Ergebnisbericht Teilprojekt Lethe - Hunte 25

Implementierung
der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie
Integrierte Modellierung von Flusseinzugsgebieten -
Stoffeintrag, Strömung und Transport
Aufbau eines integrierten Oberflächen-
Grundwassermodells
Schwerpunktgebiet Obere Lethe
im Rahmen des Modellprojektes Hunte 25
Endbericht - März 2009

Inhalt
1 ALLGEMEINE PROJEKTBESCHREIBUNG.......................................................................................................................5
2 VORBEMERKUNGEN ..................................................................................................................................................7
2.1 Veranlassung und Träger der Maßnahme ..............................................................................................................7
2.2 Das Letheprojekt ...................................................................................................................................................8
3 PROJEKTGEBIET .........................................................................................................................................................9
3.1 Allgemeines...........................................................................................................................................................9
3.2 Geologie..............................................................................................................................................................11
3.3 Bodenbedeckung und Landnutzung.....................................................................................................................12
3.4 Klima...................................................................................................................................................................12
3.4.1 Niederschlag .......................................................................................................................................................12
3.4.2 Lufttemperatur ...................................................................................................................................................13
3.4.3 Evapotranspiration .............................................................................................................................................13
3.5 Gewässer.............................................................................................................................................................14
3.6 Verockerung an der Lethe – Status Quo...............................................................................................................15
3.7 Welche Arbeiten sind generell notwendig um eine Quantifizierung der Ockerproblematik zu erreichen?............18
3.8 Arbeitsplan..........................................................................................................................................................21
3.9 Verwendete Software..........................................................................................................................................22
3.9.1 MIKE BASIN .........................................................................................................................................................23
3.9.2 MIKE 11...............................................................................................................................................................23
3.9.3 MIKE SHE.............................................................................................................................................................23
3.9.4 Kopplung MIKE SHE und MIKE 11 .......................................................................................................................23
3.9.5 EcoLAB ................................................................................................................................................................24
3.9.6 PHREEQC.............................................................................................................................................................24
4 VEROCKERUNG – ENTSTEHUNG, ABBILDUNG IM UNTERSUCHUNGSGEBIET BEWERTUNG &
GEFÄHRDUNGSKRITERIEN................................................................................................................................................26
4.1 Verockerung – Wo kommt das Eisen her? Wo kommt der Ocker her?..................................................................26
4.2 Wie schadet Ocker...............................................................................................................................................41
4.3 Bekämpfung von Verockerung.............................................................................................................................44
4.4 Eisen in der Landschaft ........................................................................................................................................49
Endbericht - März 2009 2

4.5 Regionale Betrachtung ........................................................................................................................................51
4.5.1 Grundwasserbeschaffenheit...............................................................................................................................51
4.5.2 Gesteinsparameter .............................................................................................................................................57
4.5.3 Abbau von Nitrat.................................................................................................................................................58
5 METHODEN .............................................................................................................................................................61
5.1 Modellvorstellung ...............................................................................................................................................61
5.2 Ermittlung von Gewässer- und Gesteinsparametern............................................................................................62
5.2.1 Monitoringprogramm - Zusammenstellung........................................................................................................62
5.2.2 Monitoring - Gestein...........................................................................................................................................67
5.2.3 Monitoringprogramm - Wasser ..........................................................................................................................68
5.2.4 Monitoringprogramm – Obere Lethe – Ortsfeste Messstellen...........................................................................73
6 ERGEBNISSE DER FELD- UND LABORUNTERSUCHUNGEN..........................................................................................77
6.1 Gestein................................................................................................................................................................77
6.1.1 Bachsedimente ...................................................................................................................................................77
6.1.2 Boden und Grundwasserleiter ............................................................................................................................81
6.2 Gewässer.............................................................................................................................................................90
6.2.1 Lethe ...................................................................................................................................................................90
6.2.2 Grundwasser.......................................................................................................................................................95
6.2.3 Bodenwasser.....................................................................................................................................................104
7 EISENTRANSPORT IN DER LETHE ............................................................................................................................110
7.1 Hydraulisches Modell ........................................................................................................................................110
7.2 Modell Ecolab....................................................................................................................................................113
7.2.1 Überblick...........................................................................................................................................................113
7.2.2 Ocker-Modul (MIKE 11) ....................................................................................................................................114
7.2.3 Modellinput ......................................................................................................................................................117
7.3 Berechnungen – Ergebnisse...............................................................................................................................118
8 DISKUSSION DER ZUKÜNFTIGEN WASSERQUALITÄT ..............................................................................................126
8.1 Die zukünftige Wasserqualität...........................................................................................................................127
8.2 Verockerung – wie lange noch? .........................................................................................................................128
8.3 Bewertung der Dauer der Ockerbelastung.........................................................................................................140
9 MAßNAHMEN GEGEN VEROCKERUNG...................................................................................................................145
Endbericht - März 2009 3

9.1 Zusammenstellung möglicher Maßnahmen .......................................................................................................146
9.2 Vorgeschlagene Maßnahmen ............................................................................................................................147
10 ÜBERTRAGBARKEIT DER METHODEN & ERGEBNISSE .........................................................................................151
10.1 Einleitung ......................................................................................................................................................152
10.2 Methoden – Werkzeuge – Modelle - Programme ..........................................................................................152
10.2.1 Programme .......................................................................................................................................................152
10.2.2 Modelle.............................................................................................................................................................152
10.2.3 Werkzeuge ........................................................................................................................................................152
10.2.4 Methoden .........................................................................................................................................................152
10.3 Gemeinsame Betrachtung – Handlungsanweisung ........................................................................................153
10.4 Übertragbarkeit von Ergebnissen ..................................................................................................................157
11 ZUSAMMENFASSUNG........................................................................................................................................158
12 LITERATUR.........................................................................................................................................................161
Endbericht - März 2009 4

1 Allgemeine Projektbeschreibung
DHI Wasser & Umwelt hat im Auftrag des OOWV die Phase I des Projektes Grossenkneten
– Modellprojekt Hunte 25 – Obere Lethe
Nachbildung der hydrologischen und hydraulischen Wechselwirkungen zwischen
Oberflächenwasser (Lethe, Hunte, Ahlhorner Fischteiche, etc.) ungesättigter
Zone und Grundwasser
mit der Erstellung des integrierten Grundwasser-Oberflächenwassermodells der
Oberen Lethe abgeschlossen.
In dieser Phase I wurde, unter Anwendung der wasserwirtschaftlichen Programme
von DHI MIKE SHE & MIKE 11, für das Einzugsgebiet der Oberen Lethe auf den
Grundlagen der vorhandenen Daten (Geologisches Strukturmodell, Wetterdaten,
Abflussdaten, Bodendaten etc.) ein gekoppeltes Oberflächen- Grundwassermodell
aufgebaut. Damit konnten die hydraulischen Beziehungen der vorhandenen Wasserkörper
untersucht und abgebildet werden.
Für die Phase II waren folgende Ziele vorgegeben:
• Aufstellung einer ganzheitlichen Gütebewirtschaftung von Oberflächen- und
Grundwasser
• Klärung der Prozesse der Verockerung im Gewässer und Grundwasser
• Maßnahmenplanung (im Rahmen einer Konzeptplanung) und Priorisierung
der Umsetzung
Zur Erreichung dieser Ziele wurden im Angebot vom 16. März 2007 die Arbeiten
für die Phase II angeboten:
a) Nachbildung der stofflichen Wechselwirkungen zwischen Oberflächenwasser
(Lethe, Hunte, Ahlhorner Fischteiche, etc.) ungesättigter Zone und Grundwasser
mit besonderem Fokus auf die Verockerungsproblematik
b) Realisierung von Monitoringplänen – mit Schwerpunkt Verockerung
c) Ausführung von Berechnungsszenarien zur Vorhersage des zukünftigen Verhaltens
der Systeme (Bach, Teiche, Grundwasserleiter).
d) Aufstellung von Maßnahmenplänen – mit Schwerpunkt Verockerung
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Diese Arbeiten bauen auf den Ergebnissen der Phase I des Projektes unmittelbar
auf.
Die zu bearbeitenden Aufgaben wurden in Arbeitspakete AP aufgeteilt. Als Arbeitspaket
(AP) wird die unterste Ebene in der Projektstruktur bezeichnet. Jedes Arbeitspaket
ist eine klar abgegrenzte und in sich geschlossene Einheit. Die Arbeitspakete
bilden die Basis für die weitere Projektbearbeitung. Die Bezeichnung der
Arbeitspakete erfolgte fort laufend, beginnend mit Nummerierung AP1:
AP1
Stickstofftransport an ausgesuchten Lokationen im Untersuchungsgebiet
AP2
Feld- und Laboruntersuchungen zur Verockerung für 3 Querschnitte
AP3
Modellaufbau Verockerung für 3 Querschnitte
AP4
Maßnahmenplanung und Priorisierung der Umsetzung; Szenarienrechnung
AP5
Bericht & Ergebnispräsentation
Endbericht - März 2009 6

2 Vorbemerkungen
2.1 Veranlassung und Träger der Maßnahme
Als Auftakt zur regionalen Umsetzung der europäischen Wasserrahmenlichtlinie
(EU-WRRL) in Niedersachsen kommen im Bearbeitungsgebiet Hunte 25 drei Modellprojekte
zur Ausführung. Träger der vom Land Niedersachsen geförderten
Maßnahme ist die Hunte Wasseracht.
Das Modellprojekt Hunte 25 umfasst drei Teilregionen mit unterschiedlichen
Schwerpunktthemen:
• Hunte von Diepholz bis Oldenburg und kleinere Nebengewässer: Exemplarische
Auswahl von Maßnahmenvorschlägen zur Strukturverbesserung, insbesondere
aus den Gewässerentwicklungsplänen, die eine hohe Wirksamkeit bzgl. der Verbesserung
des ökologischen Zustands der Hunte und ihrer Nebengewässer erwarten
lassen: Planung, Umsetzung, maßnahmenbezogenes Monitoring.
• Haaren und ihre Zuflüsse: Umsetzung der Ziele der WRRL im städtischen Raum.
Untersuchung der immissionsorientierte Anforderungen an Mischwasser- und Niederschlagswassereinleitungen
auf Basis des BWK – Merkblattes M3.
• Obere Lethe und Nebengewässer: Das Teilprojekt befasst sich mit der Aufstellung
einer ganzheitlichen Mengen- und Gütebewirtschaftung von Oberflächengewässer
und Grundwasser unter Einbeziehung der Verockerungsproblematik. Ferner wird
der Aufbau und Betrieb eines integralen Monitoringnetzwerkes zur Verifizierung
der Zieldefinitionen und Identifizierung von Maßnahmen erarbeitet. Darauf aufbauend
erfolgt die Entwicklung eines Maßnahmenplanes mit Prioritätensetzung.
Die Laufzeit des Modellprojektes umfasst den Bearbeitungszeitraum von 2006 bis
2008.
Endbericht - März 2009 7

2.2 Das Letheprojekt
Das Letheprojekt – Aufbau eines Transportmodells – wurde entsprechend der
grundsätzlichen Fragestellungen
• Was ist über das Thema Verockerung bereits bekannt?
• Wie sind die bereits bekannten Fakten zu beurteilen?
• Ist die anfängliche Zielsetzung noch sinnvoll?
ausgeführt.
Im Verlaufe des Projektes fand dabei eine Verschiebung der Fragestellung vom
Nährstofftransport hin zum Vorkommen und Transport von Eisen in den Kompartimenten
Oberflächenwasser, ungesättigte Zone und gesättigte Zone statt.
Daher wurden im Verlauf der Untersuchungen der Umfang und/oder das Augenmerk
der Arbeiten verändert, d.h. die in den Arbeitspaketen der Angebotsphase
vorgesehenen Arbeiten wurden zum Teil an die vor Ort gefundenen Gegebenheiten
angepasst. Wo dies passiert ist, werden die Gründe und die sich daraus ergebenden
Änderungen dargestellt.
Die Darstellung der Vorgehensweise und die Veröffentlichung der Ergebnisse folgt
in der Regel den einzelnen Arbeitspaketen.
Generell werden zum besseren Verständnis der Materie, dort wo es den Autoren
notwendig erscheint, im Text Info-Boxen platziert.
BOX A: Dies ist eine Info-Box. Hier kann man lesen:
Literaturzitate, eigene Literaturanalyse oder Ergebnisse der Untersuchungen zum Gegenstand der Untersuchungen.
In diesen steht eine Information, die eine Literaturzusammenfassung, ein Zitat aus
der Literatur oder ein konkretes Ergebnis der eigenen Untersuchungen sein kann.
Die Info-Boxen sind farbig unterlegt. Sie müssen nicht gelesen werden, der nachfolgende
Text enthält die wichtigen Informationen ausführlich und mit konkreten
Zahlen belegt.
Endbericht - März 2009 8

3 Projektgebiet
3.1 Allgemeines
Das Untersuchungsgebiet liegt im Gebiet des Wasserkörpers Obere Lethe und Nebengewässer
(Abb. 3.1).
Abb. 3-1. Untersuchungsgebiet Obere Lethe und Nebengewässer
Endbericht - März 2009 9

Die Abbildung 3-2 zeigt in einer Übersichtsskizze das Untersuchungsgebiet mit den
im Text immer wieder angesprochenen Landmarken, wie den Ahlhorner Teichen,
der Messstelle Bissel, dem Gut Lethe, etc..
Abb. 3-2. Übersichtsskizze des Arbeitsgebietes
Endbericht - März 2009 10

Das Untersuchungsgebiet liegt südlich von Großenkneten und östlich von Ahlhorn
im Landkreis Oldenburg.
Geographisch liegt es in der Ems-Hunte-Geest und der Dümmer-Geestniederung
und wurde maßgeblich durch die glazialen Gletschervorstöße von Norden (Skandinavien)
geprägt.
Im Untersuchungsgebiet wird aus den drei Wassergewinnungsanlagen Hagel, Sage
und Baumweg Grundwasser aus insgesamt 56 Förderbrunnen gefördert (Hagel mit
28 Förderbrunnen, Sage mit 13 Förderanlagen und Baumweg mit 17 Förderbrunnen).
Die Entnahmebrunnen sind zum größten Teil in einer Tiefe zwischen 30 und
70 m unterhalb der Geländeoberkante (uGOK) verfiltert. Die Förderleistung der
Brunnen liegt bei rund 60 m³/h je Brunnen.
Eine Besonderheit im Untersuchungsgebiet stellen die Ahlhorner Fischteiche dar,
die ab 1884 angelegt wurden. Etwa 60 Teiche unterschiedlicher Größe sind auf ca.
150 ha innerhalb eines der größten zusammenhängenden Waldgebiete, dem Waldgebiet
Baumweg, verteilt (vgl. Abb 3-2). In den Ahlhorner Fischteichen werden
Besatzfische für Gewässer und Speisefische herangezogen (~ 30 t/a). 1993 wurde
ein Gebiet von ~ 437 Hektar als Naturschutzgebiet ausgewiesen.
Der Hauptwasserlieferant für die Ahlhorner Fischteiche ist die Lethe, ein linksseitiger
Nebenfluss der Hunte.
Für die Fragestellung der Bewirtschaftung sind die einströmenden / ausströmenden
Bedingungen (Zufluss in den Grundwasserleiter / aus dem GWL) von Bedeutung.
Je nach Abflusssituation kann der Teichbetrieb einen großen Teil des durchschnittlichen
Abflusses der Lethe aufnehmen. Eine Auswertung der vorhandenen Grundwassergleichenpläne
zeigt, dass die Teiche durch den sandigen Untergrund sowohl
in den Grundwasserkörper versickern, wie auch, jedoch an anderer Lokation, aus
dem Grundwasser gespeist werden können.
3.2 Geologie
Geologisch ist das Gebiet von tertiären und quartären Ablagerungen geprägt (diese
und nachfolgende Angaben zur Geologie aus: GEOINFOMETRIC, 2005). An der Basis
befinden sich kreidezeitliche Gesteine. Das tonig-schluffig ausgeprägte Miozän
(Tertiär) wird nur in wenigen Bohrungen aufgeschlossen. Im Hangenden folgen
fein- bis mittelsandige Sedimente des Pliozäns (Tertiär) mit tonig-schluffige Einlagerungen
(örtlich) erbohrt worden. Zum Hangenden sind zudem vermehrt sandig
bis kiesige Lagen eingeschaltet. Im Sediment konnten Braunkohlereste, Glaukonit,
Glimmer und Kaolinit nachgewiesen werden.
Darüber folgen die Ablagerungen der Elster-Eiszeit (Quartär) mit feinsandigen
bis feinkiesigen Mittel- bis Grobsanden und kiesigen Ablagerungen, in denen
schluffig-tonige, humose bis torfige Linsen eingeschaltet sind.
In der Drenthe-Eiszeit (Quartär) war das Gebiet weitgehend eisfrei, es kam lediglich
während des Saale-Stadiums zu einem Gletschervorstoß. Dies führte zur
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Schüttung glazifluviatiler, fein- bis mittelsandiger Sedimente an der Basis, sowie
darüber zur Ablagerung von Abfolgen von Geschiebemergel. Sie liegen heute allerdings
nur noch an wenigen geschützten Lagen (z.B. Talungen) vor. Während der
Weichsel-Eiszeit (Quartär) wurde auf den saalezeitlichen Sedimenten Löss abgelagert
und anschließend zum Teil wieder erodiert.
Während des Holozäns wurden Sande mit schluffig-tonig-humosen bzw. kiesigen
Einlagerungen in den Talauen abgelagert und Niedermoore gebildet.
Über den Schmelzwassersedimenten des Pleistozäns haben sich als Bodenarten
Podsol-Braunerden und Podsol ausgebildet. Daneben treten in den Niederungen
Aueböden, Gleye und Niedermoorböden auf.
3.3 Bodenbedeckung und Landnutzung
Die Bodenbedeckung des Untersuchungsgebietes ist, aufgrund der Topographie,
sehr unterschiedlich. Das Untersuchungsgebiet ist hauptsächlich durch Landbewirtschaftung
mit Ackerbau und Grünlandnutzung geprägt. Die Verteilung der Bodennutzungsstrukturen
kann in Anlehnung an [NLWKN, 2005] zu etwa:
Acker (~62 %)
Grünland (~15 %)
Wald (~10 %)
Siedlungen, Verkehrsflächen etc. (~ 5 %)
Feuchtflächen (~ 5 %)
Gewässer (< 1 %)
abgeschätzt werden.
Versiegelte Flächen finden sich hauptsächlich in den Gemeinden des Untersuchungsgebietes.
Dort können sie das Abflussverhalten und insbesondere die Versickerung
von Niederschlagswasser beeinträchtigen. Als weitere versiegelte Flächen
sind die im Untersuchungsgebiet vorhandenen Straßen zu nennen. Mit einem Anteil
von weniger als 5 % ist ihr Anteil im Untersuchungsbiet gering.
3.4 Klima
3.4.1 Niederschlag
Bei den Daten der vorhandenen Niederschlagsstationen handelt es sich um Tagesdaten.
Der durchschnittliche jährliche Niederschlag im Untersuchungsgebiet beträgt
750 mm/a [OOWV, 2006].
Dabei können in feuchten Jahren auch über 1100 mm als Niederschlag auftreten.
In Abb. 3-3 ist die Niederschlagsganglinie - Gebietsniederschlag 1 m üGOK - dargestellt.
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70
60
Niederschlag [mm/d]
50
40
30
20
10
0
01.11.79
01.11.80
01.11.81
01.11.82
01.11.83
01.11.84
01.11.85
01.11.86
01.11.87
01.11.88
01.11.89
01.11.90
01.11.91
01.11.92
01.11.93
01.11.94
01.11.95
01.11.96
01.11.97
01.11.98
01.11.99
01.11.00
01.11.01
01.11.02
Datum
Abb. 3-3. Gebietsniederschlag Grossenkneten [OOWV, 2006]
3.4.2 Lufttemperatur
Aus den Messungen Ahlhorn ergibt sich eine durchschnittliche Temperatur von
11.1 °C für den Zeitraum 1991-2003 [OOWV, 2006].
3.4.3 Evapotranspiration
Über die Evapotranspiration lagen keine Daten vor. Die in den Berechnungen verwendeten
Daten und deren Verteilung über das Jahr, stammen aus Angaben im
Hydrologischen Atlas Deutschland [HAD, 2000]. Die Höhe der Evapotranspiration
ist u.a. abhängig vom Wasserdargebot und von der Bodenbedeckung. Sie lässt sich
nur schwer bestimmen und setzt sich zusammen aus der Transpiration, welche mit
zunehmender Höhe, durch die Verringerung der Pflanzendecke, abnimmt und der
Evaporation, welche u.a. von der Strahlung abhängig ist. Die im HAD angegebene
potenzielle Verdunstung liegt im Bereich des Untersuchungsgebietes zwischen 450
und etwa 550 mm/a.
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3.5 Gewässer
Im Untersuchungsgebiet haben mehrere Bäche ihr Quellgebiet. Sie sind in Abbildung
3-4 dargestellt, gemeinsam mit ihren Einzugsgebieten, die der hydrographischen
Karte entnommen wurden [NLWKN, 2006].
Abb. 3-4 Gewässernetz des Untersuchungsgebiets.
Für die Lethe und den Hageler Bach standen Pegelaufzeichnungen zur Verfügung.
Verwendet wurden dabei sowohl die Daten aus den Pegeln Gut Lethe (Lethe) und
Heinefelde (Hageler Bach) (Messstellen Nr. 4966102 & 4965136, NLWKN Cloppenburg),
sowie die zur Verfügung gestellten Ergebnisse von Pegelaufzeichnungen aus
dem Projekt Farmers 4 Nature – VdM Lethe [OOWV, 2006B], Tab.3.1.
Tab. 3-1 Pegelbezeichnungen, die genutzten Zeiträume der Wasserstands- und
Abflussmessungen und die verwendete Messfrequenz (d=täglich, m=monatlich).
Messstelle Wasserstand Messfrequenz
Abfluss
Messfrequenz
Gut Lethe - Lethe 1.11.1973-
d, m 1.11.1973-1.10.2003 d,m
1.10.2003
Heinefeld - Hageler 1.11.1976-
m 1.11.1976-1.10.2003 m
Bach
1.10.2003
VdM Lethe 1, 2, 4 2.12.2005-
29.8.2006
m 2.12.2005-29.8.2006 m
Endbericht - März 2009 14

3.6 Verockerung an der Lethe – Status Quo
Ausgangspunkt für die Initiierung der nachfolgenden Arbeiten waren u.a. die im
Bericht zur Wassergüte (EG-WRRL Bericht 2005, Flussgebiet Weser, Bearbeitungsgebiet
Hunte [1 - S.19; S.25]) festgestellten anthropogenen Belastungen
und der daraus resultierenden Auswirkungen auf die Gewässergüte. Ortsbegehungen
im Frühjahr 2007, bei denen ebenfalls starke Verockerungserscheinungen entlang
der Oberen Lethe festgestellt wurden, bestätigten diese Belastungen.
Für die Lethe mit Zuflüssen wurde im o.a. Bericht hierzu festgestellt:
„Die Defizite besonders in den Nebengewässern und der Unteren Lethe sind
neben Auswirkungen der Intensiven Nutzung im Einzugsgebiet nicht zuletzt
auch auf strukturelle Mängel (Ausbau, Unterhaltung mit Mähkorb)) und starke
Verockerung rückführbar.“
„Die Lethe-Wasserkörper zeigen deutliche, die übrigen Wasserkörper der
Gruppe erhebliche Defizite ihrer Fließwasserbiozönosen. Ursächlich sind in der
Lethe unterhalb der Ahlhorner Fischteich vor allem die starke Verockerung
(…).“
Eine Begehung der Lethe zwischen den beiden Quellflüssen im Letheschuh (Lethe
und Totengrund) und der Lethe bis zur Höhe Straßenbrücke Bissel hat diese Beurteilung
augenscheinlich bestätigt. Im Folgenden werden Bilder vom Verlauf der
Lethe gezeigt, die zu Beginn des Projektzeitraumes aufgenommen wurden (Abb. 3-
5).
Die Begehung ergab zusammenfassend den Eindruck, dass Verockerungserscheinungen
im Bachverlauf unterhalb der Lethetalsperre beginnen. Ab hier sind in der
Landschaft vermehrt und starke Verockerungserscheinungen zu beobachten. Vorher
sind in der Landschaft i.d.R. keine oder nur vereinzelt und vergleichbar
geringe Verockerungserscheinungen sichtbar.
In den zahlreichen Drainagerohren, die in Zuleitungsgräben münden, ist Verockerung
zu beobachten. Hier sind sowohl die Drainagerohre sowie die Zuleitungsgräben
stark verockert (siehe Abb. 3-5).
Endbericht - März 2009 15

Verockerungserscheinung in der
ungesättigten Uferzone
- Straßenbrücke Bissel
Verockerungserscheinung am
Ufer
Verockerungserscheinung im
Sediment
Flächige Verockerungserscheinungen
in Ufernähe
Lethe
Verockerung rund
um Drainagerohr
Verockerungserscheinung am Ufer
Abb. 3-5. Verockerungserscheinungen entlang der Lethe
Endbericht - März 2009 16

Die Ergebnisse der Betrachtungen zur Verockerung vor der Aufnahme der Arbeit
am Projekt zeigen, dass Oberflächengewässer im Gebiet einer chemischbiologischen
Verockerung ausgesetzt sind. Die sichtbare Verockerung und das in
der Landschaft vorhandene Verockerungspotential beeinflussen wiederum sichtbar
und wie im Bericht [1] dargestellt, die Gewässergütesituation. Im Bericht [1, Seite
14ff.] ist die Obere Lethe nach der Bewertungsskala für die Gewässergüte (Saprobie)
fast vollständig in Güteklasse II eingestuft und die Zielerreichung unklar.
Nach [1, Seite 19] sind die Defizite in der Lethe „neben Auswirkungen der Intensiven
Nutzung im Einzugsgebiet nicht zuletzt auch auf strukturelle Mängel (Ausbau,
Unterhaltung mit Mähkorb)) und starke Verockerung rückführbar.“
„Die Lethe-Wasserkörper zeigen deutliche, (…) erhebliche Defizite ihrer Fließwasserbiozönosen.
Ursächlich sind in der Lethe unterhalb der Ahlhorner Fischteich vor
allem die starke Verockerung sowie besonders oberhalb der Teiche (…) auch strukturelle
Mängel.“
„Viele Wasserkörper des Gebietes werden auch durch Verockerungserscheinungen
beeinträchtigt, die zumindest im heutigen Umfang primär eine Folge der großräumigen
Intensivierung der Entwässerung der Landschaft sind. In vielen Gewässern
scheint dieses Problem noch zuzunehmen. Die Verockerung schädigt einerseits die
Organismen direkt (z.B. Behinderung der Atmung durch Bildung von Eisenkrusten
auf den Atmungsorganen) und führt andererseits zu einer Schädigung wichtiger
Struktur-Elemente (z.B. Verstopfung bis hin zur Versiegelung des Lückensystems
von Kies- und Sandsubstraten, Bildung von Überzügen aus Ausfällungsprodukten
des Eisens auf Totholz und Wurzelwerk).“
Zusammengefasst wird festgestellt, dass die Gewässer im Untersuchungsgebiet
entsprechend der Bewertung aus Bericht 2005 deutlich bis stark überformt sind
und stoffliche Einträge aus der Landwirtschaft, sowie die Verockerungsproblematik,
zur Entwertung und teilweisen funktionalen Zerstörung wichtiger Lebensraumstrukturen
geführt hat und weiterhin führt.
Die Ausprägung der Verockerungsproblematik in der Oberen Lethe beruhte bislang
nur auf punktuellen Untersuchungen des Gewässers auf Eisengehalte.
Im Verlauf des Projektes wurden daher ausgewählte Strecken in ein Monitoringund
Versuchsprogramm einbezogen, mit dem Ziel den Verockerungsweg nachzuzeichnen,
Gegenmaßnahmen zu entwickeln sowie einen Prioritätenplan für deren
Umsetzung aufzustellen. Insbesondere wurden die Interaktionen zwischen Grundwasser,
ungesättigter Zone und Gewässer berücksichtigt.
Unklar waren die Emissionen und Immissionen im Bereich der Ahlhorner Fischteiche.
Hier wurden ebenfalls Monitoringuntersuchungen ausgeführt.
Generell ist als ein Problemfeld der Eintrag und die Umsetzung von Stickstoff, das
Umsatzpotential und die Verteilung reaktiven Materials im Untergrund, sowie in
Endbericht - März 2009 17

diesem Zusammenhang das Auftreten von Ocker in der Landschaft zu betrachten.
Hier sind bislang keine handhabbaren Ansätze zur Quantifizierung gegeben. Damit
ist auch eine entsprechende Steuerung mit dem Ziel einer ganzheitlichen Mengenund
Gütebewirtschaftung zum jetzigen Zeitpunkt noch nicht möglich.
3.7 Welche Arbeiten sind generell notwendig um eine
Quantifizierung der Ockerproblematik zu erreichen?
Im Zentrum der Arbeiten standen Feld- und Laboruntersuchungen. Erst sie konnten
die notwendigen Ergebnisse liefern, die einen Einsatz von Modellen sinnvoll
machen.
Was ist ein Modell?
Die Begriffe System, Modell und Simulationsprogramm werden oft nicht klar genug
unterschieden. Insbesondere wird ein Simulationsprogramm oft als «Modell» oder
«Computermodell» bezeichnet. Es ist aber oft nützlich, z.B. das Modell begrifflich
vom Programm zu trennen.
In der Literatur wird eine Vielzahl unterschiedlicher, zum Teil konkurrierender Definitionen
genannt (zusammenfassend in MATTHIES, 2002). In der vorliegenden
Arbeit wird auf die unterschiedlichen Definitionen und Begrifflichkeiten nicht eingegangen.
Es werden, der Übersicht halber, nur Definitionen aus der Arbeit von MAT-
THIES verwendet.
System:
Ein System bezeichnet ein Gebilde, das aus Elementen (Teilsystemen) aufgebaut
ist, zwischen denen Beziehungen bestehen. Die Elemente sind einer Wechselwirkung
ausgesetzt. Offene Systeme (lebende Systeme) müssen sich zur Aufrechterhaltung
ihrer Lebensfunktionen mit ihrer Umgebung bzgl. der Aufnahme von Materie
oder Materie und Energie austauschen. Sie wechselwirken mit ihrer Umgebung
und verändern dadurch ihren Zustand.
Das Gesamtsystem „natürliche Umwelt“ lässt sich z.B. in den Teilsystemen, seinen
Kompartimenten, Wasser, Boden und Luft getrennt voneinander untersuchen und
beschreiben. Man betrachtet zunächst die Teilsysteme und analysiert deren Wirkungsstruktur,
um anschließend das Verhalten des Gesamtsystems als Zusammenspiel
der Teilsysteme zu verstehen.
Bei der Systemanalyse konstruiert der Betrachter der Systeme ein Modell. Der Bearbeiter
entscheidet darüber, welche relevanten Elemente und Beziehungen des
Systems er im Modell abbilden möchte.
Modell:
Modelle sind vereinfachte Ausschnitte der Wirklichkeit oder Möglichkeit. Das erstellte
Modell ist immer ein begrenztes, verkürztes, abstrahiertes Abbild der Wirklichkeit,
das nur diejenigen Inhalte des Originals erfasst, die dem Modellnutzer für
Endbericht - März 2009 18

seine erwünschte Anwendung nützlich erscheint. Das Modell ist eine konzeptionelle
Vorstellung über ein System, das möglicherweise, aber nicht notwendigerweise
mathematisch formuliert ist (mathematisches Modell). Das Modell muss auf seine
Plausibilität geprüft werden, d.h. die Modellgültigkeit, die Verhaltensgültigkeit und
die Anwendungsgültigkeit muss erfüllt sein. Sind diese Voraussetzungen gegeben,
können mit Hilfe eines Simulationsprogrammes Szenarien simuliert werden.
Simulationsprogramm:
Computerprogramm, das die Gleichungen eines vorgegebenen oder eines benutzerdefinierten
Modells lösen und die Szenarien geeignet darstellen kann.
Bei der Simulation werden Experimente an einem Modell durchgeführt, um Erkenntnisse
über das reale System zu gewinnen.
Prozess:
In der Systemtheorie wird als Prozess eine dynamische Aufeinanderfolge von verschiedenen
Zuständen eines Systems bezeichnet.
Der direkte Weg, ein System zu beschreiben, ist die Beobachtung der interessierenden
Parameter und Zustände. Für den Fall eines Grundwasserkörpers ist dies
häufig jedoch nicht möglich, weil Messzeiträume zu lang und zu kostenintensiv
sind, die interessierenden Horizonte nicht eindeutig im Voraus lokalisierbar sind,
das System zerstört würde, oder die Beobachtung technisch nicht durchführbar ist.
Als Alternative kommt eine mathematische Modellbildung in Betracht. Das reale
System wird dabei immer vereinfacht und abstrahiert dargestellt.
Ein Modell ist, wie diese Begriffsklärung darlegt, ein Ausschnitt aus der wirklichen
Welt. Mit einem Modell versucht man der Realität nahe zu kommen, so gut das
eben möglich ist. Man erhält ein genaueres Abbild der realen Umwelt, je mehr man
experimentell darüber in Erfahrung bringt. Unter dem Ausdruck „Experiment“ wird
hier auch verstanden:
• die Erkundung durch Bohrungen,
• Probenahmen und
• Analysen von Wasser und Gestein.
Das einfachste Modell ist das aus der visuellen Betrachtung entstehende.
Ein solches war bis zu diesem Projekt für die Verockerungserscheinungen an der
Lethe vorhanden. Zudem gab es vereinzelte Messungen der Wasserqualität. Der
Status war: es gibt Verockerung und sie scheint so stark zu sein, dass sich das
ausfallende Ocker als Überzug auf Steinen, der Flusssohle und Pflanzen legt und
somit die Biozönose nachhaltig und empfindlich stört und teilweise sogar zerstört.
Endbericht - März 2009 19

