo‐
tenzial eines Standortes bestimmt werden.
5.2.2 Hinweise zu Einzelelementen
Die Gehalte von Arsen in den Baumkernproben sind meist unter 1 mg/kg. Auf
kontaminierten Standorten sind erhöhte Gehalte messbar. Ein Phytoscreening
ist möglich. Arsen ist giftig für Pflanzen bei sehr hohen Gehalten. Daher kön‐
nen auch der Zustand und das Wachstum der Vegetation Hinweise liefern.
Auswertung
Vor‐ und Nachteile
bioverfügbarer
Anteil
Risikopotenzial
Arsen

Blei besitzt eine geringe Löslichkeit. Für Blei ist der partikuläre Transport sowie
(früher durch verbleites Benzin) der Transport in der Luft und die Aufnahme
über den Luftpfad relevant. Daher ist Blei für das Phytoscreening nicht geeig‐
net.
Cadmium wird relativ gut von Pflanzen aufgenommen. Die Aufnahme ist aber
stark abhängig von der Pflanzenart. Daher ist Cadmium nur eingeschränkt für
ein Phytoscreening geeignet.
Chrom ist essentiell für das Pflanzenwachstum. Dennoch findet nur eine gerin‐
ge Aufnahme in Pflanzen statt. In einer Studie mit Birken, die auf einem mit
Chrom verunreinigten Standort wuchsen, wurde Chrom nur in Wurzeln gefun‐
den (Pulford 2001). Daher ist Chrom nur eingeschränkt für ein Phytoscreening
geeignet.
Kupfer ist essentiell für das Pflanzenwachstum. Es erfolgt eine Aufnahme und
Verlagerung in Stamm und Blätter. Typische Gewebekonzentrationen liegen
bei 6 mg/kg Trockengewicht (Marschner 1995). In Baumkernproben sind die
Gehalte geringer. Es bestehen deutliche Unterschiede zwischen belasteten und
unbelasteten Standorten. Daher ist Kupfer für ein Phytoscreening gut geeignet.
Bei hohen Gehalten ist Kupfer pflanzengiftig. Daher können auch der Zustand
und das Wachstum der Vegetation Hinweise liefern.
Nickel ist essentiell für das Pflanzenwachstum. Typische Gewebekonzentratio‐
nen liegen bei 0,1 mg/kg Trockengewicht (Marschner 1995). Die Gehalte in
Baumkernproben liegen aber deutlich darunter. Daher ist Nickel für ein Phyto‐
screening kaum geeignet.
Siwik et al. bestimmten Quecksilber in Borke und Holz von Laubbäumen sowie
im Boden (Siwik 2010). Ihre Schlussfolgerung war, dass Weiden und Pappeln
vielversprechende Indikatoren für die langfristige räumliche Belastung mit
Quecksilber sind.
Der quantitative Nachweis von Uran in Baumkernproben gelang nicht, trotz
möglicher Kontamination durch eine nahe gelegene Uran verarbeitende Fabrik,
die von 1952 bis 1989 betrieben wurde. Phytoscreening scheint deshalb für
Uran nicht geeignet zu sein (Mitchell 2008).
Zink ist essentiell für das Pflanzenwachstum. Typische Gewebekonzentrationen
liegen bei 20 mg/kg Trockengewicht (Marschner 1995). Oft werden hohe Kon‐
zentrationen in Holzproben angetroffen. In einer Studie von Pulford et al. wur‐
de Zinkgehalte von über 200 mg/kg in Holz von kontaminierten Standorten
gemessen (Pulford 2001). Dies zeigt, dass Phytoscreening mit Zink als Indikator
möglich ist. Allerdings ist die Aufnahme von Zink in Pflanzen enzymatisch gere‐
gelt, und es existieren große Unterschiede zwischen den Pflanzenarten. Daher
ist Zink nur eingeschränkt für ein Phytoscreening geeignet.
Blei
Cadmium
Chrom
Kupfer
Nickel
Quecksilber
Uran
Zink

6 Fazit
Bei einer ausreichend dichten Vegetationsdecke lässt sich mit Phytoscreening
ein engmaschiges Beprobungsraster über einen ausgewählten Standort legen.
Sicher betrachtet werden kann so allerdings nur der obere Grundwasserleiter
und oberflächennah lokalisierte Kontaminationen.
Aufgrund der vielfältigen Einflussfaktoren ist ein fehlender Nachweis in einer
Baumkernprobe keine Sicherheit für Abwesenheit des Schadstoffs im Unter‐
grund. Auch sind mit dieser Methode keine exakten Rückschlüsse auf Konzen‐
trationen im Grundwasser oder Boden möglich. Lediglich generelle Verteilun‐
gen lassen sich ableiten.
Hinsichtlich der Akzeptanz der Pflanzenbeprobungen kann festgestellt werden,
dass alle beteiligten Bürger, Einrichtungen, die Presse und weitestgehend auch
die Behörden den Untersuchungen sehr aufgeschlossen begegneten und mit
Blick auf die übergeordnete Schadstoffproblematik der jeweiligen Standorte
keinerlei Bedenken hinsichtlich der Beprobung der Bäume bestanden.
Die Methode des Phytoscreenings ist noch neu. Für die Stoffklasse der LCKW
wird die Methode dennoch bereits in mehreren Ländern Europas angewandt.
Dies liegt an dem großen Potenzial des Phytoscreenings: Die schnelle und ein‐
fache Probenahme erlaubt eine rasche und kostengünstige Voraberkundung
großer Flächen mit geringem Aufwand und mit einfachen, kostengünstigen
Geräten. Die gewonnene Information hilft bei der Optimierung der gesamten
Erkundung einer Altlastenverdachtsfläche.

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