Für die wissenschaftliche, d.h. forschende Betrachtung dieses Phänomens ist eine
derartige Einschätzung nicht ausreichend.
Will man den Prozess verstehen und eventuell sogar in einem Modell oder gar numerischen
Modell abbilden, ist die Aufnahme des Status Quo in allen Kompartimenten
nicht nur sinnvoll, sondern auch notwendig. Demnach ist die Aufnahme
von Daten im Flusssediment, Wasser, Bodenwasser, und Gesteinsmaterial des
Grundwasserleiters notwendig.
Die Aussage, dass die Betrachtung an dem Übergang des Eisens in den Fluss beendet
werden könne, also eben keine Untersuchungen im Sediment und im Flusswasser
mehr notwendig seien, geschweige denn ein beschreibendes Modell, ist vor
diesem Hintergrund nicht ausreichend. Hier reicht also ein einfaches, aus der visuellen
Betrachtung und ein paar wenigen Beschaffenheitswerten abgeleitetes Modell
eben nicht mehr aus.
Eine Modellierung des Verhaltens des Eisens im Fluss ist nach den Erfahrungen und
den Kenntnissen der Autoren des vorliegenden Berichtes daher nicht sekundär und
somit nicht überflüssig.
Vor diesem Hintergrund wurde von DHI der im nachfolgenden Kapitel dargestellte
Arbeitsplan aufgestellt.
Endbericht - März 2009 20

3.8 Arbeitsplan
Aus den Arbeitspaketen AP1 bis AP 6 wurde die nachfolgend beschriebene Vorgehensweise
abgeleitet.
Tab. 3.2. Arbeitsplan mit den Arbeitspaketen AP 1 bis 6
AP Ziel Weg / Maßnahmen / Arbeiten Ergebnis
1 Abbildung von Nitratkonzentrationen
im Grundwasser bei
unterschiedlicher Landnutzung
• Festlegung Aussagegebiet
• Installation der Gewässermessstelle
Obere Lethe (Multi-Parameter-Sonde)
• Messdaten aus Farmers4Nature
- Projekt
• Installation von GW-
Messstellen
• Probenahme und Analyse von
Wasserproben aus ungesättigter
und gesättigter Zone
Stickstoffkonzentrationen in ungesättigter
und gesättigter Zone
entlang einer Stromröhre in einer
gekoppelten Grundwasser-
Oberflächenwasser-Umgebung
2 Feld- und Laboruntersuchungen
zur Verockerung – Abbildung
der Prozesse, die im
Untersuchungsgebiet ablaufen
und zur Verockerung der
Oberflächengewässer führen
3 Aufbau eines Verockerungsmodells
zur Abbildung der
Verockerungsprozesse im Fluss
• Ausführung von Bohrungen
und Ausbau zur GW-
Messstelle zur Gewinnung
von Gesteins- und Wasserproben
(wie unter AP 1)
• Analyse der Gesteins- und
Wasserchemie (ausgewählte
Parameter)
• Kopplung von MIKE 11 und
ECOlab
• Geochemische und hydrochemische
Beschreibung
der Untersuchungsstreifen
• Abbildung der Prozesse,
die zur Verockerung führen
Verockerungsmodell im Längsschnitt
des Flusses
4 Abbildung der Eisenfreisetzung
im Grundwasser – Modellbildung
Eisentransport zum
Gewässer
• Massenbilanzierung aus den
gewonnenen Daten zur wasser-
und Gesteinschemie
Prognose des Eisentransportes auf
der Basis von Massenbilanzen
5 Abbildung der Eisenfreisetzung
im Grundwasser – Modellbildung
Eisentransport zum
Gewässer
• Ansatz des geochemischen Modells
PHREEQC
Abbildung des Eisentransportes im
Grundwasser in 3 Transekten auf
der Basis von AP1-AP4
6 Zusammenstellung möglicher
Maßnahmen zur Bekämpfung
der Verockerung und Priorisierung
hinsichtlich Wirksamkeit,
Wirtschaftlichkeit und Machbarkeit
• Auswertung der Ergebnisse aus
AP1 bis AP5
Maßnahmepläne mit Schwerpunkt
Verockerung
Endbericht - März 2009 21

3.9 Verwendete Software
Zur Berechnung der in Arbeitspaket AP3 geforderten Ziele wurde die nachfolgend
beschriebene Software verwendet.
Die numerische Modellierung der hydraulischen und chemischen Vorgänge war ein
Fokus der Arbeit im vorliegenden Projekt. In der nachfolgenden Tabelle ist erläutert,
welche Software mit welchem Ziel verwendet wurde.
Tab. 3.3. Verwendete Software und Begründung
Medium Modellbetrachtung - Hydraulik Software Begründung
Grundwasser Aus den vorhandenen geologischen
Daten, den eigenen Gesteinsuntersuchungen
sowie in der Literatur vorhandenen
Informationen wurde ein konzeptionelles
Modell des Grundwasserleiters
erstellt. Dieses konzeptionelle Modell
wurde in ein numerisches überführt, um
Aussagen zum zukünftigen Verhalten des
Systems, zunächst in hydraulischer
Hinsicht, ableiten zu können.
MIKE SHE Für die
Abbildung der Fließwege, sowie
insbesondere zur Abbildung der
Interaktion zwischen Grund- und
Oberflächenwasser, ist ein
numerisches Modell geeignet.
Oberflächenwasser
Aus den Daten zum hydraulischen Regime
der Lethe, sowie aus einer von DHI
ausgeführten Vermessung von Flussprofilen,
kann ein numerisches, hydraulisches
Wasserspiegellagenmodell aufgebaut
werden. Dieses Modell ist notwendig,
um eine integrative Betrachtung
zwischen Grundwasser und Oberflächenwasser
zu ermöglichen.
MIKE 11
Für die Abbildung der Interaktion
zwischen Grund- und Oberflächenwasser
ist neben einem
Grundwassermodell ein Flusswassermodell
erforderlich.
Modellbetrachtung - Transport
Grundwasser
Aus den erhobenen Daten zur Hydround
Geochemie der Untersuchungstransekten
1 bis 3 wurde ein konzeptionelles
Modell aufgebaut, dass die Prozesse, die
zur Eisenfreisetzung im Grundwasser
führen, abbilden kann. Mit der Überführung
in ein numerisches Modell kann die
hydrogeochemische Situation im Grundwasser
analysiert und interpretiert werden.
Zudem sind Prognosen auf Grund
der gefundenen Daten möglich.
PHREEQC
Die hydrogeochemische Modellierung
ergibt Hinweise auf die
vertikale und horizontale Ausbreitungsgeschwindigkeit
von
Nitrat und damit auch von den
während des Umsetzungsprozesses
entstandenen Stoffen.
Oberflächenwasser
Für den Transport von Eisen II aus dem
Grundwasser in die Lethe wurde mit den
Daten aus dem hydraulischen Modell
(Zuflüsse zur Lethe aus dem Grundwasser)
und den Daten aus Gesteins- und
Gewässeruntersuchungen das Transportmodell
Ecolab verwendet
MIKE 11 -
ECOLAB
Die chemische Modellierung des
in den Fluss transportierten
Eisens gibt Aufschluss über den
Umbau von Eisen im Übergang
vom Grundwasser zum Flusswasser.
Endbericht - März 2009 22

3.9.1 MIKE BASIN
MIKE BASIN (Version 2004) wurde im Projekt zur Ausweisung der oberirdischen
Einzugsgebiete über das digitale Geländemodell verwendet.
3.9.2 MIKE 11
Mit dem eindimensionalen Flussmodell MIKE 11 wurden die Strömung und die
Wasserspiegellagen im Gewässer simuliert. Die Software MIKE 11l ist modular aufgebaut.
Im Bericht zum Strömungsmodell sind die im Projekt verwendeten Module
bereits erläutert worden, daher wird an dieser Stelle darauf verzichtet (siehe Bericht
von DHI zum Strömungsmodell Obere Lethe).
3.9.3 MIKE SHE
Mit dem modular aufgebauten, integrierten Finite Differenzen Modell MIKE SHE
wurden die Grundwasserströmungen und die gekoppelten Prozesse in der ungesättigten
Zone – der gesättigten Zone und des Oberflächenwassers abgebildet.
Der Austausch zwischen den Modulen fand über die Randbedingungen der einzelnen
Module statt. Somit war eine dynamische Rückkopplung der einzelnen Prozesse
möglich. Die mathematischen Grundlagen der einzelnen Module wurden bereits
im vorangegangenen Bericht kurz erläutert (vgl. MIKE SHE Handbuch [DHI,
2004c]), daher wird an dieser Stelle darauf verzichtet.
3.9.4 Kopplung MIKE SHE und MIKE 11
Das eindimensionale Flussmodell MIKE 11 wurde in MIKE SHE sowohl mit der ungesättigten
und gesättigten Zone, als auch mit dem oberirischen Abfluss gekoppelt
([2]: GRAHAM UND LARSEN, 2002). Dazu wurde das Flussnetz ("river net") in MI-
KE SHE zunächst als Linie zwischen den Gitterzellen generiert. Der Austausch mit
dem Aquifer erfolgte auf beiden Seiten des Flusses in Abhängigkeit vom Wasserstand.
Die Höhe des infiltrierbaren Wasservolumens wurde durch die Menge des gespeicherten
Wasservolumens begrenzt.
Der Wasserfluss zwischen Aquifer und Fließgewässer wurde über die Leitfähigkeit
des Flussbett- und Aquifermaterials bzw. nur über die Leitfähigkeit des Flussbettes
und der Differenz des Wasserstandes berechnet.
Die Leitfähigkeit als Austauschparameter ist als Kalibrierungsparameter angesetzt
worden, da sie sonst nur durch aufwendige Felduntersuchungen ermittelt werden
kann. Diese Möglichkeit war im Projekt nicht gegeben. Grundsätzlich kann der Austausch
zwischen Fluss und Grundwasser unterschiedlich berechnet werden:
Wird keine Leitfähigkeit verwendet, steht der Aquifer in vollem Kontakt mit dem
Fluss. Dieser Ansatz wurde so in den Berechnungen verwendet.
Endbericht - März 2009 23

3.9.5 EcoLAB
EcoLAB wurde entwickelt, um chemische, biologische und ökologische Prozesse
und Wechselwirkungen zwischen Zustandsgrößen beschreiben zu können. Physikalische
Prozesse, wie z.B. die Sedimentation, können beschrieben werden. In ECOlab
enthaltene Zustandsgrößen können entweder durch - auf Hydrodynamik basierenden
- Advektions-Dispersions-Prozessen transportiert werden oder sie sind von
ortsfester Natur, z.B. die Sedimentation und Rücklösung in stehenden Gewässern.
ECOlab ist integriert in DHI’s hydrodynamische Modellierungssoftware MIKE 11,
MIKE 21 und MIKE 3.
Typische Anwendungsgebiete von ECO Lab umfassen die Beschreibung der Wasserqualität
und ökologische Fragestellungen bei Flüssen, Überschwemmungsflächen,
Seen, Talsperren, Küstengewässern und im marinen Bereich. Insbesondere
sind Vorhersagen beschreibbarer Ökosystemreaktionen sowie Wirkungs- und Sanierungsstudien
und Gewässergütevorhersagen möglich.
In der Version 2 des vorliegenden Berichtes ist die Simulation des Eisentransportes
in der Lethe enthalten, obwohl sie entsprechend einer schriftlichen Mitteilung des
NLWKN (Suhrhoff, 2008)“ allenfalls sekundär“ sei. Die Autoren des vorliegenden
Berichtes stimmen dieser Einschätzung nicht zu, wie bereits weiter oben erläutert.
3.9.6 PHREEQC
PHREEQC ist ein sogenanntes hydrogeochemisches Simulationsprogramm. Dies
sind numerische Werkzeuge, um wasserchemische Analysen zu interpretieren und
geogene sowie anthropogen beeinflusste aquatische Systeme zu analysieren.
Als Eingangsgrößen werden in der Regel thermodynamische Daten und möglichst
vollständige wasserchemische Analysen benötigt. Die thermodynamischen Daten
stehen - soweit es sich um Komplexbildungskonstanten und Löslichkeitsprodukte
handelt - in Form von Standard-Datensätzen (Datenbanken) für die jeweiligen
Programme zur Verfügung. Die Daten zur Beschreibung oberflächenkontrollierter
Reaktionen müssen durch eigene experimentelle Befunde ergänzt werden. Im Gegensatz
zu Grundwasserströmungs- und Transportmodellen bedürfen hydrogeochemische
Modelle an sich keiner Kalibrierung. Bei Berücksichtigung oberflächenkontrollierter
Reaktionen und kinetisch kontrollierter Reaktionen müssen aber auch
hydrogeochemische Modelle kalibriert werden.
Der Aufbau hydrogeochemischer Modellierungsprogramme besteht aus Input,
Output sowie der Rechengrundlage, d.h. einer Datenbank, in der thermodynamische
Parameter wie Löslichkeitskonstanten für bestimmte Reaktionsgleichungen
definiert sind.
Endbericht - März 2009 24

Input
Als Eingabeparameter aller hydrogeochemischen Modellierungen bedarf es einer
möglichst vollständigen und exakten wasserchemischen Analyse.
Datenbanken
In der Regel greift man auf bestehende Datensätze (z.B. in PhreeqC auf wateq4f.dat)
zurück, da das Erstellen einer eigenen Datenbank mit sehr großem Aufwand
verbunden ist und große Sorgfalt erfordert. Beim Vergleich von Löslichkeitsprodukten
aus verschiedenen Datenbanken muss beachtet werden, ob dieselben
Reaktionsgleichungen zugrunde liegen. Unterschiedliche Reaktionsgleichungen für
die Bildung desselben Minerals liefern unterschiedliche Löslichkeitsprodukte. Deshalb
müssen Löslichkeitsprodukte und Komplexbildungskonstanten stets eindeutig
mit einer Reaktionsgleichung verknüpft sein. Außerdem muss man sich bewusst
sein, dass bei der Zusammenstellung von Löslichkeitsprodukten und Komplexbildungskonstanten
aus der Literatur eine gewisse Inkonsistenz der Daten resultiert,
diese meist unter unterschiedlichen experimentellen Randbedingungen und mit
Hilfe unterschiedlichen Berechnungsmethoden ermittelt wurden.
Output
Ausgabe der Ergebnisse im Programm selbst oder definierter Ergebnisse in einem
speziellen Ausgabefile (PhreeqC – SELECTED_OUTPUT). Neben den Ergebnissen
sind aber auch Daten zur Ausgangswasseranalyse ersichtlich (PhreeqC - Initial solution).
Die Resultate können je nach verwendeter Software auch als Graphik im
Programm ausgegeben werden (PhreeqC - Chart).
Für die geochemischen Berechnungen wurde die aktuelle Version PHREEQC for
WINDOWS, 2.15.07 verwendet.
Endbericht - März 2009 25

4 Verockerung – Entstehung, Abbildung im Untersuchungsgebiet Bewertung
& Gefährdungskriterien
4.1 Verockerung – Wo kommt das Eisen her? Wo kommt der
Ocker her?
INFOBOX A: - Verockerung
Zitiert aus:
[3] Bent Lauge Madsen; Ocker – ein Gewässerproblem, gegen das wir einiges tun können;
Herausgeber: Edmund Siemers-Stiftung; Erscheinungsjahr: 2006; ISBN 3-932681-
46-0;
Der in den Bächen sichtbare rote Ocker stammt aus einem Stoff im Boden, der Pyrit
genannt wird. Es handelt sich um eine Verbindung von Eisen und Schwefel.
Pyrit kann Tausende von Jahren unverändert in der Erde liegen, so lange es sich um ein
sauerstofffreies Milieu handelt – zum Beispiel in einer Feuchtwiese.
Aber sobald Sauerstoff hinzu tritt, trennen sich der Schwefel und das Eisen. Dies geschieht
wenn der Grundwasserstand sinkt, zum Beispiel nach einer Gewässervertiefung,
verbunden mit dem Dränieren des Geländes. Der Schwefel wird oxidiert und als verdünnte
Schwefelsäure in die Gewässer gespült, das Eisen folgt in seiner Form als Ferro-
Eisen (Fe 2+ ). Dies ist giftig und farblos, also im Wasser unsichtbar gelöst. Im weiteren
Text wird es als „gelöstes Eisen“ bezeichnet. Das Eisen bleibt in Lösung, so lange das
Wasser angesäuert ist. Dies ist eine Ursache dafür, dass die Ockerverunreinigung in
solchen Gebieten am schlimmsten ist, die in der letzten Eiszeit eisfrei geblieben sind.
Hier ist der Boden kalkarm und kann deshalb saure Wässer schlecht neutralisieren.
Wenn das saure Wasser neutralisiert und verdünnt wird auf seinem Weg durch den
Auenboden, geschieht etwas mit dem gelösten Eisen. Es verbindet sich mit im Wasser
gelöstem Sauerstoff und bildet den roten Ocker. Dieser mikrobiologisch-chemische
Prozess bewirkt also eine Sauerstoffzehrung. Gleichzeitig werden dabei auch Säurebildner
frei gesetzt. Beim Übergang zwischen diesen beiden Eisen-Formen wird das Wasser
fahl, opak und es kann sich ein dünner, ölartiger Film auf der Wasseroberfläche bilden.
Der rote Ocker ist nicht giftig, schadet aber auf andere Weise. Dieses Wissen ist nützlich,
wenn wir die Ockerverunreinigung bekämpfen wollen. Die Ockerverunreinigung
kann also minimiert werden, indem der Zutritt von Sauerstoff ausgeschlossen wird.
Dann liegt das Eisen fest, sozusagen „in Fesseln“. Sauerstoff kann fern gehalten werden,
indem man den Boden oberhalb des Pyrits feucht hält.
Oder wir beschränken uns darauf, Symptome zu behandeln. Das Eisen kann in teichartigen
Ockerreinigungsanlagen belüftet werden, die mit Pflanzenmassen besiedelt sind.
Eisen ist mit einer Häufigkeit von 4,7 % das vierthäufigste Element der Erdkruste.
Im Boden liegt Eisen vorwiegend in gebundener Form vor, wobei die Eisen-
Konzentrationen in der Bodenlösung i.A. gering sind. Die ersten Vorkommen, die
abgebaut wurden, waren Raseneisenstein und offen liegende Erze. Eisenerze findet
man vergleichsweise häufig, wichtige Beispiele sind Magnetit (Fe 3 O 4 ),
Roteisenstein, Hämatit (Fe 2 O 3 ), Brauneisenstein (Fe 2 O 3 n H 2 O), Siderit (Fe-
CO 3 ), Magnetkies (FeS) und Pyrit (Eisenkies, FeS 2 ).
Das Mineral Pyrit (FeS 2 ) wird als das für die Verockerung bestimmende Mineral
genannt. Es gilt als das meistverbreitete Sulfidmineral und ist Bestandteil der
meisten Sulfidlagerstätten. Es tritt auch in Sedimentgesteinen auf; die Bildung erfolgte
z.B. durch die Pyritisierung, d.h. unter entsprechenden Bedingungen werden
die harten Teile der Lebewesen nicht durch Stein, sondern durch Pyrit ersetzt.
Sie sind nur unter reduzierenden Bedingungen stabil. Werden sie Sauerstoff ausgesetzt,
verwittern sie zu Eisenhydroxid, wie z.B. Limonit.
Endbericht - März 2009 26

Man kann zudem davon ausgehen, dass auch Grundwasserleiter immer partikuläre
organische Substanzen, meist in Form von Braunkohle, enthalten. Eisendisulfide
(z.B. Pyrit) sind Begleitsubstanzen der Braunkohle. Man findet die Braunkohle
meist mehr oder weniger stark geschichtet in den tieferen Bereichen des Aquifers.
Ein Kennzeichen für das Vorhandensein von Braunkohle sind die im sandigen Untergrundmaterial
zu findenden kleinen schwarzen Holzkohleteilchen. Diese partikuläre
organische Substanz entstammt organischen Rückständen früherer Lebewesen
und Pflanzen, die, eingebettet in Sedimenten diagenetisch umgewandelt, überliefert
und letztlich durch Ablagerungs- und Überformungsprozesse im Grundwasserleiter
fein verteilt wurden. Vergesellschaftet mit organischer Substanz treten häufig
Schwefelspezies (also auch Pyrit) auf, ihr Vorkommen korreliert häufig miteinander
(VAN DER VEEN 2003, pers. Mitteilung:in [4] PÄTSCH, 2007).
Unter Sauerstoffeinfluss an der Erdoberfläche verwittert Pyrit über mehrere Zwischenstufen
zu Eisenhydroxid (Limonit oder Brauneisenerz).
Dieser Sauerstoffzutritt kann z.B. durch eine Absenkung des Grundwasserstandes
eintreten, die infolge einer Dränung oder infolge einer Vertiefung des Flussbettes
oder Verringerung des Abflusses und damit Erniedrigung des Wasserstandes im
Bach auftreten kann (vgl. Abb. 4-1).
Sauerstoff
Grundwasserspiegel
pyrithaltiger Boden
klares Bachwasser
Ohne Drainung
Grundwasserspiegel
vor Drainung
Drainrohr
Grundwasserspiegel
nach Drainung
pyrithaltiger Boden
Oxidation von Pyrit
Ferro-Eisen &
Schwefelsäure
Folgen der Drainung
Ferro-Eisen
oxidiert zu Ocker
Abb. 4-1. Beispiel der Folgen einer Dränung auf den Zutritt von Eisen (Fe 2+ ) in
Oberflächengewässer ([5]: MADSEN & TENT, 2000).
Endbericht - März 2009 27

So gelangt Sauerstoff an das, unter anaeroben Bedingungen stabile, Pyrit und es
entsteht über die Reaktionsgleichung
FeS 2 + 7/2 O 2 + H 2 O = Fe 2+ + 2 SO 4 2- + 2 H + Gl. 4.1.1.
im Boden reduziertes Eisen (Fe 2+ ), Sulfat (SO 4 2- ) und Säure (H + ).
Diese reduzierte Form des Eisens kann nun über den Transport in der ungesättigten
Zone oder über den Ablauf als Oberflächenabfluss in das Gewässer gelangen.
In Anwesenheit von Sauerstoff im Gewässer kann nun Eisen II (Fe 2+ ) nach den
Reaktionsgleichungen
Fe 2+ + 1/4 O 2 + H + = Fe 3+ + ½ H 2 O Gl. 4.1.2
Fe 3+ + 3 H 2 O = Fe(OH) 3 + 3 H + Gl. 4.1.3
in Eisenhydroxid (Fe(OH) 3 ) überführt werden (vgl. Abbildung über den Eisenkreislauf
unter Sauerstoffzutritt - Abb. 4-2). Dieses fällt als Ocker im Gewässer aus,
sedimentiert und legt sich als brauner Film oder braune Schicht auf den Gewässergrund
und auf Wasserpflanzen.
Abb. 4-2. Eisenkreislauf bei Pyrit (FeS 2 ) - Verwitterung
Unter sauerstofffreien Verhältnissen kann Nitrat die Funktion des Oxidationsmittels
für die Pyritverwitterung übernehmen.
Verantwortlich für das Vorkommen von Nitrat im Grundwasser sind überwiegend
flächenhafte Stickstoffeinträge aus der Landwirtschaft. Sie resultieren aus dem
Düngemitteleinsatz sowie der Verbringung von Nährstoffüberschüssen aus der
Endbericht - März 2009 28

Veredelungswirtschaft. Als Düngemittel gelten alle mineralischen und organischen
Stoffe, die auf den Boden aufgebracht werden, um die Erträge oder die Qualität
angebauter Nutzpflanzen zu erhöhen. Düngemittel lassen sich in mineralischen
Dünger (Stickstoffverbindungen, Phosphate, Kalisalze, Kalk, etc.), organischen
oder Wirtschaftsdünger (Flüssigmist, Jauche, Stallmist) und Gründünger (Unterpflügung
von Grünpflanzen oder Aufbringung von Kompostmaterial) unterscheiden.
Zwischen den Wirtschaftsjahren 1949/50 (1. Juli 1949 bis 30. Juni 1950) und
1999/2000 hat sich der Absatz bei mineralischen Stickstoffdüngern um 293 % erhöht
([6]: STATISTISCHES BUNDESAMT, 2000). Die Aufbringung je Hektar landwirtschaftlich
genutzter Fläche wurde bei Stickstoffdüngern in diesem Zeitraum
von 25 auf 117 kg N gesteigert. Gleichzeitig ist bei der seit den 50er Jahren aufgebrachten
Stickstoffmenge aus Wirtschaftsdünger ebenfalls ein Anstieg verzeichnet
werden (von 1949/50 ca. 30 kg N auf ca. 75 kg N im Wirtschaftsjahr 1979/80 je
Hektar landwirtschaftlich genutzter Fläche; [7]: ROHMANN & SONTHEIMER, 1985).
Im Dezember 2002 wurden die Ergebnisse der Studie „Umsetzungsdefizite bei der
Reduzierung der Nitratbelastung des Grundwassers“ ( [8]: FLAIG, H. ET AL., 2002
– in der Kurzfassung vom DVGW, 2002) veröffentlicht. Danach hat sich trotz zahlreicher
Programme und finanzieller Aufwendungen die Belastungssituation des
Grundwassers durch Nitrat in den vergangenen 15 Jahren nicht verbessert ([9]:
DVGW, 2002). Die Stickstoffüberschüsse, die heute immer noch jährlich ca. 80 bis
100 kg N pro Hektar landwirtschaftlicher Nutzfläche betragen, verursachen eine
Nitratbelastung des Grundwassers, die weiterhin zu hoch ist.
Die Hauptbelastung der Grundwässer mit Stickstoffverbindungen liegt nahezu vollständig
auf Seiten des Nitrats.
Im Grundwasser ist die Denitrifikation die wirksamste bekannte Senke für
Nitrat (in Pätsch, 2006).
In den quartären Porengrundwasserleitern Norddeutschlands, den Niederlanden
und Dänemarks konnte der an die Oxidation von Eisendisulfiden gekoppelte Abbau
von Nitrat (autotrophe Denitrifikation) häufig als der dominierende Umsatzprozess
festgestellt werden (zitiert in [4]: KÖLLE ET AL., 1983, VAN BEEK ET AL., 1988,
1990, POSTMA ET AL., 1991).
Für den Ablauf der Denitrifikation müssen neben Nitrat im Grundwasserleiter
• die Reduktionsmittel hydraulisch und biologisch verfügbar sein, SCHEFFER &
SCHACHTSCHABEL (1998), KÖLLE (1999). Dies können Sulfide (chemolithotrophe
Denitrifikation) oder organischer Kohlenstoff beispielsweise als
partikulärer (TOC) oder gelöster (DOC) Kohlenstoff (chemo-organotrophe Denitrifikation)
sein. Nach KÖLLE et al. (1987) und MEHRANFAR (2003) sind
häufig maximal 50% des vorhandenen Sulfids und 2 – 10% des C org ., biologisch
verfügbar.
Endbericht - März 2009 29

• Eine weitere Voraussetzung ist eine aktive Bioszönose. Die beteiligten Mikroorganismen
bewegen sich dabei mit dem nitrathaltigen Wasser von oberflächennahen
Zonen mit dem Wassertransport in die Tiefe.
• Nitratsauerstoff wird nur bei Abwesenheit, bzw. sehr geringen Gehalten an
gelöstem Sauerstoff veratmet
• Weitere Faktoren sind die Temperatur und der pH-Wert:
- Die Angaben zur Temperatur, ab der Denitrifikation stattfinden kann
sind unterschiedlich und liegen zwischen 2°C und 5°C, MEHRANFAR
(2003)
- Unterschiedlich sind auch die Angaben zum pH-Bereich, wobei ab pH
= 3,5 Denitrifikation messbar ist, MEHRANFAR (2003).
Die Energiefreisetzung ist für den Ablauf der chemo-organotrophen Denitrifikation
höher als für die chemo-lithotrophe Denitrifikation (z.B. Appelo & Postma, 1999).
Demnach ist der Ablauf der chemo-organotrophen Denitrifikation thermodynamisch
begünstigt.
In den pleistozänen Grundwasserleitern Norddeutschlands wird jedoch Nitrat bevorzugt
von Eisensulfiden oxidiert, zum Beispiel APELLO & POSTMA (1996), KÖLLE
et al. (1987), BÖTTCHER et al. (1991), VAN BEEK (2000).
Die Einträge aus der Landwirtschaft erfolgen in oxidierter Form als Nitrat (NO - 3 )
und Nitrit (NO - 2 ), sowie in reduzierter Form als Ammonium (NH + 4 ) und über Wirtschaftsdünger.
Die Konzentration von Nitrat im Grundwasser ist dabei abhängig von der Mineralisation
des organischen Stickstoffes und der Nitrifikation von Ammonium.
Der Abbau von organischen Stickstoffverbindungen zu anorganischem Ammoniak
(Ammonifizierung) verläuft nach [7] ROHMANN & SONTHEIMER (1985):
R-NH 2 + H 2 O NH 3 + R-OH Gl. 4.1.4
(R: organische Matrix)
Das freigesetzte Ammoniak reagiert mit Wasser zu Ammonium:
NH 3 + H 2 O NH 4 + + OH - Gl. 4.1.5
Im zweiten Schritt wird Ammonium durch nitrifizierende Bakterien zu Nitrat oxidiert
(Nitrifikation). Bei der zweistufigen Nitrifikation findet unter aeroben Bedingungen
mit Hilfe von Bakterien der Gattung Nitrosomonas zunächst eine Umwandlung
von Ammonium in Nitrit statt, welches dann mit Hilfe von Bakterien der Gattung
Nitrobacter zu Nitrat umgewandelt wird.
Endbericht - März 2009 30

NH 4 + + 1,5 O 2 NO 2 - + 2H + + H 2 O Gl. 4.1.6
NO 2 - + 0,5 O 2 NO 3
-
Gl. 4.1.7
Nitrat, das nicht von Pflanzen aufgenommen werden kann, wird ins Grundwasser
ausgewaschen.
Im Grundwasserleiter wird Nitrat teilweise Jahrzehnte lang transportiert,
bis es durch geeignete Reaktionspartner im Porenraum deaktiviert oder
abgebaut werden kann. Viele der geeigneten Reaktionspartner liegen nur
mit geringen Gehalten vor, sie werden bei einer Reaktion mit Nitrat verbraucht.
Der Grundwasserleiter verliert so unwiederbringlich seine Reaktionskapazität.
Die Dauer, die ein Grundwasserleiter nitratfrei bleibt, ist
abhängig vom Nitrateintrag, sowie der Verteilung und Verfügbarkeit des
reaktiven Materials im Grundwasserleiter. Dabei können Zonen mit hoher
und niedriger Reaktivität horizontal und vertikal wechseln.
Eine vorhandene Reaktionskapazität eines Grundwasserleiters ist nicht nur positiv
zu betrachten. Erstens kann eine vorhandene Kapazität bis auf Null abgebaut werden,
zweitens können eventuelle Umwandlungs- und Folgeprodukte ebenfalls zu
einer Veränderung der Wasserqualität beitragen, die wiederum die Nutzungsmöglichkeiten
einschränkt.
Tatsächlich sind es vielfältige Faktoren und Prozesse, die zur Grundwasserbeschaffenheit
beitragen (Abb. 4-3).
Endbericht - März 2009 31

Faktoren der Grundwasserbeschaffenheit
Gesteinsbeschaffenheit
Löslichkeit
je nach Gestein und Temperatur
der Grundwasserleiter
unterschiedlich
pH-Wert
Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht
Existenz von reaktivem Material
organischer Kohlenstoff
Pyrit
Redox-Potential (Sauerstoff)
Grundwassertypisierung
Prozesse beim Grundwasserfließen
Länge des Fließweges
Zunahme und/oder Änderung des Lösungsinhaltes (Eintragssituation, Grundwasseralter)
Adsorption, Desorption, Ionenaustausch
Änderung der Ionenverteilung
Redox-Prozesse
Löslichkeitsänderung z.B. von Eisen und Mangan infolge
Sauerstoffabnahme
Mikrobiologische Prozesse
Zersetzung organischer und anorganischer Verbindungen
(Nitrat, Sulfat)
Abb. 4-3. Auftretende Faktoren und Prozesse die zur Grundwasserbeschaffenheit
beitragen (zitiert in [4]: WENDLAND & KUNKEL, 1999, verändert)
Den mikrobiellen Prozessen kommt bei der Nitrateliminierung die größte Bedeutung
zu. In Abb.4-4 sind die wichtigsten mikrobiologischen Abbauvorgänge im Untergrund
dargestellt.
N 2
Nitratammonifikation
NH 4
+
NO 2
-
NO 3
-
Nitrifikation
Org. Substanz
(Protein)
Abb. 4-4. Biologischer Stickstoffkreislauf (in [4]: KLEMME, 1981)
Endbericht - März 2009 32

Prinzipiell sind es fünf Prozesse (in [4]: TIEDJE, 1994), die Nitrat in einer Boden-,
Gesteins- und Grundwasser- Umgebung mikrobiell reduzieren können (Tab. 4-1).
Tab. 4-1. Prozesse, die Nitrat reduzieren und kennzeichnende Charakteristika
(verändert nach TIEDJE, 1994 – ZITIERT IN [4])
Prozess
Produkte
Energie
liefernd
reguliert durch Umgebungsbedingungen, die
für den ablaufenden Prozess
erfüllt sein müssen
Assimilativ
NH 4 + ,
sehr geringer NH 4 + - Gehalt
Assimilation NH 4
+
Nein
organischer N
Dissimilativ
respiratorische
Denitrifikation N 2 N 2O NO Ja O 2 – Gehalt Anaerobe Umgebung
dissimilative
Nitrat-Reduktion
zu Ammonium NH 4
+
N 2 N 2O gering O 2 – Gehalt Anaerobe Umgebung
Nitrat–Respiration NO 2
-
Ja O 2 – Gehalt Anaerobe Umgebung
Nicht-
Respiratorische
Denitrifikation N 2O Nein ? Aerobe Umgebung
Als Denitrifikation wird im Folgenden die Nitratatmung von Bakterien bezeichnet,
bei der unter anaeroben Bedingungen Nitrat über Nitrit und Distickstoffoxid zu
Stickstoff reduziert wird. Die denitrifizierenden Bakterien verwenden in Abwesenheit
von Sauerstoff Nitrat als Wasserstoff-Akzeptor für ihren Stoffwechsel. Für die
Erhaltung des Lebens auf der Erde ist die Denitrifikation einer der wichtigsten Prozesse
des Stickstoffkreislaufs. Sie ist der einzige bekannte biologische Prozess,
welcher gebundenen Stickstoff wieder in molekularen Stickstoff (N 2 ) überführen
kann. Ohne diese Rückführung würde es zu einer Anreicherung des Stickstoffs auf
der Erdoberfläche und zu einer Verarmung in der Atmosphäre kommen. Die Auswirkungen
auf die Flora und Fauna wäre verheerend, da den Primärproduzenten
die Lebensgrundlage entzogen würde.
Als Denitrifikation wird der mikrobielle Reduktionsprozess zur Energiekonservierung
verstanden, bei dem Nitrat oder Nitrit durch denitrifizierende Bakterien veratmet
und zu gasförmigen Verbindungen umgewandelt wird. Als Endprodukt der
Endbericht - März 2009 33

Denitrifikation entsteht vor allem molekularer Stickstoff (N 2 ), aber auch Lachgas
(Distickstoffmonoxid, N 2 O) und gelegentlich Stickstoffmonoxid (NO). Stickoxide
entstehen meist nur, wenn Sauerstoff und Nitrat gleichzeitig veratmet werden (in
[4]: ABOU SEADA & OTTOW, 1985).
Etwa 1 – 10 % der Bodenbakterien (in [4]: OTTOW & FABIG, 1985) sind zur Denitrifikation
befähigt. Einige der bekanntesten Vertreter dieser so genannten Denitrifikanten
sind: Thiobacillus denitrificans, Pseudomonas denitrificans, Pseudomonas
aeruginosa, Gallionella ferruginea, Bacillus licheniformis, Serratia liquefaciens
(in [4] SCHLOE, 1996), Acidovorax-Gruppen sowie einige Pilze (u.a. Fusarium,
Acremonium, Aspergillus) (in [4]: MALINOWSKY & OTTOW, 1985). Der Lebensbereich
erstreckt sich sowohl auf den ungesättigten als auch auf den gesättigten
Bereich des Untergrundes. Der größte Teil der Denitrifikanten haftet als Biofilm
an der Bodenmatrix.
Da alle bis heute bekannten Denitrifikanten fakultative Anaerobier sind, stellt die
Denitrifikation eine ökologische Alternative zur Sauerstoffatmung dar (in [4]: OT-
TOW & FABIG, 1985; KNOWLES, 1982). Das Nitrat als Sauerstoffspender ermöglicht
somit den Bakterien auch bei vermindertem Sauerstoffpartialdruck oder Sauerstoffmangel
ihren aeroben Stoffwechsel aufrecht zu erhalten. Die Denitrifikation
ist folglich als Fortsetzung aerober Prozesse unter anaeroben Bedingungen zu sehen.
Nitrat übernimmt bei der Denitrifikation die Funktion eines alternativen Wasserstoffakzeptors
zur ATP-Bildung (Adenosintriphosphat).
Bei einer vollständigen Denitrifikation unter Sauerstoff-Abschluss lautet die allgemeine
bakterielle Umwandlungsformel:
−
2 NO
3
+ 10 (H) + 2 H + → N2 + 6 H 2 O Gl. 4.1.8
ADP + P → ATP
In der Mikrobiologie wird ein Reduktionsäquivalent als (H) dargestellt. Dies bedeutet,
dass der aus dem organischen Substrat (seltener direkt aus H 2 ) stammende
atomare Wasserstoff in den Zellen mit dem vom Nitrat stammenden Sauerstoff im
Sinne einer „biochemischen Knallgasreaktion“ reagiert. Die dabei entstehende
Energie wird zur Phosphoranlagerung an das ADP (Adenosindiphosphat) in der Zelle
genutzt. Als Ergebnis entsteht der zentrale Energiespeicher aller Organismen:
ATP (in [4]: nach SCHLEGEL, 1992 und CYPIONKA, 1999).
Endbericht - März 2009 34

Die Reduktion von Nitrat zu molekularem Stickstoff erfolgt schrittweise durch die
Enzyme Nitrat-Reduktase (NAR), Nitrit-Reduktase (NIR), Stickstoffmonoxid-
Reduktase (NOR) und Distickstoffoxid-Reduktase (N 2 OR).
NAR NIR NOR N 2 OR
NO − 3 ⇒ NO − 2 ⇒ NO ⇒ N 2O ⇒ N 2
Bei jeder Zwischenstufe erfolgt eine Elektronenübergabe, also ein Energiegewinn
für die Zelle.
ROHMANN & SONTHEIMER (1985) beschreiben, dass der gesamte Energiegewinn
bei der Denitrifikation bis zum molekularen Stickstoff um etwa 5% niedriger ist als
bei der aeroben Oxidation organischer Verbindungen. Die meisten denitrifizierenden
Bakterien sind aber nur in der Lage, ein oder zwei Reaktionsschritte der gesamten
Denitrifikation auszuführen (in [4]: GERMON, 1985).
Die Kinetik der Denitrifikationsreaktion wird durch die im Untergrund vorherrschenden
Milieubedingungen bestimmt. Von Bedeutung sind der pH-Wert, die Sauerstoffverhältnisse,
die Temperatur, sowie die Art und Menge der als Wasserstoffund
Kohlenstoffquelle erforderlichen Substrate.
Nach dem heutigen Kenntnisstand lassen sich zwei nach ihrem Stoffwechsel verschiedene
Prozesse der Denitrifikation unterscheiden:
- die heterotrophe-chemoorganotrophe Denitrifikation
- die autotrophe-chemolithotrophe Denitrifikation.
Im folgenden wird nur die autotrophe-chemolithotrophe Denitrifikation
weiter beschrieben, da nur sie eine Rolle bei der Verockerung spielt. Bei dieser Nitratreduktion
handelt es sich um eine Denitrifikation durch Metallsulfide (z.B. durch
Markasit (FeS 2 ), Phyrrotin (FeS), Pyrit (FeS 2 )), in den meisten bislang veröffentlichten
Fällen jedoch überwiegend durch Pyrit.
Es gibt für den Bereich Norddeutschlands bislang nur zwei Studien, die sich überhaupt
mit der Verbreitung reaktiven Materials, seiner Verfügbarkeit und seiner Heterogenität
befasst haben (Pätsch, 2006; Konrad, 2007).
Die autotrophe-chemolithotrophe Denitrifikation über Pyrit (FeS 2 ) ist in den
quartären Lockergesteinsaquiferen des norddeutschen Raumes sowie den angrenzenden
Ländern am häufigsten anzutreffen (in [2]: HOUBEN, 2000). Konrad weist
darauf hin, dass für Untersuchungsgebiete im norddeutschen Raum die Ergebnisse
von Laboruntersuchungen an reaktivem Material auf den Ablauf einer chemolithotrophen
Denitrifikation schließen lassen. Pätsch findet dies ebenfalls. Mithin
Endbericht - März 2009 35

gibt es weder in der Literatur noch aus dem Autor bekannten Schriften, noch aus
der analysierten Wasserchemie in Großenkneten einen Hinweis darauf, dass heterotrophe
Denitrifikation als relevante Quelle für einen Nitratabbau in Großenkneten
Frage kommt. Daher wurde dies auch nicht weiter berücksichtigt.
Bei Pyrit handelt es sich um eine Form des Eisendisulfids FeS 2 .
Eisendisulfid kommt in zwei Formen vor:
Markasit bildet orthorhombische Kristalle. Bei einer etwas geringeren Dichte
(4,85 bis 4,9) hat es jedoch dieselbe Härte wie Pyrit. Markasit ist weniger
stabil als Pyrit, daher kommt es weniger häufig vor.
Pyrit bildet im Gegensatz zu Markasit kubische Kristalle und besitzt mit 4,95
bis 5,2 eine höhere Dichte.
Diese Art der Denitrifikation ist in den quartären Lockergesteinsaquiferen des
norddeutschen Raumes sowie den angrenzenden Ländern am häufigsten anzutreffen
(in [4]: HOUBEN, 2000).
Man kann davon ausgehen, dass denitrifizierende Grundwasserleiter immer partikuläre
organische Substanzen, meist in Form von Braunkohle, enthalten. Eisendisulfide
(z.B. Pyrit) sind Begleitsubstanzen der Braunkohle. Man findet die Braunkohle
meist mehr oder weniger stark geschichtet in den tieferen Bereichen des
Aquifers.
Unter dem Begriff „autotroph“ versteht man Mikroorganismen, die die Fähigkeit
besitzen, ihren Zellkohlenstoff aus anorganischen Quellen zu beziehen. Als anorganische
Kohlenstoffquelle dienen in den meisten Fällen Kohlendioxid (CO 2 ) und
Hydrogencarbonat (HCO - 3 ). In Ausnahmefällen wird aber auch auf Kohlenmonoxid
(CO) zurückgegriffen.
Der Begriff „chemotroph“ bezeichnet die Art der Energiegewinnung über eine
Redox-Reaktion, in diesem Fall den Abbau des Nitrates.
Werden anorganische Stoffe (z.B. FeS 2 ) als Elektronendonatoren verwendet, so
spricht man von „Lithotrophie“. Durch Oxidation dieser Elektronenlieferanten
kann der Denitrifikant Energie gewinnen.
Die Denitrifikation über Pyrit wird nur von wenigen speziellen Mikroorganismen
durchgeführt. Thiobacillus denitrificans, der vor allem Schwefelverbindungen (Sulfide)
reduziert, wird oft als Beispiel in der Literatur genannt (in [4]: KÖLLE, 1991;
SCHLEGEL, 1992). Thiobacillus denitrificans ist obligat autotroph, es ist ihm nicht
möglich, organische Kohlenstoffverbindungen zum Aufbau von zelleigenem Kohlenstoff
zu nutzen.
Endbericht - März 2009 36

Ein anderer Vertreter, der Bakterienstamm Gallionella ferruginea (in [4]: POSTMA,
1990), bevorzugt dagegen zweiwertige Eisenverbindungen als Elektronendonatoren.
Ausnahmen bilden lithotroph denitrifizierende Bakterienstämme, welche molekularen
Wasserstoff (z.B. Paracoccus denitrificans) beziehungsweise Kohlenmonoxid
(z.B. Pseudomonas carboxydovorans) benutzen ( in [4]: SCHLEGEL, 1992).
Die allgemeine Denitrifikation über Pyrit verläuft nach den folgenden Reaktionsgleichungen
(zweistufig):
14 NO − 3 + 5 FeS 2 + 4 H + → 7 N 2 + 10 SO 2−
4 + 5 Fe 2 + + 2 H 2 O Gl. 4.1.9
NO − 3 + 5 Fe 2 + + 7 H 2 O → 0,5 N 2 + 5 FeOOH + 9 H + Gl. 4.1.10
Mit dem ersten Reaktionsschritt nach Gleichung 4.1.9 wird Eisen in Form von Eisen(II)-Ionen
aus dem Pyrit heraus mobilisiert. Diese Eisen(II)-Ionen werden wiederum
durch Nitratreduktion zu Eisen(III)-Oxidhydrat umgewandelt, welches dann
ausfällt (nach Gleichung 4.1.10).
Aus den Gleichungen 4.1.9 und 4.1.10 ergibt sich:
FeS 2 + 3 NO 3 - + HCO 3
-
2 SO 4 2- + FeOOH + 1,5 N 2 + CO 2 Gl. 4.1.11
Grundwässer, die durch diese Reaktionen geprägt sind, weisen häufig hohe Sulfatund
Eisen(II)-Konzentrationen auf. Bei sehr hohen Sulfid-Konzentrationen kann
der Umbau auch nur bis zum Schwefel erfolgen, der dann in die Zellen eingelagert
wird.
Da insbesondere Pyrit eng mit einer Vielzahl an Spurenstoffen vergesellschaftet
sein kann, geht eine Pyritoxidation meist mit einem Anstieg von Nickel-, Kobaltund
Arsengehalten einher (in [4]: KÖLLE, 1988).
Eine weitere wichtige Folgereaktion der Denitrifikation (Gleichung 4.1.9) ist die
Desulfurikation. In vielen Versuchen und Grundwasserbeschaffenheitsanalysen
konnte festgestellt werden, dass die zu erwartenden Sulfatkonzentrationen zum
Teil viel niedriger ausfielen, als die Stöchiometrie vermuten ließ. Der Grund hierfür
ist eine Sulfatreduktion durch sogenannte Desulfurikanten (z.B. Desulfovibrio-
Stämme).
Die Desulfurikation ist generell nach zwei vereinfachten Reaktionsgleichungen
möglich:
Endbericht - März 2009 37

SO 2−
4 + 2 C + 2 H 2O → 2 HCO − 3 + H 2S Gl. 4.1.12
4 H 2 + SO 2−
4 → 2 H 2 O + OH − + H 2 S Gl. 4.1.13
Diese Reaktionen können meist nur in tiefen Grundwasserleitern beobachtet werden,
da sie einen vollständigen Ausschluss von Sauerstoff und Nitrat erfordern
(anoxisches Milieu). Ausnahmen bilden z.B. Nadelwälder, da durch sehr geringe
Nitratanlieferungen die Desulfurikationszone fast bis an die Grundwasseroberfläche
reichen kann. Die Denitrifikation und die Desulfurikation laufen also in klar voneinander
getrennten Tiefenbereichen des Grundwasserleiters ab und schließen einander
aus.
Die Desulfurikanten sind streng anaerobe Mikroorganismen, denen unter Sulfatatmung
der partikuläre organische Kohlenstoff (C org ) aus dem Sediment als Energiequelle
dient. Als Endprodukt entsteht Schwefelwasserstoff (H 2 S), der mit geogenem
oder aus der Denitrifkationsreaktion (Gleichung 4.1.9) stammenden zweiwertigen
Eisen (Fe 2+ ) reagiert. Das dabei entstehende Eisensulfid (FeS 2 ) und Eisenhydroxid
(Fe(OH 2 )) wird ausgefällt. Dabei können Pyrit und / oder Markasit entstehen.
Eisendisulfid-Ausfällungen sind als Schwarzfärbung im anaeroben Sediment zu erkennen.
Die Sauerstoffzufuhr in die Verwitterungszone erfolgt vorzugsweise über den Luftpfad
durch den witterungsbedingten Feuchtewechsel im Bodenprofil, durch barometrische
Effekte sowie durch molekulare Gasdiffusion in der Bodenluft. Der Eintrag
gelösten Sauerstoffs mit der Grundwasserneubildung spielt im Vergleich dazu
mengenanteilig nur eine untergeordnete Rolle. Die Geschwindigkeit der Gasdiffusion
ist vom luftgefüllten Porenanteil und vom Diffusionsweg abhängig. Die Verwitterungsgeschwindigkeit
ist folglich oberflächennah am höchsten und wird mit zunehmender
Tiefe gedämpft.
Die diffusive Sauerstoffnachlieferung ist in den überwiegenden Fällen der umsatzlimitierende
Teilprozess der Pyritverwitterung. Zahlreiche quantitative Modelle der
Pyritverwitterung, z. B. (in [4]: PREIN 1994), bauen hierauf auf. Geht man davon
aus, dass der Sauerstoffeintrag mit der Grundwasserneubildung bereits seit der
Entstehung von Pyrit (10.000 vor unserer Zeit) stattfindet, wird deutlich, dass dieses
Material in den oberen Gesteinsschichten, sofern keine undurchlässigen Deckschichten
oder andere Sauerstoff zehrenden Prozesse dies verhindern, abgebaut
sein wird.
Endbericht - März 2009 38

Der Weg des Eisens aus dem Grundwasser in Oberflächengewässer ist in der folgenden
Abbildung skizzenhaft dargestellt. Dabei wird von einer Interaktion zwischen
dem Grundwasser und dem Oberflächengewässer ausgegangen. Praktisch
ist eine derartige Interaktion immer vorhanden. Wird ein Oberflächengewässer
vom Grundwasser gespeist, wird das im Grundwasser entstandene oder in das
Grundwasser transportierte Eisen mit dem Grundwasserstrom dem Oberflächengewässer
zugeleitet (Abb. 4-5).
A
aus GW gespeist
B
speisen GW
Legende:
Gelöstes Eisen
Richtung der GW-Strömung
A – Fluss wird aus Grundwasser gespeist (Infiltration)
B – Fluss speist Grundwasser (Exfiltration)
Abb. 4-5. Mögliche Interaktionen zwischen Grundwasser und Oberflächenwasser
(verändert nach WINTER et. Al, 1998).
Die Abb. 4-5. A zeigt skizzenhaft, wie gelöstes Eisen mit der Richtung der Grundwasserströmung
in das Oberflächengewässer eingeleitet wird. Dabei ist die hydraulische
Interaktion über die Austauschrate charakterisiert. Diese Austauschrate
hängt wiederum von vielen Faktoren ab ([10]: STAUFFER et al. 2008):
• Hydrogeologischer Situation unter dem/beim Fluss,
• Hydraulischen Eigenschaften unter dem/beim Fluss,
• Räumlicher Verteilung der hydraulischen Eigenschaften,
• Inhomogenitäten, Schichten, Linsen,
• Eigenschaften der hyporheischen Zone,
• Geometrie Flussbett, zeitabhängig,
Endbericht - März 2009 39

• Ausbildung schwach-durchlässiger Schicht im Flussbett, Kolmatierung inf.
Sedimentation/ phys./chem./biol. Prozesse, zeitabhängig.
• Räumlich variabler Kolmatierung, kann von Infiltrations/ Exfiltrationsbedingungen
abhängig sein,
• Gesättigten und/oder ungesättigten Bedingungen unter dem Flussbett, zeitabhängig,
• naher Vegetation,
• Eingestaute / nicht-eingestaute Flussabschnitte,
• Häufig lineare Beziehung zwischen Austauschrate und Wasserspiegeldifferenz
zwischen Fluss und Grundwasser angenommen.
• Wasserspiegeldifferenz schließt Effekt von vertikalen Flusskomponenten ein,
• Beziehung kann nicht-linear sein (z.B. Rushton & Tomlinson, 1979),
• Dupuit-Annahmen in 2D-Modellen,
• Temperatureinfluss auf Austauschrate (z.B. Constantz et al., 1994),
• Austauschrate kann lokal gemessen werden (z.B. Kaleris, 1998); schwierig,
räumlich variabel,
• Austauschrate kann durch Messung des Durchflusses über einen Flussabschnitt
abgeschätzt werden; nicht immer machbar.
Viele der oben genannten Charakteristika sind in Felduntersuchungen gar nicht
oder nur unter hohem technischen und finanziellen Aufwand bestimmbar. Daher
werden Austauschparameter gewöhnlich durch die Modellkalibrierung bestimmt.
Dies ist auch im vorliegenden Modell aus wirtschaftlichen Gründen so gemacht
worden.
Die Aufzählung zeigt jedoch schon die Unsicherheiten bei der Festlegung der Austauschrate,
wie auch den Bedarf nach weitergehenden Untersuchungen, um eben
einen Teil dieser Unsicherheiten aufzuklären.
Endbericht - März 2009 40

4.2 Wie schadet Ocker
INFOBOX B: - Schädlichkeit von Eisen
Zitiert aus:
[3] Bent Lauge Madsen; Ocker – ein Gewässerproblem, gegen das wir einiges tun können;
Herausgeber: Edmund Siemers-Stiftung; Erscheinungsjahr: 2006; ISBN 3-932681-
46-0;
Das gelöste Eisen und das saure Wasser sind sowohl für Wirbellose als auch für Fische
giftig. Je saurer das Wasser ist, desto gefährlicher ist das Eisen. In sehr saurem Wasser
ist auch Aluminium gelöst, das noch giftiger wirkt. Je kälter das Wasser ist, desto
schlechter ertragen Jungforellen das Eisen und die Versauerung. Dies ist ein unglücklicher
Umstand, da gerade im Winter die höchsten Eisenkonzentrationen in den Fließgewässern
zu finden sind. In Gewässern, die gesunde Populationen von Wirbellosen und
Fischen aufweisen sollen, darf gelöstes Eisen nur in bestimmten, geringen Mengen vorkommen.
Viele Wirbellose, Forellen-Eier und Jungfische können bei Konzentrationen
über 0,5 mg/L nicht existieren – und diese Konzentration ist leicht erreicht. Ältere Forellen
können etwas mehr ertragen. Gelöstes Eisen kann z.B. auf Fischkiemen oxidieren.
So belegt es sie mit einer dichten Schicht und die Atmung wird gestört. Die Fische ersticken.
Das geschieht so auch mit Wirbellosen, die oftmals fast einen „Ockerpanzer“ tragen.
Der rote Ocker ist zwar nicht giftig, kann aber die Lebensbedingungen der Gewässerorganismen
erheblich verschlechtern. Einige Wasserpflanzen können Ocker allerdings
ertragen – und dies nutzt man zur Ockerreinigung in speziellen Anlagen. Aber die meisten
Wasserpflanzen und Algen, von denen sich auch die Wirbellosen ernähren, fühlen
sich in ockergetrübtem Wasser nicht wohl, unter anderem weil Lichtmangel herrscht.
Auch kann unklares Wasser Fische darin beeinträchtigen, ihre Beute zu erkennen. Ocker
kann die Vermehrung von Forellen unterbinden. Sie graben ihre Eier im Spätherbst in
kiesigen Gewässergrund ein. Dort werden sie „ausgebrütet“, sie entwickeln sie sich über
den Winter und die Forellenlarven schlüpfen im Frühjahr. Die Eier befinden sich also
genau in der Zeit im Kiesbett, in der am meisten Sauerstoff im Wasser löslich ist. Damit
die Eier „reifen“ können, muss während der gesamten Zeit sauerstoffreiches Wasser
durch den Porenlückenraum des Kieses strömen. Ocker aber kann die feinen Poren
verschließen, die Oxidation der Eisenverbindungen den Sauerstoffgehalt herab setzen.
So sterben dann die Eier ab.
Eisen ist ein wesentlicher Nährstoff für Pflanzen und Tiere. Ohne Eisen kann die
Photosynthese der Pflanzen nicht ablaufen, ohne Eisen findet kein Sauerstofftransport
Auch Fische und andere Wassertiere benötigen für ihre Stoffwechselvorgänge
eine geringe Menge Eisen.
Für den Menschen ist Eisen in Massenbereichen zwischen 1 bis 3 Gramm, je nach
Lebensalter und Konstitution, toxisch. Die mit Trinkwasser i.d.R. aufgenommenen
Massen liegen bei geringen vorhandenen Konzentrationen weit unterhalb dieser
Werte. Der tägliche Bedarf eines Erwachsenen beträgt ca. 5 mg Eisen, wobei unlösliches
Eisenoxid im Magen kaum resorbiert wird. In der TWV ist der Grenzwert
für Trinkwasser für Eisen – Gesamt mit 0,2 mg/L niedrig festgelegt, da ab 0,3
mg/L der Geschmack des Wassers beeinträchtigt wird.
Endbericht - März 2009 41

Die Höhe der zu tolerierenden und tolerablen Eisenkonzentration in Fischgewässern
ist in der Literatur nicht eindeutig festgelegt.
INFOBOX C: – Zusammenstellung von
Grenzwerten
Fe 2+
Konzentrationen
in der Forellenzucht

In ABWV (2004 – [13]) wird ein allgemeiner Emissionsgrenzwert für Eisen von 0,1
bis 5 mg/L angegeben, SCHLAEGER (2003 – [14]) zeigt in einer Übersicht über die
Zielvorgaben ausgewählter Bundesländer für Güteklasse II bis III, dass in Fließgewässern
ein Immissionsgrenzwert von 1,5 bis 3 mg/L nicht überschritten werden
sollte.
Hohe Eisenkonzentrationen sind zudem für Wasserinsekten, Wirbellose
und Fischeier schädlich.
Neben dieser direkten Einwirkung von Eisen durch gelöstes Fe 2+ schädigt
Eisen auch indirekt über die Fällung von Eisen-Ocker.
Das durch den Ausfall von Eisen entstehende Ocker ist für die Organismen ungiftig.
Es überzieht jedoch als Sediment den Boden der Gewässer mit einer sterilen
Schicht und setzt als Gemisch mit Sand das Kieslückensystem zu (siehe Abb. 4-6).
Stoffanlagerung
Schwebstoffe
Sedimentation
Transport
Stoffumwandlung
Stofffreisetzung
Schwebstoffe
Konsolidierung
sedimentierter Ocker + Sand
Alterungs- und Abbauprozesse
Erosion
Abb. 4-6. Ocker-Transport als Schwebstoff und Sediment (verändert nach SCHON-
LAU, 2007 [15])
Dies führt zu verschlechterten Lebensbedingungen und wirkt sich negativ auf die
Artenzusammensetzung der Gewässer aus. Die Assimilationsfähigkeit von Algen
und Wasserpflanzen wird unterbunden und der Aufwuchs vernichtet. Infolge des
Fehlens von Algen und Wasserpflanzen finden sich dann auch weniger Insekten.
Für die Betrachtung der Gewässergüte, insbesondere der Entwicklung der Gewässergüte,
sind die feinen Sedimente bzw. Schwebstoffe auf Grund ihrer großen spezifischen
Oberfläche und der Fähigkeit von Sedimentation, Konsolidierung, Erosion
und erneuter Transport in der Wassersäule besonders relevant für den partikulären
Transportkreislauf (z.B. SCHNOOR (1996 – [16])).
Endbericht - März 2009 43

4.3 Bekämpfung von Verockerung
INFOBOX D: - Schädlichkeit von Eisen
Zitiert aus:
[3] Bent Lauge Madsen; Ocker – ein Gewässerproblem, gegen das wir einiges tun können;
Herausgeber: Edmund Siemers-Stiftung; Erscheinungsjahr: 2006; ISBN 3-932681-
46-0;
Es gibt zwei unterschiedliche Möglichkeiten diese Verunreinigung zu bekämpfen. Einerseits
können wir vorbeugen, damit sie erst gar nicht entsteht, andererseits müssen wir
die Folgen bekämpfen. Das ist genau so wie bei Gesundheit und Krankheit. Man kann
gesund leben oder muss versuchen, Krankheiten mit Medizin in Schach zu halten, die
die Symptome bekämpft, aber die Ursachen nicht entfernt.
Die effektivste Methode der Ockerbekämpfung ist zu verhindern, dass Pyrit oxidiert
wird. Er soll wieder so im Boden eingeschlossen sein, dass Sauerstoff nicht hinzu treten
kann. Dies löst die Ockerverunreinigung an der Quelle, an der „Wurzel allen Übels“. In
der Praxis bedeutet das, den Wasserstand anzuheben, so dass entwässerte, pyritreiche
Feuchtwiesen wieder feucht werden. Von Bedeutung ist dies insbesondere
in solchen Gebieten, die keinem hohen Nutzwert mehr besitzen. Diese Lösung kann
allerdings in flächenhaft intensiv genutzten Bereichen vollkommen überteuert und unrealistisch
werden. Eine andere Methode der Ockerbekämpfung ist die Reinigung des Wassers
in einem Ockersee. Auf kurze Sicht ist dies die billigere Lösung, aber sie beseitigt
die Probleme nicht. Der Einsatz ist langwierig, der See muss unterhalten werden. Er
muss geleert werden, bevor er mit Ocker gefüllt ist. Allerdings erhält man „viel Umwelt
für`s Geld“.
Wie im vorangegangen Kapitel dargelegt wurde, sind die Transportpfade und die
Herkunft der Eisenbelastung in Oberflächengewässern unterschiedlich. Grundsätzlich
kann unterschieden werden zwischen dem Transport aus der ungesättigten
Zone (der durch Grundwasserabsenkung freigelegten Zone) und dem Transport
aus dem Grundwasser.
Der Transport aus der ungesättigten Zone wird z.B. durch die Entwässerung (Drainage)
ausgelöst. Dabei wird der Grundwasserstand abgesenkt und Pyrit aeroben
Bedingungen ausgesetzt. Die hieraus entstehende Verockerung wird nachfolgend
als autochthone Verockerung bezeichnet. Sie entsteht durch Umsetzungsprozesse
direkt in einem Gebiet (lokal, z.B. Biotop), es gibt keine großen Transportwege,
die Verockerung geschieht im unmittelbaren Einflussbereich einer auslösenden
Veränderung, hier z.B. des Zutritts von Sauerstoff.
Die autochthone Verockerung klingt nach 3 – 5 Jahren ab, da Dauer und Intensität
vom Eisengehalt im durch die Drainage belüfteten Bereich des Bodens abhängen.
Im Gegensatz dazu steht die allochthone Verockerung, die durch vom Bildungsort
(also dem Gewässer) entferntes, durch Transportvorgänge in fremde Umgebung
verbrachtes Eisen (Fe 2+ ) verursacht wird (regional).
Die allochthone Verockerung ist durch den Transport von Fe 2+ mit dem Grundwasserstrom
in das Oberflächengewässer ausgelöst. Sie hält an, solange im Grundwasserleiter
Fe 2+ entsteht (z.B. durch Denitrifikation – vgl. Kapitel 4.1) und trans-
Endbericht - März 2009 44

portiert wird. Die Intensität und die Lebensdauer dieses Prozesses ist nur grob abschätzbar.
In Abb. 4-7 ist in Anlehnung an PRANGE (2007) ein Fließdiagramm dargestellt,
dass unterschiedliche Strategien zur Bekämpfung der Verockerung anbietet. Je
nach Herkunft der Verockerung erweisen sich demnach unterschiedliche Maßnahmen
als zielbewusst.
Grundsätzlich sind zunächst Punkt- oder Linienquellen (Drainagen) von diffusen
Quellen (nicht genau lokalisierbare bzw. flächenhafte Stoffeinträge in Gewässer
stammen aus einer diffusen Quelle) zu unterscheiden.
Verockerung
diffuse Quellen
Identifikation
Punkt- / Linienquellen
Landschaft
Auetal
Flaches Gelände
Minderung diffuser Stoffeinträge
Wiedervernässung
Ufer-Randstreifen
Sohlanhebung
Umstellung Bewirtschaftung
Auetal aufstauen
Winter Ockersee
Ockersee
Umstellung Gewässer-Unterhaltung
Abb. 4-7. Strategien zur Bekämpfung der Verockerung (verändert nach Prange,
2007)
Die Lösung des Ockerproblems ist dann gegeben, wenn kein Fe 2+ transportiert
wird, Pyrit nicht mehr oxidiert werden kann, also kein Sauerstoff und kein Nitrat
zur Verfügung stehen. Je nach Quelle der Verockerung sind unterschiedliche Lösungsstrategien
möglich. Ockerseen sind z.B. dann eine Lösungsmöglichkeit, wenn
es sich um Punkt- oder Linienquellen handelt. Bei diffus auftretender Verockerung
ist die Ursachen- vor der Symptombekämpfung auszuführen. So kann in Auetälern
durch die Erhöhung der Wasserstände eine Wiedervernässung erreicht werden, so
dass Pyrit in angrenzenden Gebieten wieder unter anaeroben Bedingungen vorliegt.
In flachem Gelände, in dem starke Interaktionen zwischen Grundwasser und
Endbericht - März 2009 45

Oberflächenwasser vorliegen, könnten z.B. während der Wintermonate Nutzflächen
überschwemmt werden. In PRANGE (2007) werden Beispiele für solche Vorgehensweisen
dargestellt. Im Winter wird dadurch die Sedimentation von Ocker und
Nährstoffen erreicht, so dass eine Auswaschung des Eisens vermindert wird. Das
Problem ist die Flächenintensität solcher Maßnahmen. PRANGE (2007) berichtet
von Größenordnungen bis zu 400 ha, die durch solche Maßnahmen betroffen sein
können. Bei einer durchschnittlichen Größe der landwirtschaftlich genutzten Fläche
aller Betriebe in Niedersachsen von etwa 50 ha (DIE LANDWIRTSCHAFT IN NIE-
DERSACHSEN, 2006 – [18]) wird jedoch auch deutlich, dass derartige Maßnahmen
häufig nicht praktikabel sein werden.
Als generelle Maßnahme sollte eine Umstellung der Gewässerunterhaltung erwogen
werden (PRANGE, 2007). Eine Unterhaltung mit Mähkorb kann sowohl bereits sedimentierten
Ocker, als auch gelöstes Eisen aus unoxidierten Sedimentschichten
freisetzen, was sich in der Folge wieder negativ auf das Gewässer auswirken kann.
So kann infolge mehrmaliger manueller Pflanzenmahd pro Jahr bereits ein konstanterer
Wasserstand erreicht und die Pyritoxidation verhindert werden (PRANGE,
2007). Nach MADSEN UND TENT (2000 – [5]) können Mäandrierungen ebenfalls
eine Verockerung verhindern. Sie berichten von einem Projekt in Dänemark, bei
dem durch die Verlängerung der Fließstrecke eines 1800 m längen Gewässerabschnittes
um 550 m die Konzentration gelösten Eisens um 75 % vermindert werden
konnte.
Als Ursachenbekämpfung kommt zudem die Verminderung der diffusen Stoffeinträge
in Betracht. Hier ist im allgemeinen u.a. die Anlage von Uferrandstreifen zu
sehen, die direkte Sediment- und Nährstoffeinträge in Gewässer verringern und
bei mit Gehölz bestandenen Gewässerrandstreifen die Entwicklung einer naturnahen
Ufermorphologie begünstigt. Beidseitig des Gewässers angelegte Randstreifen
erzielen hier die größte Wirkung. Uferrandstreifen können nicht landwirtschaftlich
oder anderweitig genutzt werden und der Einsatz von Dünge- und Pflanzenschutzmitteln
muss hier unterbleiben. Die Uferrandstreifen müssen in der Folge der natürlichen
Sukzession überlassen werden. Beschränkt sich die Gewässerentwicklung
auf Uferrandstreifen, ist davon auszugehen, dass Maßnahmen zur schonenden Gewässerunterhaltung
weiterhin erforderlich sind. Die dauerhafte Anlage eines Gewässerrandstreifens
setzt den Flächenerwerb z.B. durch den am Gewässer tätigen
Wasser- und Bodenverband voraus.
Für die Breite und Gestaltung der Uferrandzone existieren je nach Bundesland unterschiedliche
Anforderungen. Die Auswirkungen und der Nutzen einer Randzone
gleicher Breite können jedoch an unterschiedlichen Standorten stark voneinander
abweichen. Die Effekte eines Uferrandstreifens (z.B. im Hinblick auf die Verockerung)
sind von der Hydrologie der Umgebung – Interaktion Grundwasser-Gewässer
– der Vegetation, dem Stoffdepot von oxidierbaren Eisenverbindungen (z.B. Pyrit)
Endbericht - März 2009 46

sowie der Gewässerstruktur (Mäander, gerade Strecken) und naturgemäß der aktuellen
Nutzung (Grünland, Acker) abhängig.
In Abb. 4-8 ist ein Zusammenhang beispielhaft für 3 unterschiedliche Lokationen
bei unterschiedlichen Eintragniveaus von Stickstoff dargestellt. Bei einer maximalen
Breite des Uferrandstreifens ist innerhalb von 15 m ein Großteil des Stickstoffes
umgewandelt worden.
EINTRAG
N-Gesamt [mg/L]
GEWÄSSER
Breite Uferrandstreifen in [m]
Abb. 4-8. Wirkungsbreite von Uferrandstreifen unterschiedlicher Lokationen auf
den Umsatz von Stickstoff (nach DOYLE, 1979 in MANDER, 2006)
Ist der Gewässerzustand z.B. stark von allochthonen Beeinträchtigungen geprägt,
wie bei der Verockerung durch den Transport von gelöstem Eisen (s.o. Fe 2+ ), sollten
die oben beschriebenen Zusammenhänge untersucht werden, sowie in einem
Monitoringprogramm der Erfolg von Maßnahmen nachgezeichnet werden. Insbesondere
die Transformations- und Rückhaltevorgänge in der hyporheischen Zone
sind bislang nicht ausreichend untersucht und häufig widersprüchlich (KOCH, 2007
– [19]). Die Prozessdynamik, der Wasser- und Nährstoffhaushalt, präferentielle
Fließwege von Wasser, Feststoffen und Nährstoffen ist in der Regel für Gewässerabschnitte
nicht bekannt. Ebenso wenig bekannt sind die unterirdischen Wechselwirkungen
zwischen Sickervorgängen in der ungesättigten Zone mit Grundwasser
und Gewässer. KOCH (2007) stellte dar, dass der Rückhalt von lateral in die Uferzone
eingetragenen Stoffen zu Anreicherung, Sedimentation und Zwischenspeicherung
in der äußeren Uferzone führen kann. Die Bodeninfiltration – Sickerung in der
ungesättigten Zone – und der Grundwasserabfluss sind hierbei dominante Prozesse.
Präferentielle Wasserbewegungen zum Gewässer finden z.T. in größeren Tiefen
unter den Uferzonen hindurch statt. Dadurch werden wiederum deren Rückhaltefunktion
dem wassergebundenen Transport von Stoffen eingeschränkt.
Endbericht - März 2009 47

Wenn, wie für die allochthone Verockerungsproblematik zu vermuten ist, diese
Fließwege und hier insbesondere die Uferzone eine herausragende Rolle für die
Transformationsprozesse und die Nährstoffdynamik spielen, besteht für deren Untersuchung
generell ein hoher Forschungsbedarf.
Insbesondere sind die folgenden Fragen zu stellen:
• Welchen tatsächlichen Beitrag leistet die Uferzone an unterschiedlichen Lokationen
im Gewässerverlauf zum Gewässerschutz?
• Welche Prozesse dominieren beim Wasser- und Stofftransport in der Uferzone?
• Wie intensiv, heterogen und variabel sind die Prozesse und Prozessregler?
• Findet in Uferzonen prioritär Nährstoffanreicherung oder Reduktion statt?
• Wie läuft die Nährstoffdynamik innerhalb der Uferzonen ab?
• Durch welche einfachen Indikatoren werden komplexe Uferzonenprozesse
angezeigt?
• Können konkrete Empfehlungen zur landschaftsplanerischen Uferzonengestaltung
gemacht werden?
Im vorliegenden Projekt konnten nicht alle diese Fragen beantwortet
werden, was in der thematischen Ausrichtung, sowie der zeitlichen und
finanziellen Ausstattung begründet war. Das Projekt war jedoch auch als
erster Schritt auf dem Weg zur Abbildung der Interaktion zwischen
Grundwasser-Oberflächenwasser sowie der Verockerungsproblematik
aufgelegt worden.
Endbericht - März 2009 48

4.4 Eisen in der Landschaft
Je nach Region hat jedes Grundwasser seine charakteristische Zusammensetzung,
abhängig unter anderem von der Bodenbedeckung, den Untergrundverhältnissen,
der Bodennutzung und den hydrologischen Einflüssen. Zusätzlich zu dieser „natürlichen“
Beschaffenheit ist Grundwasser in der Region Cloppenburg durch die intensive
landwirtschaftliche Nutzung auch unterschiedlich durch den Menschen beeinflusst.
Eine Besonderheit des Untersuchungsgebietes ist das Vorkommen von hohen Eisenkonzentrationen
im Boden. Hierzu berichtet GRAUPNER (1982 – [20]) in der
Arbeit „Raseneisenstein in Niedersachsen – Entstehung, Vorkommen, Zusammensetzung
und Verwendung“.
Wie aus Abb. 4-9 ersichtlich, liegt das Untersuchungsgebiet der Oberen Lethe ungefähr
ab Höhe der Talsperre Lethe im Bereich von Raseneisensteinvorkommen.
Legende:
Obere Lethe
Bereich der untersuchten Lethe
Talsperre Lethe
… w Weichseleiszeitliche Flussablagerungen (Sande
und Kiese)-Niederterrasse Talsand* mit Raseneisenerz
(hauptsächlich Festerz – dieses zumeist schon
abgebaut
* Der Talsand ist z.T. überdünt und enthält vertorfte Rinnen
mit Raseneisenstein, weitgehend abgebaut.
Abb. 4-9. Raseneisenstein – Vorkommen im Untersuchungsgebiet - Übersicht
(verändert nach GRAUPNER, 1982)
Raseneisenstein oder -erz entsteht in fein- bis mittelkörnigem Sand bzw. Torfen
feuchter und sumpfiger Niederungen, die von eisenhaltigem Grundwasser durchströmt
werden. Bodentypologisch handelt es sich um Gleye, die mehr oder weniger
podsoliert oder auch vermoort sein können. Das mit dem Grundwasser geführte
Eisen (sowie Mangan und Phosphor) fällt durch Oxidation oberflächennah aus und
verfestigt sich nachträglich mit dem Mineralboden zu Raseneisenstein.
In Abhängigkeit von der Art und Menge ihrer Zusammensetzung und der Verfestigung
können krümelige bis sehr feste Aggregate auftreten.
Endbericht - März 2009 49

Auf Grund klimatisch günstiger Verhältnisse lag die Hauptbildungsphase des Raseneisensteins
zwischen dem Ende des Boreals und dem Beginn des Atlantikums
(vor 9.000 bis 4.500 Jahren). Dieser Prozess ist auch heute noch nicht abgeschlossen.
Raseneisenerz steht durchschnittlich 3 bis 6 dm unter der Rasensohle (daher
der Name) in 2 bis 8 dm mächtigen Schichten an. Es kann in Form rundlicher Blöcke,
schalenförmiger Bänke oder nesterförmig als kleine Knollen auftreten. Die
Größe einzelner Lagerstätten schwankt zwischen 0,8 und 3 m³. Für den Bereich
des Untersuchungsgebietes beschreibt GRAUPNER (1982) das Vorkommen von Raseneisenstein
insbesondere am Oberlauf der Hunte, zwischen Großenkneten und
Huntlosen, sowie in der Gegend um Friesoythe und Garrel. Insgesamt liegt nur eine
geringe Anzahl von tatsächlich untersuchten Proben vor, insbesondere für das
Untersuchungsgebiet lagen keine Zahlen vor.
Legende
Wassersystem
wassersystem
BEZEICHNUN
Talsperren und Pumpstation
Feldmühlenstau
Forellentalsperre
Lethetalsperre
Sumpftalsperre
Pumpstation
Zuleiter zuleiter
Lethe rivers_lethe
Verbreitungsgrenze Raseneisenerzvorkommen
nach Graupner 1982, siehe auch Abb. 4 - 9.
Westlich von dieser Linie : Vorkommen
Östlich von dieser Linie : kein Vorkommen
Lethetalsperre
Verbreitungsgrenze Raseneisenerzvorkommen
nach Graupner 1982, siehe auch Abb. 4 - 9.
Nördlich von dieser Linie : Vorkommen
Südlich von dieser Linie : kein Vorkommen
Forellentalsperre
Feldmühlenstau
0 240 480 960
Meter
Abb. 4-10. Rasenisenstein – Vorkommen im Untersuchungsgebiet – Ahlhorner
Teiche
Aus der Abbildung 4-10 wird deutlich, das im Untersuchungsgebiet, zumindest
oberhalb der Talsperre Lethe, nicht oder nur in geringerem Maße mit Raseneisenerzablagerungen
zu rechnen ist.
Endbericht - März 2009 50

4.5 Regionale Betrachtung
ERLÄUTERUNG: als regional wird im folgenden die Größe des Einzugsgebiets des Wasserwerkes Großenkneten
betrachtet. Lokale Betrachtungen bedeuten die Einbeziehung des Bereiches, der durch die Transekte abgebildet
wird.
Nachfolgend dargestellt sind die Auswertungen von durch den OOWV erhobenen
Daten zur Grundwasserbeschaffenheit im Einzugsgebiet des Wasserwerks Großenkneten.
Es liegen keine Daten zur Gesteinschemie vor. Dies ist in den regulären
Monitoringuntersuchungen weder vorgesehen, noch wurde es bislang gefordert.
Der OOWV hat jedoch in anderen Wassergewinnungsgebieten in Norddeutschland
die Erhebung von Daten zur Gesteinschemie, und hier vor allem von
Sulfidschwefel, Gesamtschwefel und organischem Material ideell und finanziell unterstützt.
Die Ergebnisse der ausgeführten Studien sind z.B. in Pätsch, 2006 und
Konrad 2007 nachzulesen. Interessant sind diese Studien deshalb, weil sie u.a. die
Verteilung reaktiven Materials, wie z.B. Pyrit, im Untergrund darstellen. Teilweise
wird im Folgenden auf diese Studien zurückgegriffen, um die prinzipiellen Vorgänge
bzgl. der Verteilung reaktiven Materials zu erläutern. Um überhaupt regional
Berechnungen zum zeitlichen Verlauf der Eisenfreisetzung anstellen zu können,
wurden Datensätze aus diesen beiden Arbeiten verwendet. Streng genommen gelten
sie natürlich nur für die Gebiete, in denen sie erhoben wurden. Auf Grund der
ähnlichen Bildungs- und Nutzungsgeschichte ist eine Übernahme in das Gebiet
Großenkneten jedoch möglich und sinnvoll gewesen, um wenigstens Größenordnungen,
bzgl. des Zeithorizonts über den sich Umsatzprozesse abspielen können,
herauszuarbeiten.
4.5.1 Grundwasserbeschaffenheit
Die Auswertung der Grundwasserbeschaffenheit in Vorfeldmessstellen der Einzugsgebiete
der Brunnenanlagen des Wasserwerks Großenkneten aus den Jahren 1989
bis 2005 zeigt bei über 55 % der Messstellen (72 betrachtete Messstellen – Mittelwerte
der Jahre 1989-2005) Eisen-Gesamtgehalte von über 0,2 mg/L an, bei etwa
30 % der Messstellen liegt der Eisengehalt bei über 2 mg/L, bei 20 % über 3 mg/L
mit Höchstwerten von bis zu 25 mg/L . Bei über 40 % der Messstellen liegt die Nitratgehalt
über 20 mg/L NO - 3 , bei 30 % der Messstellen bei über 50 mg/L NO - 3 . In
16 % der Messstellen lag der Nitratwert bei über 100 mg/L NO - 3 . Der Anteil von
Messstellen mit steigender bzw. fallender Tendenz liegt jeweils bei etwa 30%. Als
Maximalwert wurde im Jahr 2005 200 mg/L NO - 3 gefunden. Die Abbildung 4.11
zeigt die ausgeprägte vertikale Zonierung der chemischen Beschaffenheit des
Grundwasserleiters. Insbesondere der Einfluss der landwirtschaftlichen Nutzung
bildet sich durch erhöhte Nitratkonzentrationen ab. Daraus kann geschlossen werden,
dass eine anthropogene Belastung generell in den Tiefenlagen zwischen der
Grundwasseroberfläche bis zu zwischen 20 und 30 m uGOK vorhanden ist. In den
Zonen darunter hat bereits eine Denitrifikation stattgefunden.
Endbericht - März 2009 51

0
Fe (gesamt) [mg/L]
0 5 10 15 20 25 30
NO3 [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
Teufe der FOK
(m uGOK)
10
20
30
40
50
10
20
30
40
50
Teufe der FOK
(m uGOK)
60
60
0
0
10
10
Teufe der FOK
(m uGOK)
20
30
40
50
20
30
40
50
Teufe der FOK
(m uGOK)
60
NO 3 - [mg/L] O 2
[mg/L]
4 5 6
0 20 40 60 80 100 120 140
60
pH [-]
SO4 [mg/L]
0
10
10
20
20
30
30
40
40
50
50
Teufe der FOK
(m uGOK)
60
0
10
0 0 50 100 150 200 250 0 2 4 6 8 10 12 60
0
10
Teufe der FOK
(m uGOK)
20
20
30
30
40
40
50
50
60
60
Legende
0 5 10 15 20 25
Fe gesamt
[mg/L]
0 20 40 60 80 100 120 140
SO 4 2- [mg/L]
Grundwasserbeschaffenheitsdaten: Nitrat – NO3, Eisen-Gesamt – Fe (gesamt), pH-Wert –
pH, Sulfat – SO4
Grenzbereich in m u Geländeoberkante (m uGOK), ab dem Nitratkonzentrationen
auf Konzentrationen geringer als nachweisbar zurückgehen (C NO3

Aus diesen Daten kann eine definierte Grenze zwischen reduziertem und oxidiertem
Milieu (vgl. Definition Ínfobox E) im regionalen Grundwasserleiter abgeleitet
werden. Sie entspricht im Mittel der in Abbildung 4-11 eingetragenen rot dargestellten
Graden. Lokal gibt es im Untersuchungsgebiet Zonen im oberflächennahen
Grundwasser, in denen diese Zuordnung nicht gilt.
INFOBOX E- Redoxgrenze
Die Definition von Zonen, in denen überhaupt ein Abbau über eine Denitrifikation im Grundwasserleiter
stattfinden kann, kann über die Grenze zwischen reduziertem und oxidiertem Milieu im
Grundwasserleiter definiert werden (REDOXGRENZE). Eine weiterführende Betrachtung der Milieubedingungen
kann z.B. PÄTSCH, 2007 entnommen werden.
Nachfolgend wird der reduzierte Zustand eines Wassers (oder auch das reduzierte Milieu) dadurch
gekennzeichnet, dass Sauerstoff und Nitrat fehlen, Eisen, Mangan und Ammonium (sowie
andere reduzierte Substanzen) vorhanden sein können. Der oxidierte Zustand (oder das oxidierte
Milieu) ist durch die Anwesenheit von Sauerstoff und Nitrat, sowie die Abwesenheit der reduzierten
Komponenten gekennzeichnet (KÖLLE, 2003). Dabei wird das Nitrat dem oxidierten Milieu zugerechnet,
weil der Nitratsauerstoff für viele Mikroorganismen fast ebenso gut nutzbar ist, wie freier
Sauerstoff (KÖLLE, 2003).
Grundsätzlich sind die Nitratkonzentrationen negativ korreliert mit der Tiefe, in der
sie beobachtet wurden (vgl. Abb. 4-12). Diese Beobachtung zeigt, dass in oberflächennahen
Grundwasserleitern häufiger mit Nitratkontaminationen zu rechnen ist,
als in tiefen Grundwasserleitern.
In den tiefen Bereichen (40-50 m uGOK) des Grundwasserleiters sind wiederum
höhere Eisengehalte nachgewiesen worden, deren Herkunft wird in Kapitel 8 erläutert.
Endbericht - März 2009 53

Trend der Nitratab-
Tiefe der Filteroberkante m uGOK
60
50
40
30
20
10
nahme mit der Tiefe
der Entnahme in m
uGOK
Nitratgrenzwert
50 mg/L (TVO)
0
1 10 100
NO - 3
[mg/L]
Abb. 4-12. Nitratkonzentrationen, beobachtet im Einzugsgebiet des Wasserwerks
Großenkneten, über die Tiefe aufgetragen (72 Messstellen im Vorfeld, Mittelwerte
zwischen 1989-2005)
Ein Hinweis auf den Ablauf einer Denitrifikation über die Tiefe liefert die Betrachtung
des Grundwasseralters. Hierzu sind vom OOWV im Einzugsgebiet des Wasserwerks
Großenkneten Untersuchungen ausgeführt worden, die DHI zur Verfügung
gestellt wurden. Zur Methodik und der Auswertung sei auf den Bericht
des OOWV verwiesen (Helis, 2006).
Als das "Alter" eines Grundwassers wird die Zeitdauer bezeichnet, die seit dem Zutritt
des Wassers in die gesättigte Zone, der Grundwasserneubildung, bis zum Zeitpunkt
der Probenahme vergangen ist.
Das Grundwasseralter lässt sich mittels der Tracermethode z.B. über die Konzentration
von Spurenstoffen im Grundwasser ermitteln.
Als Ergebnis der Untersuchung wird die Aufenthaltszeit des Grundwassers im
Grundwasserleiter berechnet. Diese Aufenthaltszeit entspricht dann in der Modellvorstellung
dem Grundwasseralter.
Die berechneten Modellalter sind in Abbildung 4.13 über die Tiefe aufgetragen.
Endbericht - März 2009 54

0
Tiefe (m u GOK)
5
10
15
20
25
30
Skizze des Zusammenhangs
zwischen Tiefe des entnommenen
Grundwassers und dessen
Alter
35
40
0 10 20 30 40 50 60
Grundwasseralter (a)
Abb. 4-13. Alters-Tiefenverteilung in Großenkneten (5 Messstellen, Tiefenbereich
der Probenentnahme von 5,5 bis 35 m uGOK)
Dabei wurde von der Vorstellung ausgegangen, dass die Eintrags- und die Transportbedingungen
im gesamten Grundwasserleiter weitestgehend ähnlich sind.
Streng genommen kann eine solche Darstellung nur für einen Punkt gelten. Für
den Grundwasserleiter Großenkneten ist diese Vorgehensweise zulässig, da für das
betrachtete Gebiet von einer homogenen Struktur bzgl. der Durchlässigkeit ausgegangen
werden kann. Der Tiefenverlauf zeigt - nahezu ideal - die Zunahme des
Wasseralters mit der Grundwasserleitertiefe. Für die tiefste Messstelle (P 327 - Filteroberkante
35 m uGOK, Filterunterkante 39 m uGOK) ist das Grundwasseralter
bei zirka 50-55 Jahren. Die oberste Messstelle (P258, - Filteroberkante 5 m uGOK,
Filterunterkante 6 m uGOK) weist demnach ein Grundwasseralter von 0,5 – 1 Jahr
auf. Die übrigen Messstellen liegen zwischen diesen beiden Werten näherungsweise
auf einer Geraden.
Für die hydraulischen Verhältnisse lässt sich aus den Ergebnissen der Grundwasseraltersbestimmung
die vertikale Fließgeschwindigkeit ableiten. Geht man mit
Abb. 4-13 davon aus, dass sich das Grundwasseralter, vom mittleren Grundwasserspiegel
an gerechnet (in Großenkneten bei etwa 6 m uGOK), in 10 m Tiefenschritten
jeweils um 15 Jahre erhöht, erhält man eine vertikale Fließgeschwindigkeit
von etwa 0,7 m/a.
In Abbildung 4.14 sind die Modellalter gegen den Nitratgehalt aufgezeichnet. Die
maximalen Nitratgehalte sind mit einem Modellalter von 20-25 Jahren verknüpft.
Interessant ist der Sprung zu nächsten Modellalter, den 31-jährigem Grundwasser.
Hier sind nur noch 4 mg/L Nitrat nachweisbar, bei 37 m Tiefe nur noch 1 mg/L.
Auch diese Darstellung deutet an, auf Grund der wenigen Daten sicherlich mit we-
Endbericht - März 2009 55

niger Nachdruck, dass hier eine scharfe Grenze existiert zwischen reaktivem Bereich
und nicht reaktivem Bereich. Also zwischen einer Zone mit Denitrifikation und
einer Zone ohne den Ablauf eines Umsatzes.
200
180
160
140
hypothetische hyperbolische
Struktur (Skizze)
Nitrat [mg/L]
120
100
80
60
40
20
0
0 10 20 30 40 50 60
Grundwasseralter [a]
Abb. 4-14. Beziehung zwischen Modellalter und Nitrat-Konzentrationen an den
beobachteten Messstellen in Großenkneten (Daten aus Helis, 2006)
Geht man davon aus, dass in der Region bereits seit 50 – 70 Jahren mit Einträgen
von Nitrat zu rechnen war, so müssten Nitratkonzentrationen bis in Tiefen von 35–
50 m nachzuweisen sein (unter Ansatz einer vertikalen Fließgeschwindigkeit von
etwa 0,7 m/a). Dies ist jedoch nicht der Fall, wie bereits weiter vorn gezeigt wurde.
Die Grenze liegt etwa zwischen 20-30 m uGOK. Die gemeinsame Betrachtung
der übrigen Beschaffenheitsparameter, wie Sulfatkonzentration, pH-Wert und insbesondere
der Anstieg des Eisengehalts über die Tiefe, zeigt das Vorhandensein
einer chemolithotroph-autotrophen Denitrifikation an.
Prinzipiell wurden im Grundwasserleiter des Wasserwerkes Thülsfelde affine Mechanismen
beobachtet! Die Verteilung der Grundwasserbeschaffenheit sowie die
Verteilung des Grundwasseralters ähnelt sich, nahezu alle Parameter weisen eine
Affinität auf, die auf verwandte Bedingungen schließen lassen kann.
Aus diesem Grund werden nachfolgend die Gesteinsparameter dieses Gebietes
wiedergegeben.
Endbericht - März 2009 56

4.5.2 Gesteinsparameter
Wie bereits vorher beschrieben, existieren im Einzugsgebiet des Wasserwerks
Großenkneten keine Informationen über die Gesteinschemie, und ebenfalls keinerlei
Informationen über mögliche Abbaukinetik von Nitrat im Untergrund, ebenfalls
sind keinerlei Informationen über die Verteilung von reaktivem Material und
Abbauprozessen verfügbar.
Im Einzugsgebiet des Wasserwerks Thülsfelde liegen hierzu Informationen
vor (PÄTSCH, 2007). Da dieses Gebiet dem Einzugsgebiet des Wasserwerkes Großenkneten
bzgl. dessen geologischen und hydrogeologischen Eigenschaften ähnelt,
und zudem einer gleichen Nutzungsgeschichte unterliegt, werden nachfolgend einige
Ergebnisse aus diesem Gebiet präsentiert, mit dem Ziel, für die grundlegende
Betrachtung des Einzugsgebietes Großenkneten Daten zu übernehmen, um eine
Größenordnung und Spannbreite des Umsatzes ermitteln zu können (zum vertiefenden
Verständnis wird auf die Literatur hingewiesen: Pätsch, 2006 und Konrad,
2007).
Es sei hier nochmals ausdrücklich darauf hingewiesen, dass diese Betrachtung
kein Ersatz für eine eingehende Untersuchung der Gesteinschemie
im Gebiet Großenkneten sein kann.
Dargestellt sind zusammenfassend die Ergebnisse der Gesteinsanalysen an insgesamt
10 Messstellen in einem Einzugsgebiet von etwa 27 km 2 in Teufenbereichen
von 2 bis 35 m uGOK.
Die Darstellung der Tiefenverteilung der Schwefelgesamtgehalte, sowie der Sulfidschwefelgehalte
zeigt Abb. 4-15. Die Darstellung zeigt deutlich die Tendenz steigender
Gehalte der Schwefelspezies mit zunehmender Tiefe. Auffällig ist der
Sprung im Gehalt ab einer Teufe von etwa 20 mNN (entspricht etwa einer Entnahmeteufe
von 15 m uGOK). Hier steigen die Schwefelgesamtgehalte, wie auch
die Sulfidschwefelgehalte deutlich an, teilweise um ein bis zwei Zehnerpotenzen.
Deutlich wird ebenfalls, dass Schwefelgesamtgehalt und Sulfidschwefelgehalt hier
fast parallel verlaufen, es können gleiche Tendenzen abgeleitet werden. Schon aus
dieser Darstellung wird deutlich, wo reaktive Schichten zu suchen sind. Es zeigt
sich, dass der Aquifer Thülsfeld, erst ab einer Teufe von etwa 20 m uGOK Nitrat
abzubauen vermag. Die gefundenen Werte zwischen 15 bis 20 m uGOK liegen im
Bereich von 10 bis 100 mg/kg. Aus Versuchen mit diesem Material konnte kein
Abbau festgestellt werden (vgl. Pätsch, 2006).
Erst in tieferen Aquiferbereichen von 25 bis 40 m uGOK werden höhere Massenkonzentrationen
sowie ein Abbau von Nitrat mittels Pyrit nachgewiesen (vgl.
Pätsch, 2006).
Endbericht - März 2009 57

1 10 100 1000 10000
35
1 10 100 1000
35
30
30
25
25
Höhe [mNN]
20
15
10
5
20
15
10
5
0
0
-5
-5
Schwefelgesamtgehalt [mg/kg]
Sulfidschwefelgehalt [mg/kg]
Abb. 4-15.Tiefenprofil Schwefelgesamtgehalt & Sulfidschwefelgehalt [mg/kg] im
Einzugsgebiet Thülsfeld
4.5.3 Abbau von Nitrat
Die Definition von Zonen, in denen überhaupt ein Abbau über eine Denitrifikation
im Grundwasserleiter stattfinden kann, kann über die Grenze zwischen reduziertem
und oxidiertem Milieu im Grundwasserleiter definiert werden (vgl. Infobox
Seite 53).
In Wendland & Kunkel (1999) werden, zusammengefasst aus der Literatur (DVWK,
1999; Hannapel, 1996; Obermann, 1982; Hölting, 1984; Wendland, 1992) Konzentrationsbereiche
dargestellt, die als Grenzwerte für ein denitrifizierendes Milieu
angesehen werden können (Tab. 4-2).
Endbericht - März 2009 58

Tab. 4-2. Referenzbereiche für potentiell nitratreduzierende Grundwasserverhältnisse
(verändert nach WENDLAND & KUNKEL, 1999)
Parameter Reduzierte Grundwässer Oxidierte Grundwässer
Nitrat < 1 mg / L NO 3 Je nach Eintrag
Eisen (II) > 0,2 mg / L Fe (II) < 0,2 mg / L Fe (II)
Sauerstoff < 2 bis 5 mg / L O 2 > 2 bis 5 mg / L O 2
Mit diesem Ansatz wird nachfolgend gearbeitet. Bei den nach Tab. 4-2 definierten
Bereichen handelt es sich jedoch nicht um exakt definierte Grenzkonzentrationen
von reduzierten und oxidierten Grundwässern. Die Grundwassertypen überlappen
sich in der Regel, die genannten Konzentrationen sind somit als orientierende Werte
zu betrachten. Ein Wasser, das nitratfrei ist, und einen hohen Gehalt an Eisen
und Mangan aufweist, kann als reduziert bezeichnet werden.
Die einzelnen Parameter, die zur Interpretation von Grundwasseranalysen bezüglich
von Nitratabbauvorgängen von Bedeutung sind, werden im Folgenden dargestellt.
Eisen (II)
Die Aufnahme von durch anthropogene Ursachen gelöstem Eisen (II) durch
Grundwasser kann über vier bekannte Reaktionspfade geschehen (KÖLLE, 2001):
• Reduktion von Eisen (III)-Verbindungen
• Oxidation von Eisensulfiden durch Nitrat (Denitrifikation durch Pyrit)
• Oxidation von Eisensulfiden durch Luftsauerstoff
• Auflösung von Eisenverbindungen durch Säureeinfluss.
Die häufigste gelöste Eisenspezies im Grundwasser ist das Fe(II)-Ion. Seine Konzentration
im Grundwasser ist von der Masse und Reduzierbarkeit der Eisenminerale,
sowie von der Durchlässigkeit und chemischen Beschaffenheit des Grundwasserleiters
abhängig. Das Vorhandensein des relativ gut löslichen Fe(II) ist bei der
Abwesenheit von Sauerstoff ein guter Anzeiger für reduzierte Verhältnisse und
damit auch für eine Interpretation von Nitratabbaubedingungen (z.B. in WENDT-
LAND & KUNKEL, 1999). Im Untersuchungsgebiet wurde Gesamt-Eisen und Eisen
zwei bestimmt. Dabei liegt das Eisen überwiegend als Eisen-zwei in gelöster Form
vor (vgl. Tab. 4-2).
Endbericht - März 2009 59

Sulfat
Das bei der Grundwasserneubildung versickernde Wasser enthält das gesamte Inventar
der in der Atmosphäre vorhandenen Schwefelverbindungen als Sulfat (KÖL-
LE, 2001). Sulfat ist somit in nahezu allen Grundwässern nachweisbar, über geogene
Referenzbereiche liegen in der Literatur jedoch auseinandergehende Angaben
vor. SCHLEYER & KERNDORFF, 1992 (in PÄTSCH, 2007) geben als geogenen Normalbereich
in Lockersedimenten zwischen 15 bis 105 mg/L an, nach MATTHEß liegt
die obere Grenze bereits bei 30 mg/L. Höherer Sulfatgehalte dagegen sind typisch
für gipshaltige Grundwasserleiter. Sulfat kann auch aus dem Abbau organischer
Verbindungen stammen.
Bei einem pyrithaltigen Grundwasserleiter im oxidierenden Milieu kommt es zu einer
Sulfidoxidation und damit zu einer Erhöhung des Sulfatgehaltes im Grundwasser.
Durch die Wechselwirkung mit Nitrat in einem reduzierenden Milieu kann die
Sulfatkonzentration ebenfalls erhöht werden. So können hohe Sulfatkonzentrationen
in reduzierten Grundwasserleitern Denitrifikationsvorgänge anzeigen.
Nitrat
Die Nitratbelastung des Grundwassers ist neben Freisetzungen nach Grünlandumbruch,
Rodungen und Kahlschlägen, auf Stoffeinträge insbesondere der landwirtschaftlichen
Bodennutzung (z.B. Stickstoffdünger) zurückzuführen. Oberflächennahe,
belüftete Grundwässer weisen natürliche Nitratgehalte von meist 10 bis 15
mg/L auf. Bei Nitratgehalten über 25 mg/L ist von stärkeren anthropogenen Einflüssen
auszugehen. Ab wann von einer Belastung aus der Landwirtschaft ausgegangen
werden kann, wird in der Literatur unterschiedlich bewertet.
Schon ab regional auftretenden Nitratkonzentrationen > 10 mg/L ist eine Nitratbelastung
durch anthropogenen Einfluss wahrscheinlich (SCHLEYER & KERNDORFF,
1992; in PÄTSCH, 2007). Die Nitratbelastung des Grundwassers ist damit ein Indikator
für anthropogene Einflüsse auf das Grundwasser. Der Umkehrschluss, dass
nitratfreies Grundwasser in reduziertem Milieu nicht anthropogen belastet ist, ist
jedoch nicht in jedem Fall zulässig.
Endbericht - März 2009 60

5 Methoden
5.1 Modellvorstellung
Ausgehend von den in den vorangegangenen Kapiteln beschriebenen Transportpfaden
vom Pyrit in Boden und Grundwasserleiter, über das gelöste Eisen bis zum
Ocker im Gewässer ist in Abb. 5-1 eine Modellvorstellung zum Eintrag dargestellt.
Niederschlag
Nutzfläche
Sickerpfad
Uferzone
Pyrit
Pyrit
O 2
Grundwasser nach Drainierung
Fe 2+
Grundwasser vor Drainierung
Drainage
Gewässer
Lethe
Denitrifikation
NO 3
-
Fließpfade – in das Gewässer
gelöstes Eisen
Ockerschicht
Fließpfad – unter dem Gewässer hindurch
Sediment
Abb. 5-1. Modellvorstellung zu Eisen – Transportpfaden in das Gewässer
Diese Modellvorstellung war der Ausgangspunkt für die Überlegung zum Versuchsprogramm.
Davon ausgehend wurde das Monitoringprogramm zur Gewinnung und
Untersuchung von Wasser- und Bodenproben aufgelegt (vgl. Tab. 5-1).
Endbericht - März 2009 61

5.2 Ermittlung von Gewässer- und Gesteinsparametern
5.2.1 Monitoringprogramm - Zusammenstellung
Tab. 5-1. Monitoringprogramm
WAS WO Bezeichnung
pH, LF, Temp., O 2 ,
Gewässermessstelle
Bissel
in Abb 5-2
WARUM
Gebietsausgang – Messstelle
zur Kalibrierung
und zur Darstellung
Sauerstoffgehalt
pH, LF, Temp., O 2 , NO - 3 ,
NH + 4 , Ca 2+ ,
17 Lokationen Flusswasser
2+ , Ortho-PO 4 , NO - 2 , Cl
Mg 2+ , SO 2- 4 , Fe gesamt , Fe
-
Messprofile
Fluss
Wasserbeschaffenheit im
Längsschnitt
12 Lokationen Bodenwasser
– Ungesättigte
Zone
11 Lokationen
(3 Transekte)
jeweils 5-7 Teufen
Landwirtschaftliche
Drainagen
Messprofile
UZ
Messprofile
GW
Messprofile
Drainage
Wasserbeschaffenheit im
lateralen Zufluss zur
Lethe
zur teufendifferenzierten
Abbildung der Grundwasserbeschaffenheit
–
lateraler Zufluss zur
Lethe
Zur Abbildung des Zuflusses
aus Drainage
Gesteinsproben
TOC, Fe (Gesamt),
Schwefel (Gesamt),
Disulfid-Schwefel)
Grundwasserleiterproben
an 9 Lokationen
(bilden 3 Transekte 1 )
und 2 weiteren Lokationen
Flusssedimentproben
an 13 Lokationen
Messprofile
Sediment
Abbildung des Stoffdepots
für Denitrifikation
Abbildung des Eisengehalts
im Sediment
Legende Tabelle:
1 Transekt: Ein Transekt besteht aus 3 Probenahmestellen im Gewässer (– linkes Ufer, Gewässermitte,
rechtes Ufer), einer Bohrung direkt am Gewässerufer sowie 2 weiteren Bohrungen
im Hinterland (maximal 50 -100 m vom Gewässer entfernt).
Die Messstellen der Transekte sind wie folgt bezeichnet:
T1 – 1_1, 1_2, 1_3
T2 – 5_1, 5_2, 5_3
T3 – 3_1, 3_2, 3_2
T1= Transekt 1 / 1_1=Bohrpunkt 1 an der Stelle 1(unmittelbare Gewässernähe)
An diesen Lokationen wurden Wasser- und Gesteinsproben entnommen.
Endbericht - März 2009 62

In Abb. 5-2 sind alle Lokationen der Probeentnahmestellen entlang der Lethe dargestellt.
Zusätzlich sind die für die Betrachtung von Transportwegen angelegten
Transekte T1, T2 und T3 dargestellt. Hierbei handelt es sich um einen festgelegten
Abschnitt aus der Landschaft entlang einer geraden Linie. Als Kriterium für die Lage
der Transekte galt der Transportpfad von Eisen in das Gewässer (vgl. Modellvorstellung
in Abb. 5-1).
!.
Messstelle Bissel
¯
T1
T2
T3
Beverbruch
#0 #I !. #
#0
#0
#0#0#0 #I#I !. #
#I #0 !. #
#0#0#0 #I !. #
#I#I !. #
#I#I
#
#I#I
!. #
L 871
Bissel
Ahlhorner Teiche
Lethe-Talsperre
A 9
T1 – Transekt 1 - Messstelle
Bissel, linkes Ufer - Grünland
T2 – Transekt 2 – an der
Pumpstation, rechtes Ufer -
Wald
T3 – Transekt 3 – westl. Teich
31, linkes Ufer - Acker
!.
Gut Lethe
#I#I !. #
#0 !. #
#I
#
Ahlhorn
Legende
B 213
#I
!. #
#I
!. #
# Lethe Probenahmestellen
#I Bodenwasser Probenahmestellen
#0 Grundwasserleiter Probenahmestellen
!. Sediment Probenahmestellen
Wassersystem
#I
!. #
#
#
Ahlhorner Dreieck
Ahlhorner Teiche
Zuleiter
Lethe
Letheschuh
0 1000 2000 4000 Meter
A 1
Abb. 5-2. Lokationen der Probenahmestellen an der Oberen Lethe
Endbericht - März 2009 63

Die 3 Transekte wurden als Musterprofile für die unterschiedlichen Nutzungen
Wald, Acker und Grünland im Untersuchungsgebiet angelegt (vgl. Abb. 5-3 und
Abb. 5-4).
T1
Lokale Grundwasser
- Fließrichtung
T2
T3
Abb. 5-3. Landnutzung (nach BÜK3114 – Boden-Übersichtskarte)
Endbericht - März 2009 64

In diesen Musterprofilen sollten die Prozesse, die zur Verockerung im Gewässer
über den Grundwasserpfad führen, abgebildet werden.
T1
Legende
# Messstellen
Wasserkoerper Lethe
Teiche
Zuleiter
Teiche - unterschiedlich farbig
T2
T3
Abb. 5-4. Musterprofile im Untersuchungsgebiet Transekte T1, T2 und T3
Endbericht - März 2009 65

25
Transekt 1 Messstellen
1_3 1_2 1_1
25
Transekt 1 Messstellen
1_3 1_2 1_1
24
24
23
23
22
22
Höhe [mNN]
21
20
19
18
Lethe
Höhe [mNN]
21
20
19
18
Lethe
17
17
16
16
15
3441000 3441050 3441100 3441150 3441200
Rechtswert X [m]
15
3441000 3441050 3441100 3441150 3441200
Rechtswert X [m]
26
Transekt 2 Messstellen
5_1 5_2 5_3
26
Transekt 2 Messstellen
5_1 5_2 5_3
24
24
Höhe [mNN]
22
20
18
Lethe
Höhe [mNN]
22
20
18
Lethe
16
16
3441050 3441100 3441150 3441200 34412503441050 3441100 3441150 3441200 3441250
Rechtswert X [m]
Rechtswert X [m]
Transekt 3 Messstellen
3_3 3_2 3_1
Transekt 3 Messstellen
3_3 3_2 3_1
28
28
26
26
Höhe [mNN]
24
22
Lethe
Höhe [mNN]
24
22
Lethe
20
20
3441000 3441050 3441100 3441150 3441200 3441000 3441050 3441100 3441150 3441200
Rechtswert X [m]
Rechtswert X [m]
Legende:
+
Geländemesspunkt Entnahmestelle Grundwasserprobe Entnahmestelle Gesteinsprobe
Grundwasseroberfläche
Lethewasserspiegel
Abb. 5-5. Schnittdarstellung der Transekte mit Darstellung der Teufenbereiche
der Gesteins- und Grundwasserprobennahme
Endbericht - März 2009 66

5.2.2 Monitoring - Gestein
In jedem Transekt wurden entsprechend der Abb. 5-5 und der Tab. 5-1 Gesteinsbzw.
Wasserproben aus den Kompartimenten ungesättigte Zone (Uferbereich),
gesättigte Zone (Grundwasserleiter) und Flusssediment entnommen.
Dazu mussten unterschiedliche Probenahmetechniken entwickelt bzw. angewendet
werden. Für die Gesteinsprobennahme wurde wie in Tab. 5-2 beschrieben vorgegangen.
Tab. 5-2. Vorgehensweise Gesteins- und Sedimentprobenahme
Lokation Probenahme Erläuterung
Ungesättigte Zone
(Boden) & Grundwasserleiter
Gewässer-
Sediment
Bohrung und Rammkernsondierung
• Unterwasserprobenehmer
• Sedimentfalle
Rammkernequipement der Fa. Eijkelkamp,
Durchmesser der Rammkernsonden
D= 36 bis 100 mm
Der Probenehmer zur Entnahme von
Unterwasserproben enthält ein offen
endendes Rohr. Darin ist ein Sauger
montiert, der direkt mit einer Stange
bedient werden kann, sodass die Probe
in das offene Rohr „eingesaugt“
wird. Nach dem Eindringen in das
Flusssediment (Eindringtiefe ca. 1m),
wird der Probenehmer über ein Seil
wieder aus dem Sediment herausgezogen,
der Verschlussmechanismus
am Ende des Rohres schließt sich, die
Sedimentprobe kann nach Verbringung
an Land mittels des Gestänges
aus dem Rohr gedrückt werden.
Als Sedimentfalle wurde ein Labor-
Trichter (Durchmesser 30 cm) verwendet.
Die Auslauftülle war mit einem
Sieb (Maschendurchmesser 63
µm) verschlossen. Das Sieb wurde
über den Grund geschleppt, so dass
Material eingeschlämmt wurde. Dieses
Material konnte an Land, nachdem
das Wasser aus der Auslauftülle
abgelaufen war, in Probenbehälter
verpackt werden.
Endbericht - März 2009 67

5.2.3 Monitoringprogramm - Wasser
Das von DHI und dem OOWV aufgestellte Untersuchungsprogramm hat die Voraussetzungen
geschaffen, um hier in einem ersten Schritt die notwendigen Probenahmen
in Wasser und Gestein, deren chemische und physikalische Untersuchungen,
die Interpretation von Ergebnissen, den Aufbau eines konzeptionellen Modells
der Verockerung für den spezifischen Standort sowie den Aufbau eines numerischen
Modells für die Kompartimente Grundwasser und Oberflächenwasser auszuführen.
Dabei wurden zur Probennahme von Grund- und Bodenwasser ganz bewusst
Methoden angewendet, die so zwar in der Forschung schon beschrieben
wurden, aber eben noch keinen Eingang in DIN o.ä. Richtlinien gefunden haben.
Sie hatten den Vorteil, die gewünschte Probe zu liefern und dabei in der Herstellung
bei etwa einem fünftel der Kosten für eine herkömmliche Mehrfachbohrung zu
liegen. Dabei wurde naturgemäß selbstverständlich stets peinlich genau darauf
geachtet, dass eine Probe tiefengenau zugeordnet werden konnte. Da die Probenahme
für das Projekt wichtig ist, ist sie an dieser Stelle eingehend dargestellt.
Probenahme – Vorgehensweise
Das Prinzip der Mehrfach-Messstelle ermöglicht eine teufendifferenzierte Beschreibung
ausgewählter chemischer Parameter und ist in der ausgewählten Form Stand
der Technik und zudem vom Bearbeiter in diversen Projekten erfolgreich zur Probenahme
von Grundwasser in pleistozänen Sanden angewendet worden. Es ist eine
vergleichsweise preiswerte Möglichkeit, teufengerechte Proben zu nehmen. Mit
der hier verwendeten Methode konnten an 11 Messstellen in 70 Teufen Proben
entnommen werden.
An den Lokationen, die zur Aufnahme der Wasserbeschaffenheit ausgewählt wurden,
wurde zunächst für jede Messstelle eine verrohrte Trockenbohrung zur Gewinnung
von Gesteinsmaterial mit anschließendem Ausbau zu einer Mehrfachmessstelle
nach dem Prinzip der teufengerechten Probenahme realisiert.
Bei den anstehenden Sanden handelt es sich zudem überwiegend um Mittel- und
Feinsande (siehe die Ergebnisse der Materialuntersuchungen im Anhang des Ergebnisberichtes).
In einer Mittelsand-Feinsandumgebung in der gesättigten Zone, bei einem anstehenden
hydraulischen Gradienten von i= 0.02 und 0.03 [-] (dieser ergab sich aus
den Wasserstandsmessungen in den ausgebauten Bohrlöchern) kann sich ein
durch den Erstellungsvorgang geschaffener Ringraum in einem Bohrloch mit einem
Durchmesser von 100 mm in einem Zeitraum von 2-3 Wochen (Zeitraum zwischen
Erstellung der Messstelle und Probennahme) wieder schließen. Der Druck durch
das fließende Wasser transportiert dabei mit dem Wasser das Gesteinsmaterial und
füllt die Hohlräume. Entscheidend für das Zusammenfallen des Bohrloches sind
dabei letztendlich immer die aus der Bewegung des Wassers resultierenden (Strömungs-)
Kräfte, die auf das Korngerüst des Erdstoffes übertragen werden. Da bei
Endbericht - März 2009 68

olligen Lockergesteinen zwischen den einzelnen Bodenteilchen keine Bindungskräfte
wirksam sind, die den angreifenden Strömungskräften entgegenwirken,
können einzelne Bodenteilchen aus dem Kornverband herausgelöst und verlagert
werden. Dabei kommt es sukzessive zu einem Nachfallen der Bodenteilchen in den
Bohlraum so lange bis dieser wieder verfüllt ist. Genau solche Böden standen im
Untersuchungsgebiet an.
Sollten trotz des beschriebenen Mechanismus Hohlräume zurückbleiben, wurde der
Ringraum mit Filterkies (0/2 mm) aufgefüllt. Die Füllung erfolgte über einen Trichter
(Durchmesser 430 mm, Auslauf-Rohr 37 mm), an den ein bis in die Endteufe
der Bohrung reichender flexibler Gummischlauch angeflanscht war. Das Filterkiesmaterial
(gereinigter, von Zusatzstoffen freier DIN Sand) wurde dem Trichter zugegeben
und rutschte durch den Gummischlauch in den Ringraum. Gleichzeitig
wurde die Verrohrung langsam gezogen. Mit einem ca. 5 Meter langen Draht wurde
die Lage der so geschütteten und teilweise durch den Zusammenfall des Bohrloches
entstandenen Oberfläche abgepeilt.
Wie bereits oben geschrieben, erfolgte die Probenahme erst 2-3 Wochen nach der
Erstellung der so entwickelten Messstelle. So konnte gewährleistet werden, dass
die Störung der Umgebung durch die Bohrung nach diesem Zeitraum wieder aufgehoben
war, die natürliche Fließumgebung sich somit wieder eingestellt hatte.
Als eine weitere Maßnahme zur Sicherstellung einer Probennahme, die Kreuzkontaminationen
und Vermischungseffekte ausschließen kann, wurde auf die Entnahmeprozedur
durch die Entnahmefilter wiederum besonders Wert gelegt.
Das Entnahmeprinzip zeigt die unten dargestellte Abbildung 5.6.
Endbericht - März 2009 69

Unterdruckpumpe
Trägerrohr
Geländeoberkante
Grundwasseroberfläche
-bar
Transportschlauch
Darstellung der
ausgeführten Drei-
Fach-Probennahme
Glassammelflasche
Filterelement -
Skizze
Parallelströmung
Abb. 5-6. Abbildung der Probenahmeprozedur
Über eine Vakuumpumpe wird in der Glassammelflasche ein Unterdruck erzeugt.
Dieser wird an den Schlauch zum Entnahmefilter weitergegeben. Wasser wird aus
dem vorgesehenen Teufenbereich in die Glassammelflasche gesogen. Um zu vermeiden,
dass bei dem Saugvorgang auch Wasser aus anderen Teufenbereichen mit
eingesogen wird, es also zu einer Vermischung kommt, wurden immer gleichzeitig
oberhalb und unterhalb des zu beprobenden Horizontes (bei der letzten Teufe ging
das natürlich nur oberhalb) ebenfalls eine Glassammelflasche aufgestellt und mit
einem Unterdruck belegt. So wurden in insgesamt 3 Horizonten (bei der untersten
Teufe also in 2 Horizonten) jeweils parallele Strömungen zum Entnahmeelement
erzeugt. Es ist davon auszugehen, und dies zeigen auch die teilweise signifikant
unterscheidbaren chemischen Beschaffenheiten der aus den einzelnen Horizonten
entnommenen Proben, dass mit der so aufgebauten Messstelle und der so ausgeführten
Probenahme eindeutig zu verortende Proben erhalten werden konnten.
Die Messstellen wurden zwischen März 2008 und Juli 2008 beprobt. Dazu wurde in
jeder Teufe ein Unterdruck angelegt der so eingestellt wurde, dass das Wasser
möglichst „langsam” an die Oberfläche gesogen wurde. Es wurde grundsätzlich so
verfahren, dass zunächst aus jeder Entnahmestelle 3 komplette Füllungen der
Glassammelflaschen (jeweils 1 Liter) verworfen wurden. Damit wurde gewährleistet,
dass kein abgestandenes Wasser als Probe entnommen wurde.
Die Proben wurden dann unmittelbar im Gelände nach Filtration durch Zelluloseacetatfilter
0,45/0,2 µm photospektrometisch analysiert.
Endbericht - März 2009 70

Für die Entnahme von Wasserproben wurde entsprechend Tab. 5-3 vorgegangen.
Tab. 5-3. Vorgehensweise Wasserprobennahme
Lokation Probenahme Erläuterung
Ungesättigte Zone
(Bodenwasser)
Mini-Saugkerzen der Fa.
ecoTech Bonn
Die Miniatur-Saugkerze besteht aus
einem glasfaserverstärkten porösen
Polymerschlauch (Durchmesser 2,5
mm). Dieser ist mit einem Luer-Lock-
Anschluss versehen und konnte so
über eine Injektionsnadel mit einem
Vakuumröhrchen verbunden werden.
Es wurden sowohl Längen von 5 wie
auch 10 cm verwendet.
Kerze
Material
Porengröße
Länge
Durchmesser
Verstärkung
Poröses Polymer
0,2 µm
5 oder 10 cm
2,5 mm
Glasfiber oder V2A
Mini Filter
Schlauch Material
Länge
PVC
10 cm
Die Saugkerzen wurden an den Uferbereichen
der Lethe in den Boden
gedrückt. Eine Injektionsspritze wurde
aufgezogen, so dass durch den
entstehenden Unterdruck die Bodenlösung
aus der ungesättigten Zone in
die Injektionsspritze gesaugt wurde.
Gesättigte Zone
Insgesamt wurden 11 Bohrungen abgeteuft,
von denen 9 zu Mehrfachmessstellen
ausgebaut wurden. Dabei
wurden Minifilter in unterschiedlichen
Teufen eingesetzt. Über diese
konnten über das Anlegen eines Unterdruckes
Grundwasserproben an
die Geländeoberfläche gesaugt werden.
Filter: Material Poröser Vulkanstein,
Länge: 4 cm, Durchmesser: 2cm.
Ummantelung des Filters: Baumwollhülle
mit Filtersand gefüllt
Schlauch: PP, Durchmesser außen
/innen: 6/4 mm
Endbericht - März 2009 71

Fortsetzung Tabelle 5-3
Lokation Probenahme Erläuterung
Gesättigte Zone
Mehrfachmessstelle
An einem Trägerrohr (Durchmesser
25 mm) wurden mit Kabelbindern bis
zu 7 Minifilter befestigt. Die vertikalen
Abstände der Minifilter betrugen
bis zu 50 cm.
Von jedem Minifilter führt ein PP-
Schlauch bis an die Geländeoberkante.
Über diesen Schlauch wurden Wasserproben
aus der entsprechenden
Teufe entnommen.
Alle Schläuche enden in einem verschließbaren
Schutzrohr, ca. 50 cm
über Gelände.
Die Abb. 5-7 zeigt, wie der Transportpfad eines Wasserinhaltsstoffes über diese
Probenahmekette abgebildet werden kann.
Endbericht - März 2009 72

Gewässermessstelle Ortsteil Bissel
Schöpfprobe
Probenahme Flusswasser
tiefengestaffelte Messstelle
Probenahme Grundwasser
aus 5 -7 Teufen (ET 5-9 m uGOK)
Mini-Saugkerzen
Probenahme Ungesättigte Zone (Bodenlösung)
Abb. 5-7. Transekt mit Probenahmestellen – Prinzipskizze
5.2.4 Monitoringprogramm – Obere Lethe – Ortsfeste Messstellen
Das Aussagegebiet wurde nach Begehungen und Vorabuntersuchungen der Wasserqualität
der Lethe, sowie nach hydraulischen Gesichtspunkten festgelegt. Entscheidend
waren das Vorhandensein von Daten zur Wasserbeschaffenheit und zu
Wasserspiegellagen, die als Randbedingungen im hydraulischen und stofflichen
Modell zur Verfügung gestellt werden können. Zudem konnten durch die komplette
Begehung der Lethe zwischen dem Letheschuh (Quellgebiet), und der Botheschen
Wassermühle die Bereiche der Lethe vor Ort festgestellt werden, an denen der Zutritt
von Oberflächenwasser, bzw. Grundwasser in die Lethe sichtbar stattfindet.
Als Bearbeitungsgebiet wurde der Verlauf der Lethe zwischen der Messstelle Gut
Lethe (Abb. 5-8) und der Messstelle an der Brücke Bissel (Abb. 5-9) ausgewählt:
Abb. 5-8. Messstelle Gut Lethe (Diese Messstelle wird vom NLWKN betrieben)
Endbericht - März 2009 73

An der Messstelle Bissel wurde eine Gewässermesstelle als Gebietsausgangsmessstelle
eingerichtet. Der Aufbau der Messstelle war zum 31.05.2007 abgeschlossen.
Die Messstelle musste am 22.07.2008 noch einmal ausgetauscht werden, wegen
herstellerseitiger Disfunktion.
Abb. 5-9. Pegel Brücke Bissel
Nachfolgend sind in einem Datenblatt die Lage und die Messwerte für die Messstelle
bissel dargestellt.
Endbericht - März 2009 74

Datenblatt Messstelle Bissel
Gewässer
Verbindungsgewässer
Name der Messstelle
Lethe
Hunte
Bissel
Lage der Messstelle Topogr. Karte TK 25: 3014
Bissel, Lethe-Brücke, linkes Ufer, Großenknetener Straße
Rechtswert
Hochwert
Lokation
Betreiber
Erhobene Messwerte
Messstation
3441100 m
5868888 m
Ortschaft Bissel, Gemeinde Großenkneten
DHI für die Hunte Wasseracht
Temperatur, Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit, Wasserstand
Online Gewässermessstelle mit Datenfernübertragung
URL: http://www.seba-hydrocenter.de/projects/
Benutzer: syke
Passwort: ***
Beginn Online -Messung 31.05.2007 /Neubau Messstelle am 20.07.2007
Messzyklus
Bemerkung
2 Minuten
Am 31.05. wurde nach Absprache mit dem NLWKN Brake-
Oldenburg, der vorhandene Messpegel durch die Online –
Messstelle ersetzt.
Endbericht - März 2009 75

Bilder aus der Umgebung der Messstelle
Blick nach Osten auf der L 871
Blick auf die Brücke über die Lethe
(flussabwärts)
Blick auf die alte Messstelle (links) und die neue Messstelle (rechts & unten)
Endbericht - März 2009 76

6 Ergebnisse der Feld- und Laboruntersuchungen
Ausgeführt wurden Feld- und Laboruntersuchungen gemäß Tab. 5-1, Kapitel 5.
Die Felduntersuchungen bzw. die Probenahme wurden von DHI ausgeführt, die
Untersuchungen am Gestein vom Labor für Umweltanalytik und Biotechnik GmbH,
LUB, Fritz-Reuter-Str. 11 in 44651 Herne. Die Untersuchungen an den Wasserproben
erfolgten in situ durch DHI mittels Hach-Lange Spektrophotometer DR 2800 –
Küvettentests.
6.1 Gestein
6.1.1 Bachsedimente
In der Lethe wurden an 3 Stellen im Querprofil Sedimentproben mittels Unterwasserprobenehmer
(vgl. Tab. 5-2), sowie an einer Stelle mittels Sedimentfalle entnommen:
• am linken Ufer – gekennzeichnet mit Kennziffer 1 (Teufe 1 m)
• in der Bachmitte – gekennzeichnet mit Kennziffer 2 (Teufe 1 m)
• am rechten Ufer – gekennzeichnet mit Kennziffer 3 (Teufe 1 m)
• die Sedimentfalle wurde in Gewässerlängsrichtung mit einer transversalen Auslenkung
von etwa 1 bis 2 m ca. 5 m am Grund entlang geschleppt –
gekennzeichnet mit Kennziffer 4
Sedimentfalle
P 1-1
P 1-3
P 1-2
Legende:
P 1-1 : Probenahmestelle 1 – linkes Ufer
P 1-2 : Probenahmestelle 2 – Mitte Bach
P 1-3 : Probenahmestelle 3 – rechtes Ufer
P 1-4 : Sedimentfalle – schlangenlinienförmig um die Gewässerlängsachse
Abb. 6-1. Prinzipskizze der Sedimentprobenahme im Bachquerprofil
Endbericht - März 2009 77

Die Tab. 6-1 zeigt die Probenbezeichnungen, die Prüfparameter und die Ergebnisse
der Laboruntersuchungen. Die Messpunkte sind dabei beginnend mit dem südlichsten
Messpunkt (P16) bis zum nördlichsten Messpunkt (P21) aufsteigend dargestellt.
Tab. 6-1. Ergebnisse der Gesteinsuntersuchungen an Sedimentmaterial der Lethe
Probenbez.
Lokation Material Eisen-
Gesamt
Schwefel-
Gesamt
Disulfid-S
Bemerkungen
Probennr.
Pi mg/kg mg/kg mg/kg
P S 16 Südlichster
Messpunkt
P S 10
P S 14
P S 4
16_1 2300 10

Fortsetzung Tab. 6-1
Probenbez.
Lokation Material Eisen-
Probennr.
P S 6
P S 3
P S 5
P S 2
Gesamt
Schwefel-
Gesamt
Disulfid-S
Pi mg/kg mg/kg mg/kg
6_1 1100 43

Die Abb. 6-2 zeigt die Lage der Probenahmestellen entlang der Längsachse der
Lethe.
Abb. 6-2. Sediment - Probenahmestellen entlang der Lethe
Endbericht - März 2009 80

Die Ergebnisse für den Parameter Gesamt-Eisen im Sediment zeigen deutlich,
dass das Sediment der Lethe bis zum Talsperrensystem weniger Eisen enthält
als die Lethe unterhalb des Talsperrensystems (vgl. Tab. 6-2).
Tab. 6-2. Vergleich der Mittelwerte im Eisen-Gesamt-Gehalt in der Lethe oberhalb
/ unterhalb des Talsperrensystems Lethe
Lokation
Anzahl der Messwerte
im Sediment
Mittelwert
Eisen –Gesamt
[mg/kg]
Lethe bis Talsperre
n=19 C=1700 mg/kg
(ohne Drainagegraben)
Unterhalb der Talsperre n=26 C=9200 mg/kg
Drainagegraben n=3 C=76000 mg/kg
Besonders auffällig sind hierbei die stark ansteigenden Werte im Sediment,
je weiter nördlich die Proben entnommen worden sind.
Dabei werden die Unterschiede im Eisengehalt zwischen den mit der Sedimentfalle
gewonnenen Proben – erhalten aus der lockeren, nicht verfestigten etwa 15-30 cm
mächtigen Schicht – und den mit dem Unterwasserprobennehmer erhaltenen Proben
– Mischprobe aus einer etwa bis zu 1 m mächtigen teilweise verfestigten
Schicht – immer geringer.
Insgesamt sind die unterhalb des Talsperrensystems erhaltenen Werte im Sediment
etwa um den Faktor 4 höher, als die oberhalb des Talsperrensystems erhaltenen
Werte. Es ist zu vermuten, dass es sich hierbei um einen zusätzlichen Eintrag
von Eisen handelt, aus lateral dem Gewässer zugehendem Eisen und in der
Folge davon um eine Anreicherung von Eisen im Gewässer mit stattfindender Sedimentation
als Eisenocker.
Diese Ergebnisse und der Vergleich sind im Kapitel Diskussion und Szenarien, Kapitel
8 dargestellt.
6.1.2 Boden und Grundwasserleiter
Im Untersuchungsgebiet wurden an insgesamt 11 Lokationen Bohrungen abgeteuft,
die dabei gewonnenen Gesteinsproben i.d.R. als Mischproben mit 0,5 m Länge
in Probenahmebehälter verpackt und entsprechend der Angaben in Tab. 5-1
analysiert. In Tab. 6-3 ist eine Übersicht der Bohrungen gegeben, die auch zeigt,
in welcher Teufe die Bohrungen mit Minifiltern zur Entnahme von Grundwasser
ausgebaut wurden.
Endbericht - März 2009 81

Tab. 6-3. Übersicht über Bohrungen und Lage der Minifilter in des zu Grundwassermessstellen
ausgebauten Bohrungen
Brunnen Bezeichnung
1_1 1_2 1_3 2 5_1 5_2 5_3 3_1 3_2 3_3 4
ET m 2.6 7 7 4 3.6 6 6.2 4 6.2 5.6 2.6
GOK mNN 20.6 22.8 24.4 23.0 22.8 24.4 25.9 24.5 28.2 28.4 34.4
GW
Abstich m uGOK
0.7 0.8 1.6 0.5 1.6 1.8 2 0.8 3.1 3.1 0.9
WSP mNN 19.9 22.0 22.8 22.5 21.2 22.6 23.9 23.7 25.1 25.3 33.5
Lage der Minifilter muGOK
Filter 1 2.4 7 7 3.9 3.35 6.2 6.2 4 6.2 5.6 2.5
Filter 2 2.1 6.5 6.5 2.9 3.05 5.7 5.7 3.5 5.7 5.1 2.2
Filter 3 1.8 6 6 2.6 2.75 5.2 5.2 3 5.2 4.6 1.9
Filter 4 1.5 5.5 5.5 2.3 2.35 4.7 4.7 2.5 4.7 4.1 1.6
Filter 5 1.2 5 5 2 2.05 4.2 4.2 2 4.2 3.1
Filter 6 4.5 4.5 1.7 3.7 3.7 1.5 3.7 2.6
Filter 7 4 4 3.2 3.2 3.2 3.6
Legende zu Tab. 6-3:
Et = Endteufe in m unter Ansatzpunkt
GOK = Geländeoberkante
GW = Grundwasser
WSP = Wasserspiegel
Die fett umrandeten Bohrungen 1, 5, und 3 sind in den Transekten lokalisiert.
Die Lage der Bohrungen gibt Abb. 6-3 wieder.
Endbericht - März 2009 82

Detail -
siehe
Abb. 6-4
Abb. 6-3. Bohrungen und Probenahmestellen für Boden und Aquifer-Gestein entlang
der Lethe
Die Bohrungen der Lokationen 1, 3 und 5 sind hierbei Teil der Transekte T1, T2, T3
(vgl. auch Abbildung 5-2 und Abb. 6-4):
Endbericht - März 2009 83

Bohrungen in T1:
1_1
1_2
1_3
Bohrungen in T2:
5_1 5_2
5_3
Bohrungen in T3:
3_3
3_2
3_1
Abb. 6-4. Bohrungen der Transekte T1, T2 und T3 (Detail aus Abb. 6-3)
Die Ergebnisse der Gesteinsuntersuchungen sind in der nachfolgenden Tab. 6-4
dargestellt.
Legende zu Tabelle 6-4:
B = Material aus Bohrung
GP = Gesteinsprobe
T = Teichproben
TS = Teichsediment
Entnahmetiefe = -1m uGOK bedeutet 1 m unterhalb der Geländeoberkante
Endbericht - März 2009 84

Tab. 6-4. Ergebnisse der Gesteinsuntersuchungen
Probenbez. Lokation Material Probe Eisen Schwefel Disulfid-
Probennr. Entnahmetiefe Gesamt Gesamt Schwefel
Pi muGOK mg/kg mg/kg mg/kg
B GP 1
1_1 -1 51000 84

Fortsetzung der Tabelle 6-4 – Seite 2
Probenbez. Lokation Material Probe Eisen Schwefel Disulfid-S
Probennr. Entnahmetiefe Gesamt Gesamt
Pi muGOK mg/kg mg/kg mg/kg
B GP 3_2
3_2_1 0-0.2 2400 94

Fortsetzung der Tabelle 6-4 – Seite 3
Probenbez. Lokation Material Probe Eisen Schwefel Disulfid-S
Probennr. Entnahmetiefe Gesamt Gesamt
Pi muGOK mg/kg mg/kg mg/kg
B GP 5_1
5_1_1 -0.3 930 22

Eine statistische Auswertung der Ergebnisse zeigt Tab. 6-5.
Tab. 6-5. Statistische Auswertung der Untersuchungsergebnisse - Gestein
Parameter
Anzahl der
Messwerte
MW Max. Min. Std.abw.
Eisen-
Gesamt
[mg/kg]
Schwefel –
Gesamt
[mg/kg]
76 2900 19700 1 320 3275
89 250 4800 22 750
Disulfid-
Schwefel
13 / 825/
89 2 166
3200 120/
50
950 /
451
Legende zu Tab. 6-5:
1 = ohne die Maximalwerte in den Proben 1_1 und 3_1_3 (51000 und 57000)
Hier wurden entweder besonders hohe Konzentrationen evtl. Raseneisenerz (vgl.
Ausführungen in Kapitel 4 hierzu) erbohrt und analysiert, oder es handelt sich um
einen Messfehler. Die Nicht-Berücksichtigung bei der Einschätzung der Maximalwerte
ist gerechtfertigt, da es ich um 2 Messwerte von 76 handelt = 2.6 % aller
Messwerte.
2 = mit Berücksichtigung der Werte < 100 mg/kg (= 89 Messwerte), sie wurden in
der Mittelwertbestimmung als 50 mg/kg angesetzt
MW = arithmetischer Mittelwert
Max. = Maximalwert
Min. = Minimalwert
Std.abw. = Standardabweichung
Wie bereits im vorigen Kapitel erwähnt (vgl. Tab. 6-2), sind die mittleren
Eisengehalte im Boden und Aquifergestein mit 2900 mg/kg nur bei etwa
einem Drittel der Eisengehalte, die im Flusssediment unterhalb des Talsperrensystems
ermittelt wurden. Mithin ein deutlicher Beleg für die Anreicherung
von Eisen im Sediment entlang dieses Bereichs der Lethe.
Endbericht - März 2009 88

Auffällig sind die ermittelten Spannweiten der Eisengehalte in einzelnen Bohrungen,
besonders Bohrung 5_2 und 5_3. Hier wurden die höchsten Eisengehalte aller
Bohrungen ermittelt. Die übrigen Bohrungen zeigen ein mehr oder weniger gleichartigen
Aufbau. Einzig die Bohrung 4 oberhalb des Talsperrensystems zeigt im Mittel
geringere Eisengehalte, die allerdings gut zu den Eisenghalten passen, die im
Sediment der Lethe an dieser Stelle gefunden wurden (Sediment Lethe an Probenahmestelle
4:1300 mg/kg vs. 700 mg/kg im Mittel im Aquifergestein an dieser
Lokation).
Eher unauffällig sind die Werte der Schwefelspezies. Sie liegen in Bereichen, die so
in diesen Tiefen in ähnlichen Größenordnungen auch in anderen pleistozänen
Grundwasserleitern gefunden wurden, z.B. ganz in der Nähe im Grundwasserleiter
Thülsfelde (vgl. PÄTSCH, 2006).
Auffällig sind die hohen Werte in Bohrung 5_1 (Probe 5_1_6: 4800 mg/kg Schwefel-Gesamt)
und 3_1 (Proben 3_1_2 bis 3_1_6 mit 830 bis 4100 mg/kg Schwefel-
Gesamt). Der Schwefel besteht überwiegend aus Disulfidschwefel, mithin Eisenschwefel
(Korrelation zwischen Gesamt-Schwefel und Disulfidschwefel, vgl. Abb.
6-5).
Korrelation S-Ges - Disulfid-S
3500
Disulfid-S [mg/kg]
3000
2500
2000
1500
1000
y = 0.5654x + 55.988
R 2 = 0.9011
500
0
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000
S-Ges [mg/kg]
Abb. 6-5. Korrelation zwischen Schwefel-Gesamt-Gehalt und Disulfid-Schwefel-
Gehalt
Die Auswertung der Teichsedimentproben (in Tab. 6-4 mit T gekennzeichnet) ergab
keine besonderen Ergebnisse. Zwar sind im oberen Sedimentbereich mit
3000mg/kg Eisen die höchsten Werte erreicht, der Wert liegt jedoch im Bereich
des Mittelwertes aller Proben. Interessant ist jedoch die Spannweite zwischen 3000
mg/kg in einem Sedimentbereich von 0-0,3 m und 1800 mg/kg in dem darunter
liegenden Bereich. Hier könnte bereits eine Anreicherung stattgefunden haben,
wenn diese auch in einem Bereich liegt, der dem Mittelwert aller Proben entspricht.
Hier sind weitere Untersuchungen sinnvoll.
Endbericht - März 2009 89

6.2 Gewässer
Die Probenahme für Wasserinhaltsstoffe erfolgte gemäß Tab. 5-1 im Flusswasser
der Lethe (17 Lokationen), im Bodenwasser der ungesättigten Zone (12 Lokationen)
im Grundwasser (11 Lokationen – insgesamt 68 Filterelemente) und an
3 landwirtschaftlichen Drainagen.
6.2.1 Lethe
Die Abb. 6-6 zeigt die Probenahmestellen entlang der Lethe.
Abb. 6-6. Probenahmestellen für Flusswasser entlang der Lethe
Endbericht - März 2009 90

Die Tab. 6-6 zeigt die Ergebnisse der Analysen am Flusswasser der Lethe, aufgetragen
von Süden nach Norden.
Tab. 6-6. Ergebnisse der Wasseruntersuchungen in der Lethe
Messpunkt
Wassertemperatur
Leitfahigkeit
pH
Sauerstoff
Eisen
Eisen_zwei
Nitrat NO3 -
Ammonium NH4 +
Chlorid
Phosphat_ortho
Sulfat 1
Gesamtharte
Kalzium
Magnesium
Bemerkungen
Nr. °C
µS/cm -
mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L
18 13.2 292 6.4 7.9 0.1 0.1 72 0.07 30.6 0.05 >20
16 11.4 262 6.9 9.6 0.1 0.1 59 0.08 23.9 1.4 >20
19 13.2 183 6.6 7.6 0.1 0.1 21 0.09 29.4 0.01 >20
10 12.6 207 6.4 5.8 0.3 0.1 26 0.1 21.4 0.05 >20
14 12.6 223 6.7 9 0.2 0.15 41 0.13 28.4 0.07 15
9 12.2 210 6.5 8 0.5 0.4 27 0.001 24.6 0.4 4.8
4 14.9 207 7 9 0.2 0.2 31 0.004 25.1 0.05 >20 - - -
12 2 15 147 5.6 5 2.2 2.1 10 0.26 19.8 0.06 2 5.9 11.8
8 13.2 151 6.9 8 0.5 0.4 12 0.005 20 0.7 7.2
7 12.7 154 6.4 8 0.9 0.7 9 0.003 20 0.05 10.5
6 10 149 6.5 8 1.0 0.8 8 0.17 20 0.09 14.1
3 14.5 143 6.9 6.5 2.2 1.6 2 0.004 31.3 0.08 >20 1.8 12.9 5.4
2 15.1 145 6.7 6.8 2.2 1.7 1 0.03 20 0.11 >20 - - -
2 15.1 144 6.5 8 1.4 1.3 3 0.2 19.1 0.1 >20
5 15.1 143 7.0 6.5 1.5 1.4 21 0.003 19.3 0.5 >20 1.2 - -
1 16.6 159 6.3 7.2 1.0 0.7 19 0.03 19.9 0.5 7.2 1.3 - -
1 13.2 157 7 8 1 0.9 4 0.2 17.9 0.4 8
1 14.2 153 7 8.5 1 0.8 9 0.08 19.5 0.4 10
20 13.4 168 7.1 9.6 0.2 0.2 9 0.3 22.3 0.01 >20
Legende:
Letheschuh
Lethe
Lethe
Oberhalb Talsperrensystem
Unterhalb Talsperrensystem
Sulfat 1 = Sulfat konnte nur bis zu einer Maximalkonzentration von 20 mg/l gemessen
werden.
12 2 = Messung in Zuleitungskanal zur Lethe – der überwiegend mit Drainagewasser
gespeist wird.
1.4 = sehr hoher Wert, der auch in 2 Wiederholungsmessungen erhalten wurde, es
konnte jedoch dafür keine Erklärung gefunden werden.
Endbericht - März 2009 91

Die Ergebnisse der Gewässeruntersuchungen zeigen wie auch schon bei
den Sedimentuntersuchungen eine eindeutige Zweiteilung – oberhalb des
Talsperrensystems und unterhalb des Talsperrensystems.
Im Letheschuh bis zum Talsperrensystem sind die Eisengehalte mit 0,1 bis 0,3
mg/l Fe 2+ entsprechend der Einordnung in Kapitel 4.2 als für die Forellenzucht zu
hoch. Die Werte liegen jedoch knapp unterhalb der weiteren in der Infobox zusammengestellten
Werte.
INFOBOX C: – Zusammenstellung von
Grenzwerten
Fe 2+
Konzentrationen
in der Forellenzucht

Unterhalb des Talsperrensystems bleiben die Nitratgehalte mit 10 mg/L auf konstant
niedrigem Niveau bis zum Ausgang des Untersuchungsgebietes. Lediglich an
zwei Messstellen kam es mit 21 mg/L NO - 3 und 19 mg/L NO - 3 zu erhöhten Nitratwerten.
Nitrat [mg/L] im Flusswasser
80
70
60
Lagekoordinaten Y [m] der
Talsperre Lethe
50
40
30
20
10
0
5858000
5860000
5862000
5864000
5866000
5868000
Nitrat [mg/L]
5870000
5872000
5874000
Y [m]
Abb. 6-7. Darstellung der Nitratkonzentrationen im Flusswasser entlang der Lethe
Ebenfalls auf eine Zonierung deuten die Ortho-Phosphat-gehalte hin. Sie liegen
oberhalb des Talsperrensystems bei im Mittel bei 0,1 mg/L Ortho-Phosphat, unterhalb
des Talsperrensystems bei etwa 0,3 mg/L. In natürlich belasteten Gewässern
ist anorganisch gebundenes Phosphat nur in Spuren vorhanden, weil es z.B. von
Algen schnell aufgenommen wird und sich im Boden mit Eisen bindet. Die höheren
Phosphatgehalte könnten auf im Boden an Eisen gebundenes Phosphat, das dem
Gewässer lateral mit Grund-/ Bodenwasser zuströmt, zurückzuführen sein.
Die Auftragung der Eisenkonzentrationen über den Gewässerlängskoordinaten im
Vergleich zu den Eisenkonzentrationen im Sediment (vgl. Abb. 6-8) zeigt diese
Zweiteilung noch einmal ganz deutlich.
Endbericht - März 2009 93

Eisen_zwei in der Lethe
2.5
mg/l
2
1.5
1
0.5
0
5858000
5860000
5862000
5864000
5866000
5868000
5870000
5872000
5874000
m
Eisengehalte im Sediment
30000
Eisen-Gesamt [mg/kg]
25000
20000
15000
10000
Drainagegraben
Drainagegraben:
Im Sediment:
76.000 mg/kg
5000
0
5858000
5860000
5862000
5864000
5866000
5868000
5870000
5872000
5874000
Y [m]
Abb. 6-8. Vergleich der Eisen-zwei – Konzentrationen in der Lethe mit den gefundenen
Eisen-Gesamtgehalten im Sediment der Lethe
Die gefundenen Eisenkonzentrationen im Flusswasser korrelieren mit den Eisengehalten
im Sediment oberhalb des Talsperrensystems. Die Grenze ist hier ungefähr
mit der Koordinate [Y] = 5866000 angegeben, was etwa der Lokation direkt
hinter der Staumauer der Lethetalsperre entspricht.
Die Sauerstoffwerte sind bis auf eine Ausnahme (Messpunkt 10) als ausreichend
hoch zu bezeichnen.
Die gemeinsame Betrachtung der Eisengehalte im Sediment und der Eisen-zwei –
Konzentrationen in der Lethe belegen, dass die hohen Eisengehalte im Sediment
auf Anreicherungen zurückzuführen sind. Diese wiederum sind auf einen anhaltende
lateralen Zustrom von Eisen aus dem Grund- / bzw. Bodenwasser zurückzuführen.
Die Ergebnisse der Untersuchungen des Grund- / Bodenwassers geben dafür
eindeutige Hinweise (vgl. Kapitel 6.2.2).
Endbericht - März 2009 94

6.2.2 Grundwasser
Die Ergebnisse der Analyse der Grundwasserproben, die entsprechend der Angaben
in Tab. 5-1 und Tab. 6-3 entnommen und analysiert wurden, zeigt Tabelle 6-8.
Die Lokationen der Entnahmestellen entsprechen den Lokationen der Bohrungen
(vgl. Abb. 6-3).
Legende zu Tabelle 6-8:
n.n = nicht nachweisbar; n.b. = nicht bestimmt
1 Nitrat = Werte unterhalb der Bestimmungsgrenze von

Fortsetzung Tabelle 6-8 –Seite 2
Messpunkt
Tiefe m uGOK
Leitfahigkeit
pH
Sauerstoff
Eisen
Eisen II
Nitrat
Ammonium
Nitrit
Chlorid
Wassertemperatur
Ortho-
Phosphat
Sulfat
Kalium
Nickel
Kalzium
Magnesium
Nr. m °C µS/cm - Mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L
2 2 17.8 182 5.9 1 9.6 8.8 4 0.01 n.n. 30.2 0.91 25 n.b. n.b. n.b. n.b.
2 2.3 15.3 169 6.2 2 9.7 8.5 3 0.02 n.n. 20.4 n.b. 30 n.b. n.b. 11.4 n.b.
2 2.6 20.4 151 6.2 2 8.0 7.3 1 0.03 n.n. 19.7 2.04 32 n.b. n.b. 17.4 n.b.
2 2.9 19.8 135 6.1 2 5.2 4.9 1 0.01 n.n. 17.2 1.49 39 n.b. n.b. 12.3 n.b.
2 3.9 16.8 141 6.2 2 8.0 7.1 3 0.06 n.n. 32.5 1.23 35 n.b. n.b. 9.3 n.b.
3 1 15.8 157 6.8 2 4.2 3.8 1 0.01 n.n. 25.9 0.14 35 n.b. n.b. 13.7 n.b.
3 1.5 14 131 6.5 3 3.5 3.3 1 0.01 n.n. 20.1 n.b. 36 n.b. n.b. n.b. n.b.
3 2 14 124 6.0 1 3.6 3.4 1 0.01 n.n. 19.9 n.b. 31 n.b. n.b. n.b. n.b.
3 2.5 15.5 145 6.6 4 5.1 4.6 1 0.01 n.n. 20.9 0.07 28 n.b. n.b. 11.5 n.b.
3 3 13.4 169 6.8 2 7.7 7.0 1 0.01 n.n. 22.6 0.24 31 n.b. n.b. 17.1 n.b.
3 3.5 13.2 175 6.8 1 8.5 7.7 1 0.01 n.n. 17.5 0.38 25 n.b. n.b. 15.9 6.8
3 4 13.8 172 6.8 2 8.4 5.8 1 0.01 n.n. 27.4 0.38 34 n.b. n.b. 7.5 12.0
3_2 3.2 4 1 0.01 n.n. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b.
3_2 3.7 9.9 322 4.6 4 0.4 0.4 95 0.06 0.13 17.8 n.b. 19 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_2 4.2 10 295 5.9 4 0.9 0.9 49 0.14 0.56 20.3 n.b. 43 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_2 4.7 9.5 6.6 4 0.3 0.3 20 0.06 n.n. 8 n.b. 22 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_2 5.2 10.1 154 6.3 3 0.3 0.3 15 0.12 n.n. 12 n.b. 4 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_2 5.7 9.4 133 6.9 3 1.0 0.9 3 0.21 n.n. 13.7 n.b. 18 n.b. n.b. 12.2 7.1
3_2 6.2 10.1 135 6.8 2 0.2 0.2 1 0.08 n.n. 6.7 n.b. 17 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_3 2.6 4 1 0.01 n.n. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b.
3_3 3.1 4 1 0.01 n.n. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b.
3_3 3.6 10 184 4.7 5 0.4 0.4 5 0.10 0.16 35.9 n.b. 5 n.b. n.b. 8.7 2.6
3_3 4.1 10.2 122 4.9 5 0.3 0.3 19 0.05 n.n. 15 n.b. 5 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_3 4.6 10.5 183 5.0 7 0.2 0.1 42 0.03 n.n. 13.8 n.b. 5 n.b. n.b. 14.9 n.b.
3_3 5.1 10.1 301 5.1 6 0.2 0.2 97 0.03 0.06 13.2 n.b. 8 n.b. n.b. n.b. n.b.
3_3 5.6 10.4 437 5.0 4 0.3 0.3 177 0.04 n.n. 15.5 n.b. 10 n.b. n.b. n.b. n.b.
4 1.6 16 174 6.1 3 0.5 0.5 2 0.01 n.n. 17 0.08 32 n.b. n.b. n.b. n.b.
4 1.9 16.9 98 6.5 3 1.8 1.8 1 0.05 n.n. 19.1 0.12 28 n.b. n.b. n.b. n.b.
4 2.2 15.1 128 6.2 3 3.4 3.3 2 0.08 n.n. 24.2 0.13 25 n.b. n.b. n.b. n.b.
4 2.5 17 81 6.4 2 3.0 3.0 2 0.33 n.n. 17 0.17 31 n.b. n.b. n.b. n.b.
Endbericht - März 2009 96

Fortsetzung Tabelle 6-8 –Seite 3
Messpunkt
Tiefe m uGOK
Leitfahigkeit
pH
Sauerstoff
Eisen
Eisen II
Nitrat
Ammonium
Nitrit
Chlorid
Wassertemperatur
Ortho-
Phosphat
Sulfat
Kalium
Nickel
Kalzium
Magnesium
Nr. m °C µS/cm - mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L
5 1.45 12.5 113 5.8 5 3.6 3.4 1 0.01 n.n. 15 0.08 32 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 1.75 12.3 113 5.9 5 3.9 3.6 1 0.01 n.n. 14 0.10 38 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 2.05 11.9 113 5.8 4 3.7 3.4 1 0.01 n.n. 25.6 0.19 39 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 2.35 12.6 113 6.1 3 3.7 3.5 1 0.01 n.n. 14.6 0.22 35 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 2.75 12.8 112 5.9 3 3.7 3.4 1 0.01 n.n. 14 0.26 33 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 3.05 12.2 113 5.9 3 4.0 3.8 1 0.01 n.n. 14.7 0.08 37 n.b. n.b. n.b. n.b.
5 3.35 13.5 112 6.2 4 4.3 4.1 1 0.01 n.n. 14.9 1.14 29 n.b. n.b. n.b. n.b.
5_2 3.2 10.9 155 5.6 4 3.4 3.4 4 0.01 n.n. 25.4 0.10 53 2.5

Messstellengruppe 1
Nitrat [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Messstellengruppe 3
Nitrat [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-9. Darstellung der Teufenverteilung der Nitratkonzentrationen in den
Messstellen der Lokation 1 und 3 (Grundwasser gebildet unter Acker)
Diese erhöhten Nitratkonzentrationen treten örtlich eng begrenzt auf. Ab einer Tiefe
von 3 m uGOK steigen sie auf Maximalwerte bis zu 210 mg/L Nitrat an. Ab 6 m
Tiefe gehen sie zurück auf Werte unterhalb der Nachweisgrenze. Es können keine
Aussagen darüber getroffen werden, wie sich die Nitratkonzentration unterhalb
dieser Tiefen entwickelt.
Im Gegensatz dazu zeigt das oberflächennahe Grundwasser in den Messstellen,
denen Grundwasser zuströmt, das unter Wald gebildet wurde, keine hohen Nitratkonzentrationen,
dieses Wasser ist praktisch nitratfrei (vgl. Abb. 6-10). Lediglich in
einer Teufe (Messstelle 5_2, Teufe 5,2 m uGOK) wurde 9 mg/L Nitrat nachgewiesen.
Endbericht - März 2009 98

Messstellengruppe 5
Nitrat [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-10. Darstellung der Teufenverteilung der Nitratkonzentrationen in den
Messstellen der Lokation 5 (Grundwasser, gebildet unter Wald)
Messstelle 2
Nitrat [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-11. Darstellung der Teufenverteilung der Nitratkonzentrationen in den
Messstellen der Lokation 2
Ebenfalls nitratfrei ist das oberflächennahe Grundwasser in den Lokationen 2 und 4
(vgl. Abb. 6-10 und 6-11).
Endbericht - März 2009 99

Messstelle 4
Nitrat [mg/L]
0 50 100 150 200 250
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-12. Darstellung der Teufenverteilung der Nitratkonzentrationen in den
Messstellen der Lokation 4
Für den Parameter Eisen-zwei sind die entsprechenden Daten in den folgenden Abbildungen
dargestellt.
Messstellengruppe 1
Eisen - zwei [mg/L]
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-13. Darstellung der Teufenverteilung der Eisen-zwei-Konzentrationen in
den Messstellen der Lokation 1
Endbericht - März 2009 100

Messstellengruppe 3
Eisen-zwei [mg/L]
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-14. Darstellung der Teufenverteilung der Eisen-zwei-Konzentrationen in
den Messstellen der Lokation 3
Messstellengruppe 5
Nitrat [mg/L]
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-15. Darstellung der Teufenverteilung der Eisen-zwei-Konzentrationen in
den Messstellen der Lokation 5
Endbericht - März 2009 101

Messstelle 2
Eisen - zwei [mg/L]
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-16. Darstellung der Teufenverteilung der Eisen-zwei-Konzentrationen in
den Messstellen der Lokation 2
Messstelle 4
Eisen-zwei [mg/L]
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
-1
-2
-3
Tiefe [m uGOK]
-4
-5
-6
-7
-8
-9
-10
Abb. 6-17. Darstellung der Teufenverteilung der Eisen-zwei-Konzentrationen in
den Messstellen der Lokation 4
Im oberflächennahen Grundwasser werden mit bis zu 10 mg/L Eisen (etwa 9 mg/L
Eisen-zwei) sehr hohe Konzentrationen ermittelt. Die Tab. 6-8 zeigt die statistische
Auswertung ausgewählter Parameter zur Grundwasserbeschaffenheit.
Danach zeigen die beobachteten Werte für einen Großteil der Messpunkte einen
reduzierten Bereich an.
Endbericht - März 2009 102

Tab. 6-8. Statistische Auswertung ausgewählter Parameter zur Grundwasserbeschaffenheit
Parameter
Sauerstoff
[mg/L]
Eisen, gesamt
[mg/L]
Eisen-zwei
[mg/L]
Nitrat
[mg/L]
Sulfat
[mg/L]
Anzahl der Messwerte MW Max. Min. Std.abw.
70 3 8 1 1,3
63 3 9,7 0,1 2,7
63 3 8,8 0,1 2,4
70 40 210 1 70
67 33 140 2 25,6
Legende zu Tab. 6-8:
MW = arithmetischer Mittelwert
Max. = Maximalwert
Min. = Minimalwert
Std.abw. = Standardabweichung
Eine Auswertung entsprechend Tab. 4-2 zeigt die Tab. 6-7. Das Grundwasser ist
an 46 von 67 Messpunkten als reduziert und an 13 als oxidiert zu betrachten. An 8
Messpunkten ist eine Zuordnung entsprechend der Kategorisierung nach Tab. 4-2
nicht eindeutig. Hier treten hohe Nitratgehalte und hohe Eisengehalte gleichzeitig
auf. Interessanterweise sind die Messpunkte, für die dies gilt, alle einer Messlokation,
nämlich der Lokation 1_2, zuzuordnen. Bei der Interpretation aller Messdaten
(Berücksichtigung aller Kompartimente: ungesättigte Zone – gesättigte Zone –
Gewässer) entlang der Transekte wird hierauf nochmals vertiefend eingegangen
(Kapitel 8).
Endbericht - März 2009 103

6.2.3 Bodenwasser
Die Abb. 6-18 zeigt die Probenahmestellen entlang der Lethe.
Abb. 6-18. Probenahmestellen für Bodenwasser entlang der Lethe
Endbericht - März 2009 104

Die Probenahme für Wasserinhaltsstoffe erfolgte gemäß Tab. 5-1 und
Tab. 5-3.Die Ergebnisse der Bodenwasseranalysen sind in Tab. 6-9 dargestellt.
Tab. 6-9. Ergebnisse der Bodenwasseranalysen (aufgetragen in Süd-Nord-
Richtung)
Messpunkt
Lage m üWSP
Wassertemperatur
1
Leitfähigkeit
pH
Sauerstoff
Eisen
Eisen II
Nitrat 1
Ammonium
Chlorid
Ortho-
Phosphat
Sulfat
Nr. m °C µS/cm - mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L
Bemerkungen
17 0.2 12.4 326 6.5 n.bb.. 0.9 0.7 37 0.4 35 n.b. 12
10 0.1 20 115 n.bb. n.bb.. 4.6 2.6 1 0.02 22 0.1 n.b.
.
15 0.1 12 274 6.4 n.bb.. 0.2 0.2 33 0.2 13 n.n. 33
9 0.1 21 220 n.bb. n.bb.. 9 7.2 15 0.03 52 0.2 n.b.
.
13 0.1 15 120 6.5 n.bb.. 6 1.4 6 0.9 14 1.6 15
13 0.1 14 100 6.3 n.bb.. 4.8 0.7 9 1 15 2 n.b.
8 0.1 15 212 n.bb. n.bb.. 3.1 2.9 1 0.001 34 0.5 25
.
8 0.2 17 231 n.bb. n.bb.. 8.1 7.2 1 0.4 22 0.1 20
.
7 0.1 14 144 n.bb. n.bb.. 2.5 2.3 1 0.08 1 0.1 33
.
7 0.2 14 167 n.bb. n.bb.. 0.5 0.3 3 0.005 1 0.1 31
.
6 0.1 17 154 n.bb. n.bb.. 7.4 2.8 3 0.006 1 0.6 27
.
6 0.2 13 165 n.bb. n.bb.. 10.9 7.9 1 0.8 1 0.3 31
.
3 0.1 18 313 6.7 6 1 0.3 1 0.001 52 0.2 n.b.
2 0.1 23 228 5.1 5.5 3 1.8 1 0.006 27 0.4 n.b.
2 0.2 23 212 6.2 n.bb.. 15 15 1 0.001 22 n.b. n.b.
5 0.1 20 142 5.9 4.8 16 10 2 0.008 20 0.3 n.b.
Lethe
Lethe Letheschuh
unterhalb Talsperrensystem
oberhalb Talsperrensystem
1 0.1 22 170 n.bb.
..
Legende zu Tabelle 6-9:
n.n = nicht nachweisbar
n.b. = nicht bestimmt
n.bb. = nicht bestimmbar
zu wenig Probenwasser
1 Nitrat = Werte unterhalb der Bestimmungsgrenze von

Die Betrachtung der Mittelwerte zeigt für die Ergebnisse die bereits für die Parameter
Flusswasserqualität und Sedimentgehalt gefundene Zonierung des Untersuchungsgebietes
in oberhalb und unterhalb des Talsperrensystems (vgl. Tabelle 6-
10).
Tab. 6-10. Statistische Auswertung ausgewählter Parameter zur Bodenwasserbeschaffenheit
Parameter
Anzahl der Messwerte MW Max. Min. Std.abw.
Eisen, gesamt
6
4,3
9
0,2
3,3
[mg/L]
11
7
16
0,5
5,4
Eisen-zwei
6
2,1
7,2
0,2
2,6
[mg/L]
11
5,4
15
0,3
4,7
Nitrat
6
16,8
37
1
14,8
[mg/L]
11
1,5
3
1
0,8
Legende zu Tab. 6-10:
MW = arithmetischer Mittelwert
Max. = Maximalwert
Min. = Minimalwert
Std.abw. = Standardabweichung
6 = oberer Wert für den Bereich oberhalb des Talsperrensystems
11 = unterer Wert für den Bereich unterhalb des Talsperrensystems
In den Lokationen oberhalb des Talsperrensystems sind hohe Nitratgehalte im Bodenwasser
gefunden worden, im Bereich unterhalb des Talsperrensystems sind die
Nitratgehalte gering, dafür werden höhere Eisen-zwei–Gehalte gefunden. Die Eisen-zwei-Gehalte
sind jedoch auch im Bodenwasser oberhalb des Talsperrensystems
als hoch zu bezeichnen.
Die Verteilung für den Parameter Nitrat zeigt die Abb. 6-19. Diese Verteilung korreliert
wiederum sehr gut mit der Verteilung der Nitratkonzentrationen in der Lethe
(vgl. Abb. 6-7. Darstellung der Nitratkonzentrationen im Flusswasser entlang der
Lethe).
Endbericht - März 2009 106

Die Grenze zwischen den zwei definierten Bereichen (nitratreich – nitratarm) ist
wiederum mit der Koordinate [Y] = 5866000 angegeben, was etwa der Lokation
direkt hinter der Staumauer der Lethetalsperre entspricht.
Nitrat
40
35
30
25
20
15
10
5
0
5860000
5861000
5862000
5863000
5864000
5865000
5866000
mg/L
5867000
5868000
5869000
5870000
Y [m]
Abb. 6-19. Darstellung der Nitratkonzentrationen im Bodenwasser entlang der
Lethe
Die Höhe der Nitratkonzentrationen scheint auch hier direkt auf die Einträge aus
der Landwirtschaft zurückzugehen. In den untersuchten Bereichen ist eine Bewirtschaftung
bis an den Gewässerrand vorhanden. In weiten
Bereichen, besonders im Letheschuh, überwiegt der Anbau von Mais. Unter Mais
wird die Nitratauswaschung von verschiedenen Autoren als besonders hoch angesehen
(z. B.[21] EULENSTEIN et al. 1993). Es sind besonders pflanzenbauliche Besonderheiten
im Maisanbau, die das Nitrataustragsrisiko erhöhen. So ist dem Mais
häufig eine winterliche Brache vorangestellt ([22] LÜTKE-ENTRUP et al. 1993), die
keinen Schutz vor einer Nitratauswaschung bietet. Aufgrund der späten Ernte folgt
häufig keine Hauptfrucht, die vor dem Winter eine nennenswerte N-Aufnahme erreicht
([23] FASSBENDER et al. 1993, [24] MAIDL & BRUNNER 1998). Die genannten
Faktoren lassen sich durch pflanzenbauliche Maßnahmen wie Zwischenfruchtanbau,
optimierte Gülletechnik oder Untersaaten verringern. Als weitere Ursache
für den hohen Nitrataustrag ist die langsame Jugendentwicklung zu nennen. Sie
kann durch pflanzenbauliche Maßnahmen kaum, bzw. nicht beeinflusst werden.
Nach [25] ALDRICH et al. (1986) sowie [26] AUFHAMMER et al. (1991) beträgt die
Spanne zwischen Saat und einer nennenswerten N-Aufnahme des Maisbestandes
30% – 40% der gesamten Vegetationszeit von Mais. Aufgrund der Reihenentfer-
Endbericht - März 2009 107

nung und schwachen Durchwurzelung des Reihenzwischenraumes besteht in diesem
Zeitraum abhängig vom Wasserspeichervermögen des Bodens und der Niederschlagsverteilung
ein hohes Austragsrisiko für Nitrat, das zur Saat ausgebracht
oder durch die Mineralisation der organischen Substanz freigesetzt wird ([27]
MAIDL 1990). Die Höhe der Nitratkonzentrationen in diesem Bereich ist daher wenig
verwunderlich und direkt auf die Nutzung zurückzuführen.
Die Verteilung der Parameter Eisen und Eisen-zwei entlang der Lethe zeigt die Abb.
6-20.
Eisen
18
16
14
12
mg/L
10
8
6
4
2
0
Eisen-zw ei
16
14
12
10
8
6
4
2
0
5860000
5861000
5862000
5863000
5864000
5865000
5866000
5867000
5868000
5869000
5870000
5860000
5861000
5862000
5863000
5864000
5865000
5866000
5867000
5868000
5869000
5870000
Y [m]
mg/L
Y [m]
Abb. 6-20. Darstellung der Eisen-Gesamt- und der Eisen-zwei – Konzentrationen
im Bodenwasser entlang der Lethe
Endbericht - März 2009 108

Die Abbildung zeigt ebenfalls deutlich die Zonierung im Untersuchungsgebiet. Diese
Zonierung der Beschaffenheit, die sämtliche Kompartimente, also Bodenwasser,
Grundwasser und Flusswasser, sowie das Sediment in der Lethe betrifft, geht einher
mit der topographischen Situation der Oberen Lethe. Im südlichen Bereich, im
Letheschuh bis zum Talsperrensystem, fließt die Lethe als künstlich verändertes
Gewässer, teilweise vollständig kanalisiert, bis zur ersten Talsperre, dem Feldmühlenstau,
der zudem etwa die Verbreitungsgrenze des Raseneisenerzvorkommens
bildet (vgl. Abb. 4–10). Unterhalb der Lethetalsperre beginnt eine typische Flussauebildung,
geprägt durch Mäander und tiefe Einschnitte in die hier feinkörnige
nacheiszeitliche Flugsandecke ([28] MICHAELSEN, 1969). Besonders im Bereich
nach der Lethetalsperre sind Versumpfungen infolge durchsickernden Grundwassers,
verstärkt durch die hochliegenden Zuleiter, zu beobachten. Mit dem Grundwasser
wird Eisen-zwei, und nach der Verbindung mit dem Luftsauerstoff, Eisenhydroxid
(Fe(OH) 3 ) in Gelform in Grüppen und Tümpeln transportiert.
Die im hydraulischen Modell festgestellten Interaktionen zwischen Grundwasser
und Flusswasser zeigen ebenfalls deutlich, dass Interaktionen mit hohen Zuflüssen
besonders im Bereich unterhalb der Lethetalsperre festzustellen sind (vgl. Bericht
zum hydraulischen Modell).
Endbericht - März 2009 109

7 Eisentransport in der Lethe
Die Abbildung der Verockerungserscheinungen in der Oberen Lethe wurden mit
dem Modell ECOLab berechnet. Ausgehend vom hydraulischen Modell, dem integrierten
Grundwasser-Oberflächenwasser Modell, das mit der Software MIKE SHE –
MIKE 11 realisiert wurde, wurde ECOLab mit dem Flusswassermodell – MIKE 11
gekoppelt, so dass die Entwicklung der Verockerung im Flussschlauch dargestellt
werden kann. Die zukünftige Entwicklung der Wasserbeschaffenheit wurde im
Grundwasser mit dem Modell PHREEQC berechnet.
7.1 Hydraulisches Modell
Das hydraulische Modell wurde als integriertes Modell im vorangegangenen Projekt
aufgebaut. Für die Fragestellung der Verockerung musste es verfeinert werden.
Um die Fließverhältnisse im Austauschbereich zwischen Grundwasserleiter und der
Oberen Lethe genau abbilden zu können, wurden entlang der Lethe Querprofile
aufgenommen. So konnten die Sohl-, Uferlokationen und Vorland höhengenau in
das hydraulische Modell übernommen werden (Höhenaufnahme exemplarisch dargestellt
in Abb. 7-1).
30
Querprofilvermessung - Obere Lethe
Profil 3400
29
28
27
Höhe [mNN]
26
25
24
23
22
21
20
0 20 40 60 80 100 120 140 160
X [m]
Legende:
Höhenmesspunkte
Abb. 7-1. Vermessung von Querprofilen mit GPS-Trimble R8-System, Beispiel einer
Aufnahme an Querprofil 3400
Endbericht - März 2009 110

Wie aus den vorangegangenen Kapiteln hervorgeht, beginnt die Verockerung der
Lethe ab der Lethetalsperre. Oberhalb der Lethetalsperre wird auch Eisen aus der
Landschaft in die Gewässer eingebracht, hier aber hauptsächlich in Drainagegräben.
In der Lethe selbst wurden keine Werte gemessen, die entsprechend der Einordnung
nach Infobox C (Seite 92) als problematisch anzusehen sind. Zudem kann
nicht kategorisch ausgeschlossen werden, dass das Talsperrensystem als Eisensenke
wirkt.
Daher wurde als Betrachtungsabschnitt für das Transportmodell die Obere Lethe
ab der Lethetalsperre bis zur Messstelle Bissel ausgewählt (vgl. Abb.7-2).
Lethe - Flussabschnitt unterhalb Talsperrensystem
5868800
Messsstelle Bissel
Statonierung 5400 [m]
5868600
5868400
5868200
Von DHI aufgenommene
Querprofile
5868000
5867800
5867600
5867400
5867200
Ahlhorner
Teiche
Staumauer
Lethetalsperre
Stationierung 0 [m]
5867000
5866800
5866600
5866400
5866200
5866000
3441000 3441500 3442000 3442500 3443000 3443500
Abb. 7-2. Flussabschnitt der Lethe unterhalb des Talsperrensystems – Talsperre
bis Messstelle Bissel – Bearbeitungsabschnitt zur Darstellung der Verockerung
Endbericht - März 2009 111

Die Rekalibrierung des so verfeinerten Modells ergab die Interaktion zwischen
Grundwasser und Oberflächenwasser als Abfluss q in m 3 /s je Zellkante Zufluss aus
dem Grundwasser in die Lethe. In Abb. 7-3 dargestellt sind die Zuflüsse in die Lethe
beispielhaft für 5 Berechnungszellen im Modell. Positiv dargestellt ist der Zufluss
aus dem Grundwasser zum Gewässer, ein negativer Wert bedeutet den Zufluss
aus dem Gewässer zum Grundwasser.
0.00050
SZ exchange flow with river (46, 97, 1) [m^3/s]
SZ exchange flow with river (42, 95, 1) [m^3/s]
SZ exchange flow with river (47, 83, 1) [m^3/s]
SZ exchange flow with river (57, 66, 1) [m^3/s]
SZ exchange flow with river (70, 35, 1) [m^3/s]
0.00045
0.00040
0.00035
0.00030
0.00025
0.00020
0.00015
0.00010
0.00005
0.00000
-0.00005
-0.00010
1994 1995 1996
Abb. 7-3. Interaktion zwischen Grundwasser und Gewässer, beispielhaft für 5 Berechnungszellen.
Wie ersichtlich, wird die Lethe auch aus dem Grundwasser gespeist. Die Variationsbreite
(hohe und niedrige Zuflüsse) kann an einigen Stellen sehr groß sein, an
anderen eher gering. Für die Abbildung wurden ganz bewusst extreme Werte herausgesucht,
um die räumliche wie auch die zeitliche Variabilität abzubilden. Diese
Zuströme aus dem Grundwasser zum Gewässer werden als Eingabeparameter in
das Gewässermodell MIKE 11 / ECOLab übergeben. Der Abfluss der Lethe wird etwa
zu je einem Drittel aus Grundwasser, Drainage und Oberflächenabfluss erzeugt.
Endbericht - März 2009 112

7.2 Modell Ecolab
7.2.1 Überblick
Im Modell ECOLab wurde die Beschaffenheit und die Beschaffenheitsveränderung
entlang des insgesamt 5400 m langen Flussabschnittes dargestellt. Die Hydraulik
wurde mit dem gekoppelten Grundwasser-Oberflächenwasser-Modell abgebildet,
die Randbedingungen für die Beschaffenheit wurden aus den eigenen Untersuchungen
erstellt. Diese waren keine Langzeituntersuchungen, im Projektzeitraum
konnten nur über 2 Monate die Beschaffenheitsparameter untersucht werden. Um
die Schwankungsbreite der Parameter zu identifizieren, wird die Erhebung von
Messdaten in höherer zeitlicher Auflösung über einen Zeitraum von einem hydrologischen
Jahr wird empfohlen.
Ein Großteil der Belastung des Gewässers mit Eisen-zwei wird jedoch aus den Umsatzprozessen
im Grundwasser induziert. Diese Prozesse sind langfristig ablaufende
Prozesse, da sie wiederum von der Eintragsgeschichte, dem Transportweg und
dem Umsatzpotential abhängen.
Die zeitliche Auflösung ist für die betrachteten Transekten und die gemessenen
Werte in der ungesättigten Zone nicht bekannt. Jedoch geben die Ergebnisse der
Langzeitbetrachtungen der Wasserbeschaffenheit in den Vorfeldmessstellen des
Grundwasserleiters (von 1989 bis 2005 lagen Daten vor) eindeutige Hinweise auf
deren zeitliches Verhalten (GEOINFOMETRIC, 2005). Es wurden ebenfalls hohe Nitratgehalte
und hohe Eisengehalte festgestellt. Zwischen 1989 und 2005 sind hier
zum Teil auch steigende Werte zu beobachten. Dies weist wiederum darauf hin,
dass es sich nicht um eine nur kurzfristige Erscheinung handelt. Dies zeigen ebenfalls
die Eisengehalte im Sediment der Lethe, sie weisen auf Anreicherungsprozesse
hin.
Der Ansatz der gefundenen Konzentrationen für das zufließende Grundwasser als
lateraler Zufluss aus dem Grundwasser zum Gewässer ist somit für den Status als
Voruntersuchungen gerechtfertigt.
Für die Abbildung des Verockerungsprozesses in der Lethe wurde für MIKE11 ein
Ockermodul entwickelt, das nachfolgend beschrieben wird.
Endbericht - März 2009 113

7.2.2 Ocker-Modul (MIKE 11)
Das Ockermodul ist als ADD-ON Modul in ECOLab für die MIKE11-Software
entwickelt worden. Im Folgenden werden die wichtigsten Prozesse sowie die
Umsetzung der Dynamik der Ockerbildung und –fällung beschrieben (vgl. Abb.
7-4).
Fe++ Fe+++ Ausfällung
Oxidation
Lösung
Fe (OH) 3
Resuspension
Sedimentation
Sedimentierter Ocker
Abb. 7-4. Berücksichtigung des Ockerbildungsprozesses in ECOLab
Beschreibung der Prozesse und Zustandsvariable
Die erste Stufe der Ockerbildung, die Oxidation von Fe² + zu Fe³ + unterliegt der
folgenden Gleichung:
4 Fe 2+ + O 2 + 4 H + 4 Fe 3+ + 2H 2 O
Die Kinetik der Reaktion kann nach
d[Fe 2+ ]/dt = - k [O 2 ] [OH - ] 2 [Fe 2+ ]
beschrieben werden.
Der Umsatz, also die zeitliche Änderung der Eisenionenkonzentration, ist eine
Funktion der Eisenionenkonzentration selbst und der Sauerstoff- und
Hydroxidionenkonzentration (pH). Die Geschwindigkeitskonstante (k) ist vom
Nutzer zu spezifizieren, sie kann z.B. in Experimenten bestimmt werden.
Endbericht - März 2009 114

Die Reaktionsgeschwindigkeit ist proportional zur Ausgangskonzentration. Die in
der Literatur angegebenen Werte für die Geschwindigkeitskonstante der Eisen(II)-
Oxidation für wässrige Lösungen des pH-Wert-Bereiches 6-8 liegen zwischen 1,5
bis 5,0 x10 13 M -2 atm -1 min -1 .
Der gebildete Ferro-Eeisenhydroxydkomplex fällt als Ocker aus. Die zwei
Mechanismen, die im Modell die freie Ferro-Eisenkonzentration bestimmen sind die
Oxidation von Ferroeisen und die Fällung von Ocker.
[FeOH 3 ] ← → [Fe 3+ ] [OH - ] 3
Bei pH-Werten größer als 3 ist das Gleichgewicht in der Gleichung nach links
verschoben. Es kommt keiner Rücklösung von bereits gefälltem Ocker. Ocker ist
schwer löslich und das Lösungsprodukt ist etwa 10 - 40. Das Gleichgewicht stellt
sich momentan ein.
k s = [Fe 3+ ] [OH - ] 3
Die Sauerstoffkonzentration stellt sich über die vier verschiedenen Prozesse
Sauerstoffeintrag (durch Luft), Photosynthese, Respiration und Oxidation von
Ferroeisen ein.
Die pH Werte für das Gewässer werden durch das Karbonatsystem gepuffert und
berechnet.
Das Karbonatsystem besteht grundlegend aus drei Gleichungen. Kombiniert man
diese mit die Ausdrücken für den gesamtorganischen Kohlenstoff (TUC - TAC –
TIC) und der Alkalität, erhält man ein lösbares Gleichungssystem (5 Gleichungen
mit 5 Unbekannten).
TUC ist die Summe der anorganischen Kohlenstoffkomponente:
TUC = [H 2 CO 3 ] + [HCO 3 - ] + 2[CO 3 2- ]
Im pH Bereich 5-8 werden die Komponenten [H 2 CO 3 ] und [HCO 3 - ] das
Kohlensäuersystem dominieren.
Die Konzentration der TUC ändern sich beim Austausch von Kohlendioxid mit der
Atmosphäre und Pflanzen (Respiration und Photosynthese).
Endbericht - März 2009 115

TAL ist ein Maß für die Pufferstärke des Wassers und ist wie folgt definiert:
TAL = [HCO 3 - ] + [CO 3 2- ] + [OH - ] - [H + ]
TAL ist ein Ausdruck für die Fähigkeit des Gewässers, pH Variationen zu puffern.
Niedrige Alkalität macht das System anfällig für pH Änderungen.
Das Ockermodell beschreibt die Variationen von sieben Zustandsvariablen über die
Zeit als unabhängige Variablen. Das Modell besteht aus einem Ocker-Teil und einem
pH-Teil. Die sieben Zustandsvariablen sind:
Ocker-Teil:
FE2 Gelöstes Ferro-eisen (mg/L)
FE3 Gelöstes Ferri-eisen (mg/L)
FEOH3 Ockerkonzentration (suspendiert) (mg/L)
FES Benthischer Ocker (g/m 2 )
DO Sauerstoffkonzentration (mg/L)
T Temperatur (ºC)
pH-Teil:
TUC Gesamtanorganischer Kohlenstoff (mol/L)
TAL Alkalität (mol H + /L)
Hieraus abgeleitet berechnete sich die Kohlenstoffkonzentration und der pH-Wert.
Anwendung
Das Modell wurde zur Berechnung und Beschreibung des Ockertransports und der
Ausfällung im Gewässer angewandt. Darüber hinaus kann das kalibrierte Modell
zusammen mit Monitioringdaten zur Einschätzung der Ockerbilanz (Bildung, Transport,
und Auflösung) genutzt werden.
Endbericht - März 2009 116

7.2.3 Modellinput
Die stofflichen Randbedingungen ergaben sich aus den eigenen Untersuchungen
und wurden aufgrund der fehlenden Zeitreihen als konstante laterale Einleiterkonzentrationen
angesetzt (vgl. Tabelle Tab. 7-1).
Tab. 7-1. Konzentrationen an den lateralen Einleitungspunkten
Einleitungspunkte (Lage vgl. Abbildung Abb. 6-18)
8
Direkt
unterhalb
der Lethe -
talsperre
7 6 3 2 5 1
Messstelle
Bissel
Parameter
Eisen-zwei
6 2 8 1 8 10 9
[mg/L] 1
Sauerstoff
8 8 8 6,5 7,5 6,5 8
[mg/L] 2
pH [-] 3 6,9 6,4 6,5 6,9 6,7 7 7
Legende zu Tab. 7-1
1 = Konzentration im Zulauf (Bodenwasser)
2,3 = Konzentration im Gewässer (Lethe)
Entlang der Lethe gibt es Bereiche, an denen per Augenschein mehr Eisen eingetragen
wird – dies sind die Bereiche, in denen lokal Eisen an der Oberfläche ausfällt
– und Bereiche, an denen dies so nicht erkannt werden kann. Die Ergebnisse
der Untersuchungen zum Eisengehalt im Bodenwasser spiegeln diese Unregelmäßigkeit
wieder. In späteren Untersuchungen sollten deshalb kürzere Entfernungen
zwischen den Entnahmestellen gewählt werden, um diese Verteilung den realen
Bedingungen entsprechend, zu erfassen.
Für die Eingabe im vorliegenden Modell wurden die Werte zwischen den lateralen
Einleitungspunkten interpoliert. Dieser Ansatz ist naturgemäß mit hohen Unsicherheiten
behaftet, aber aufgrund der Datenlage ist er geeignet, eine erste Abschätzung
über das transportierte Eisen aus dem Modell abzuleiten.
Endbericht - März 2009 117

7.3 Berechnungen – Ergebnisse
Die Ergebnisse eines Berechnungslaufes sind nachfolgend dargestellt. Der Berechnungszeitraum
von 4 Monaten ergab sich aus dem Betrachtungszeitraum der Messung
der Wasserspiegellagen an der Messstelle Bissel und dem Zeitraum, über den
die Beobachtungen zu den Wasserbeschaffenheitsparametern, insbesondere Eisenzwei,
ausgeführt wurden.
Dargestellt sind die mittleren Werte für gelöstes Eisen-zwei (Abb. 7-5), Sauerstoffkonzentration
(Abb. 7-6), ausgefällter Eisenocker (Abb. 7-7) und pH-Wert
(Abb. 7-8) und jeweils die gemessenen Werte an den Lokationen (rotes Quadrat).
Gelöstes Eisen in der Lethe
8
7
6
5
4
3
2
1
Eisen - Zwei [mg/L]
0
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-5. Konzentration gelöstes Eisen-zwei in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN1
Gelöster Sauerstoff in der Lethe
11
10.5
10
9.5
9
8.5
Sauerstoff [mg/L]
8
7.5
7
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe
Abb. 7-6. Konzentration gelöster Sauerstoffs in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN1
Endbericht - März 2009 118

Ausgefällter Eisenocker
350
300
250
200
150
m g/L
100
50
0
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-7. Ausgefällter Eisenocker in der Lethe – Berechnungsergebnisse – RUN1
pH Werte in der Lethe
7.30
7.20
7.10
7.00
6.90
6.80
6.70
6.60
6.50
6.40
6.30
pH-Wert [-]
6.20
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-8. pH-Werte in der Lethe – Berechnungsergebnisse – RUN1
Die Ergebnisse der Berechnung – RUN1 bilden die Beschaffenheitsveränderungen
im Gewässer entsprechend des ablaufenden Prozesses prinzipiell ab. Ein Anstieg
der Konzentrationen von Eisen – zwei im Gewässer korreliert mit der Verringerung
der Sauerstoffkonzentration und dem Anstieg des pH-Wertes. Allerdings werden
die beobachteten Werte von den Berechnungsergebnissen nicht getroffen. Für die
Konzentration des gelösten Eisens in der Lethe ist bis zur Stationierung 4000 [m]
die Dynamik prinzipiell abgebildet. Danach steigen die Eisengehalte im Modell an,
während die gemessen Daten eine gegenläufige Tendenz aufweisen. Insgesamt
wird der Prozess so nicht vom Modell abgebildet. Insgesamt sind die Werte zu
hoch.
Endbericht - März 2009 119

Folgende Gründe sind dafür verantwortlich:
1. Räumliche Verteilung des Eiseneintrags
Mit dem Ansatz von gleich bleibenden lateralen Eintragskonzentrationen aus
dem Bodenwasser zwischen den Bestimmungslokationen wird der Heterogenität
des Eiseneintrags nicht ausreichend Rechnung getragen. Für weitere
Untersuchungen ist in regelmäßigem Abstand, z.B. 50 – 100 m Abstand zwischen
Probenahmestellen, eine Entnahme und Analyse von Bodenwasser
vorzunehmen.
2. Zeitliche Verteilung des Eintrags
Der Eiseneintrag ist nicht konstant über einen längeren Zeitraum, sondern
unterliegt aufgrund der ablaufenden Prozesse, insbesondere in der Uferzone,
einer zeitlichen Variabilität. Daher ist der Ansatz gleichbleibender Konzentrationen
mit Unsicherheiten behaftet. Zukünftige Probenahmen (z.B. eine Probenahme
je Quartal) sollten daher mindestens über einen Zeitraum von einem
Jahr ausgeführt werden.
Es wurden zwei weitere Berechnungsläufe ausgeführt, in dem eine Reihe von Veränderungen
im Model-Setup vorgenommen wurden.
Im Berechnungslauf 2 wurde der Eintragsparameter Eisen-zwei halbiert. Dies war
eine willkürliche Veränderung, die im Ergebnis die Sensitivität des Parameters, also
den Einfluss einer drastischen Veränderung zeigen soll. Die Ergebnisse zeigen die
nachfolgenden Abbildungen.
Gelöstes Eisen in der Lethe
2.5
2
1.5
1
Eisen - Zwei [mg/L]
0.5
0
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-9. Konzentration gelöstes Eisen-zwei in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN2
Endbericht - März 2009 120

Gelöster Sauerstoff in der Lethe
11.5
11
10.5
10
9.5
9
8.5
Sauerstoff [mg/L]
8
7.5
6000
5000
4000
3000
2000
1000
7
0
Stationierung ab Talsperre Lethe
Abb. 7-10. Konzentration gelöster Sauerstoffs in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN2
Ausgefällter Eisenocker
60
50
40
30
20
10
µg/m3 in 4 Monaten
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-11. Ausgefällter Eisenocker in der Lethe – Berechnungsergebnisse – RUN2
pH Werte in der Lethe
7.20
7.10
7.00
6.90
6.80
6.70
6.60
6.50
6.40
6.30
pH-Wert [-]
6000
5000
4000
3000
2000
1000
6.20
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-12. pH-Werte in der Lethe – Berechnungsergebnisse – RUN2
Endbericht - März 2009 121

Erwartungsgemäß sinkt mit dem Eintrag auch die Konzentration gelösten Eisens im
Wasser der Lethe, sowie die Masse ausgefällten Eisens. Die gemessenen Werte
werden mit diesem Berechnungslauf und diesen Randbedingungen jedoch nicht
getroffen. Insbesondere im Untersuchungsabschnitt oberhalb der Messstelle Bissel
(Einleitungspunkt 1 bis Einleitungspunkt 2) werden Werte im Bodenwasser von bis
zu 10 mg/L Eisen-zwei gefunden, die im Modell zu Konzentrationen zwischen 2 und
3 mg/L gelöstem Eisen und festem Eisenocker von etwa 60 - 80 mg/L in diesem
Flussquerschnitt führen. Im Wasser der Lethe wurden Eisen-Konzentrationen von
weniger als 1 mg/L gemessen. Diese Werte werden im Modell nicht erreicht. Auch
hier gelten die genannten Unsicherheiten als mögliche Ursachen.
Ein weiterer Berechnungslauf – RUN3 – wurde unter der Annahme ausgeführt,
dass nur jeweils in einem Bereich von bis zu 300 m um den Einleitungspunkt herum
(Lokation, an der eine Bodenwasserprobe entnommen wurde) ein Eiseneintrag
aus der ungesättigten Zone stattfindet (vgl. Abb. 7-13).
Aus dem Konzept eines lateralen Eintrags entlang des gesamten Verlaufes der Lethe
ab der Talsperre Lethe wurde das Konzept eines Eintrages in Teilbereichen.
Die Ergebnisse sind nachfolgend dargestellt.
Gelöstes Eisen in der Lethe
3.5
3
2.5
2
1.5
1
Eisen - Zwei [mg/L]
0.5
0
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-13. Konzentration gelöstes Eisen-zwei in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN3 – Eintrag in Teilbereichen
Die Darstellung zeigt eine gute Abbildung der Dynamik der Eisenkonzentrationen in
der Lethe. Die tatsächlichen Konzentrationen wurden nicht genau abgebildet. Vor
dem Hintergrund der o.a. Unsicherheiten der zeitlichen und räumlichen Verteilung
des Eintrags ist jedoch insbesondere die gute Wiedergabe der Dynamik – Anstieg
und Abfallen der Eisenkonzentrationen – zu beachten. Hier zeigt sich, dass das
Modell die grundlegenden Vorgänge abbilden kann.
Endbericht - März 2009 122

Einen weiteren Berechnungslauf (RUN4) zeigt die Abb. 7-14. Hier wurde der Eintrag
im Bereich der Messstellen Bissel (Einleitungspunkte 1 bis 2) auf ein niedriges
Niveau gebracht, um so zu zeigen, dass das Modell den tatsächlichen Verlauf abbilden
kann.
Gelöstes Eisen in der Lethe
3.5
3
2.5
2
1.5
1
Eisen - Zwei [mg/L]
0.5
0
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Stationierung ab Talsperre Lethe [m]
Abb. 7-14. Konzentration gelöstes Eisen-zwei in der Lethe – Berechnungsergebnisse
– RUN4 – Eintrag in Teilbereichen, reduzierter Eintrag im Bodenwasser an
den Einleiterstellen 1 bis 2 (vgl. Tab. 7-1)
Eine Verringerung der Eintragssituation in den Einleiterlokationen 1, 5, 2 führt zu
dem dargestellten Konzentrationslängsprofil in der Lethe. Der zusätzliche Berechnungslauf
zeigt, dass hier ein sensitiver Parameter vorliegt. Die Unterschiede in
den berechneten und gemessenen Werten können aus dem zeitlichen Versatz der
Probenahme Gewässer – Boden - Grundwasser, also der vermuteten zeitlichen und
räumlichen Variabilität der Eisenkonzentrationen herrühren. Aus diesem Berechnungslauf
kann abgeleitet werden, wie entscheidend die Entnahme räumlich und
zeitlich belastbarer Bodenwasserproben ist.
Der Vergleich der Abbildungen 7-5, 7-9, 7-13 und 7-14 zeigt die Sensitivität der
Konzentrationen gelösten Eisens gegenüber der Eintragssituation. In der nachfolgenden
Tabelle 7-2 ist dies zusammenfassend dargestellt.
Endbericht - März 2009 123

Tab. 7-2. Vergleich der Berechnungsergebnisse RUN1 bis RUN4 mit gemessenen
Konzentrationen im Gewässer
Konzentration
Konzentration
Konzentration
Einleitungsstelle
- gemessen 1)
Eisen-zwei [mg/L]
im Bodenwasser
EINTRAG
- berechnet
Eisen-zwei [mg/L]
im Gewässer
- gemessen
Eisen-zwei [ mg/L]
im Gewässer
Run1
Run2
Run3
Run4
Run1
Run2
Run3
Run4
Mittel aus 2-3 Messungen
8 6 3 6 6 1.8 1.4 1.3 1.5 0.4
7 2 1 2 2 2.1 1.4 1.4 1.4 0.7
6 8 4 8 8 3.7 1.6 2.1 2.1 0.8
3 1 0.5 1 1 3.9 1.5 2.2 2.2 1.6
2 8 4 8 1 6.1 1.8 2.6 1.9 1.5
5 10 5 10 1 6.0 2.2 3.1 1.5 1.4
1 9 4.5 9 1 6.7 2.3 3.3 1.5 0.8
Legende zu Tabelle 7-2:
1) die tatsächlich gemessenen Konzentrationen im Bodenwasser wurden in
den Berechnungsläufen RUN1 und RUN3 angesetzt. In den Berechnungsläufen
RUN2 und RUN4 wurden die Werte entsprechend den o.a. Werten und
der u.a. Prozeduren verändert.
Run1. Original-Daten zum Eintrag wurden verwendet – lateraler Eintrag in
die Lethe über den gesamten betrachteten Bereich (5400 m Fließgewässerlänge)
Run2. Die Original-Eintragsdaten wurden halbiert – lateraler Eintrag in die
Lethe über den gesamten betrachteten Bereich (5400 m Fließgewässerlänge)
Run3. Original-Daten zum Eintrag wurden verwendet – lateraler Eintrag nur
in einem Bereich zwischen 200 bis 300 m um die Einleiterstelle
Run4. Original-Daten zum Eintrag wurden verändert: an den letzten 3 Einleitungsstellen
(1, 5, 2 – vgl. Tab. 7-1) wurden die Werte auf 1 mg/L herabgesetzt,
um zu zeigen, dass die im Gewässer gemessenen Werte unter dieser
Annahme erreicht werden können.
Endbericht - März 2009 124

Der Vergleich in Tabelle 7-2 zeigt, dass das Modell sensitiv auf die Veränderung
der Einleiterkonzentration und der Einleitungslänge des lateralen Zuflusses reagiert.
Sensitive Parameter sind demnach die Zuleitungskonzentration und die Einleitungslänge.
Es macht mit dem vorhandenen Wissen (= Datenmaterial) keinen Sinn, das Modell
weiter durch Veränderungen der Eintragssituation an die an 2-3 Terminen gemessenen
Werte anzupassen, da diese Veränderungen nur auf Vermutungen basieren.
Tatsächlich lässt sich jedoch zeigen, dass der Eintrag aus dem Boden- bzw.
Grundwasser auch in der beobachteten Höhe für die Eisenkonzentrationen in der
Lethe verantwortlich ist.
Die Parameter Sauerstoff und pH-Wert werden nur in einer großen Bandbreite im
Modell abgebildet. Insbesondere der Parameter pH-Wert wird nicht genügend genau
vom Modell abgebildet. Hier sind zum einen noch Verbesserungen im Modell
selbst möglich. Andererseits ist der Parameter ph-Wert auch sehr stark vom Kohlensäuresystem
im Gewässer abhängig. Hier lagen keinerlei Daten vor, die Aufnahme
genauer Daten wäre zu aufwändig gewesen, sie musste daher unterbleiben.
Für weitergehende Untersuchungen wird eine genaue Abbildung des Kohlensäuresystems
empfohlen.
Es ist jedoch festzuhalten, das das Modell in der Lage ist, die Konzentrationen gelösten
Eisens bei einer vorgegebenen Eintragssituation durch Eisen-zwei aus dem
Bodenwasser hinsichtlich der Dynamik und auch hinsichtlich der Höhe der zu erwartenden
Eisenkonzentrationen im Gewässer abzubilden.
FAZIT
Eine Kalibrierung und Validierung des Transportmodells ist aufgrund der Datenlage
nicht möglich gewesen. Ein Modell ist prinzipiell jedoch nicht nur dazu geeignet,
Prognoserechnungen (nach Kalibrierung und Validierung) auszuführen,
sondern ebenfalls dazu geeignet, das System, das beschrieben
werden soll besser zu verstehen, eben auch mit solchen Berechnungen,
wie sie von DHI hier ausgeführt wurden.
Mit dem Modell wurden Rechenläufe zum prinzipiellen Verhalten des Systems ausgeführt.
Dies ist ein Ergebnis eines Modells! Das Modell ist in seiner vorliegenden
Form bereit, nach der Erhebung weiteren Datenmaterials kalibriert zu werden.
Das Modell hat durch die ausgeführten Rechenläufe auf etwas hingewiesen: Die
Eisenkonzentrationen im Fluss sind nicht durch gleichmäßig verteilte Eintragszenarien
über das Bodenwasser abzubilden. Es ist ein ungleichmäßiger Eintrag, der
durch die Heterogenität der Hydraulik (Interaktion zwischen Grundwasser und
Fluss), des Stoffdepots und der Umsatzprozesse bedingt ist.
Endbericht - März 2009 125

8 Diskussion der zukünftigen Wasserqualität
Die Wasserbeschaffenheit im Lethe-Einzugsgebiet befindet sich in einem stetigen
Wandel. Natürliche und anthropogene Prozesse überlagern sich räumlich und zeitlich
heterogen. Die natürlichen Prozesse, die die Grundwasser- und Gewässerchemie
beeinträchtigen sind zunächst frühdiagenetische Kohlenstoff- Mineralisierungsprozesse.
Die im Sediment vorhandenen organischen Verbindungen werden von Mikroorganismen
unter Verwendung von unterschiedlichen Elektronenakzeptoren oxidiert.
Der effektivste Elektronenakzeptor ist Sauerstoff, der jedoch nur langsam durch
den Boden ins Grundwasser eindringt. Von größerer quantitativer Bedeutung in
naturbelassenen Grundwassersystemen sind Fe(III)-oxide und Sulfat (Appelo &
Postma, 2005). Diese Prozesse haben dazu geführt, dass der Lethe Grundwasserkörper
natürlich anoxisch ist und gelöstes Eisen (Fe 2+ ) enthält. Die Eisen (Fe 2+ )
Konzentration des „Ursprungs“-Grundwasser liegt bei 2-10 mg/L, wie aus den
OOWV Monitoringsdaten hervorgeht (siehe Kapitel 4). Die Reduktion der Fe(III)-
oxide und Sulfat führen auch zur Bildung von Sulfide wie Pyrit. Die Fe 2+ Konzentration
im Grundwasser werden durch die Fällung und Auflösungsprozesse relativ
niedrig gehalten und durch das Lösungsprodukt von Fe(II)-mineralien wie Siderit
und Pyrit kontrolliert. Über die Jahre – vermutlich viele Jahrtausende – wird der
Grundwasserkörper jedoch durch den eindringenden Sauerstoff oxidiert.
Sowohl die Bewirtschaftung von Wasser, als auch die landwirtschaftliche Nutzung
des Lethe Einzugsgebietes haben jedoch große Änderungen hervorgerufen. Der
Grundwasserspiegel ist durch Veränderungen im Abflussmuster abgesenkt worden
und die landwirtschaftliche Nutzung führen zu höheren Einträgen von Salzen. Der
schnellere Abfluss und der abgesenkte Grundwasserspiegel führen zur erhöhtem
Sauerstoffeintrag und zu Veränderungen in der Interaktion von Grund- und Oberflächenwasserkörpern
z.B. durch Drainage. Der Düngerüberschuss der Landwirtschaft
– insbesondere der modernen Landwirtschaft – ist besonderes wichtig, da
Nitrat einer der meist reaktionsfreudigen Elektronenakzeptoren ist.
Die Reaktion zwischen Pyrit und Nitrat gilt als schnelle Reaktion. Somit führt die
heutige, anthropogen veränderte, geochemische Situation zu einer starken Beschleunigung
der natürlichen Oxidationsprozesse im Grundwasserkörper und erhöht
zeitweilig den Eintrag von ockerbildendem Fe 2+ in die Lethe.
Hieraus ergeben sich folgende wichtige Fragen:
1) Mit welcher Wasserqualität der Oberflächen- und Grundwasser ist in Zukunft
zu rechnen?
2) Über ein wie langen Zeitraum ist mit Verockerungsproblemen zu rechnen?
3) Gibt es Möglichkeiten die Verockerungsprobleme durch Veränderungen in
der Bewirtschaftung zu mindern?
Endbericht - März 2009 126

8.1 Die zukünftige Wasserqualität
Bei gleichbleibender Bewirtschaftung ist die zukünftige Wasserqualität wie nachfolgend
beschrieben zu prognostizieren.
Der Endpunkt entspricht der Situation, wenn das Stoffdepot Pyrit oxidiert ist und
Nitrat ungehindert in die Lethe aus dem Grundwasserkörper zuströmen kann. Bereits
heute dominiert dieser Wassertyp den oberen Teils des Aquifers (siehe Abbildung
in Kapitel 4: 4-11). Oberhalb des Letheschuhs sind die Verockerungsprozesse
seit langem abgeschlossen und die Wasserqualitätsdaten der oberen Lethe belegen
auch klar, das nitratreiches und gleichzeitige Fe 2+ -freies Wasser der Lethe zuströmt.
Die Verockerungserscheinungen sind somit „nur“ ein temporäres Problem.
Bei gleichbleibender Bewirtschaftung wird man „nur“ das Nitrat Problem erhalten.
Ein wahrscheinliche Wasserqualität lässt sich aus der Bohrung 337 des OOWV
prognostizieren. Die Daten sind in Tabelle abgebildet.
Tab. 8-1. Wahrscheinlicher Endzustand ausgewählter Wasserqualitätsparameter
SO 4 Cl Ca NO 3 K Mg Na NH 4 O 2 pH
„Urzustand“ 15 19 5 - 2.5 2.5 12 - - 5.8
Endzustand 55 31 36 130 21 17 14 0.1 8.7 5
Legende zur Tabelle: Das Beispiel „Urzustand“ entspricht der Grundwasserzusammensetzung
von Brunnen 266 (OOWV-Monitoringdaten) und die Daten für
den „Endzustand“ können mit den Daten Brunnen 337 abgedeckt werden. Alle
Konzentrationen in mg/L.
Die aufgeführten Daten dienen vorerst als Beispiel für die wahrscheinliche Entwicklung
und darf nicht als exakte Angabe angesehen werden. Die Tendenz ist jedoch
klar, die Ionenstärke wird sich etwa 10-fach erhöhen und die Nitratkonzentration
werden die in der heutigen Trinkwasserverordnung festgelegten Grenzwerte übersteigen
– dies ist bereits der Situation im oberen Bereich der Lethe (vgl. Kapitel
6.2.1, Tabelle 6.6). Die Verockerung wird jedoch kein Problem im Endzustand
sein. Dieser Prozess wird oberhalb des Letheschuhs dann bereits abgeschlossen
sein und die erhöhte Ionenstärke und hohe Nitratkonzentrationen sind im gesamten
Einzugsgebeit verbreitet (siehe Leitfähigkeitsdaten der OOWV und Tabelle 6-
6).
Endbericht - März 2009 127

8.2 Verockerung – wie lange noch?
Die in den vorangegangenen Kapiteln dargestellten Ergebnisse zur Verockerung
(Daten in Grundwasser, Bodenwasser, Flusswasser und Gestein) sollen nun zur
näheren Beschreibung der aktuellen Prozessgeschwindigkeiten herangezogen werden.
Wenn die Prozessgeschwindigkeiten und -größen bekannt sind, kann eine
Prognose über die Dauer bis zum Erreichen des Endzustandes erstellt werden.
Hierfür werden die Verockerungsprozesse für die drei ausgesuchten Profile T1, T2
und T3 beschrieben. Es wird in jeweils einer Schnittdarstellung der Pfad von Eisen
und Nitrat aufgezeigt und diskutiert.
Nachfolgend sind die für die Betrachtung relevanten Beschaffenheitsparameter im
Gestein und Grundwasser in den untersuchten Transekten dargestellt (Abb. 8-1 bis
8-5)
Endbericht - März 2009 128

Abb. 8-2. Eisen [mg/kg] im Gestein
Endbericht - März 2009 129

Abb. 8.2. Pyrit [mg/kg] im Gestein
Endbericht - März 2009 130

Abb. 8-3. Nitrat [mg/L] im Grundwasser
Endbericht - März 2009 131

Abb. 8-4. Sauerstoff [mg/L] im Grundwasser
Endbericht - März 2009 132

Abb. 8-5. Eisen II [mg/L] im Grundwasser
Endbericht - März 2009 133

Prinzipiell lassen sich diese Daten in den nachfolgenden Abbildungen 8-6
bis 8-7 zusammenfassend betrachten.
Legende zu den Abbildungen
Lage 1_3 = Messstellen Lokation
_3 am weitesten entfernt vom Gewässer
_2 zwischen 1 und 3
_1 direkt am Gewässer abgeteuft
24.4/22.8 = Geländeoberkante an der Messstelle/Wasserspiegel in ausgebauter
Messstelle in mNN
Lage Fe, ges Fe 2+ NO3-
GOK
Transekt 1
m uGOK
UZ
mg/L
0,2 9 9 1
FLUSS
-- 1 0,8 10
Eisen im Sediment [mg/kg]
Bohrungen
7350
(Sediment: Mischprobe aus
0 – 0,5 m uGOK)
23.000
(Sedimentfalle)
Grundwasser
Lethe
Lage 1_3
Fe, ges Fe 2+ NO3-
24.4 /22.8
m NN
mg/L
20.4 0,1 0.1 186
19.9 0,3 0.3 190
19.4 0,5 0.5 199
18.9 0,4 0.4 180
18.4 1,8 1.7 210
17.9 5,4 5.2 1
17.4 7,3 7.2 3
Lage 1_2 Fe, ges Fe 2+ NO3-
22.8/22
m NN mg/L
18.9 1,2 1,1 171
18.4 1,2 1,1 177
17.9 1,9 1,7 175
17.4 2 1,9 182
16.9 5,4 5 160
16.4 5,1 4,8 155
Lage 1_1 Fe, ges Fe 2+ NO3-
20.63/20.4
m NN mg/L
19.4 0,7 0,7 1
19.1 1,5 1,4 1
18.8 2,4 2,2 1
18.5 3,2 3 1
18.2 1,9 1,9 4
Sedimentfalle
15.9 4,3 4 177
Abb. 8-1.Transekt 1 – Wasserbeschaffenheit in einem Stromfaden - Acker / Grünland
- SKIZZE
Endbericht - März 2009 134

Transekt 2
Lage Fe, ges Fe 2+ NO3-
m uGOK
mg/L
UZ
0,2 16 10 2
FLUSS
-- 1,5 1,4 21
Eisen im Sediment [mg/kg]
4.000
(Sediment: Mischprobe aus
Grundwasser
0 – 0,5 m uGOK)
Lage 5_3 Fe, ges Fe 2+ NO3-
mNN mg/L
25.9/23.9
22.7

Transekt 3
Lage Fe, ges Fe 2+ NO3-
GOK
m uGOK
UZ
mg/L
0,2 1 0,3 1
FLUSS
-- 2,2 1,6 2
Eisen im Sediment [mg/kg]
Bohrungen
5.200
(Sediment: Mischprobe aus
0 – 0,5 m uGOK)
20.000
(Sedimentfalle)
Grundwasser
Lethe
Lage 3_2 Fe, ges Fe 2+ NO3-
Sedimentfalle
mNN
28.2/25.1
mg/L
25.0 1
Lage 3_3 Fe, ges Fe 2+ NO3-
24.5 0.4 0.4 95
mNN mg/L
24.0 0.9 0.9 49
28.5/25.4
23.5 0.3 0.3 20
25.9 1
23.0 0.3 0.3 15
25.4 1
22.5 1.0 0.9 3
24.9 0.4 0.4 5
22.0 0.2 0.2 1
Lage 3_1 Fe, ges Fe 2+ NO3-
24.4 0.3 0.3 19
mNN mg/L
23.9 0.2 0.1 42
24.5/23.9
23.4 0.2 0.2 97
23.5 4.2 3.8 1
22.9 0.3 0.3 177
23.0 3.5 3.3 1
Wasserbeschaffenheit in einem Strom-
22.5 3.6 3.4 1
Abb. 8-3. Transekt 3 –
22.0 5.1 4.6 1
21.5 7.7 7.0 1
21.0 8.5 7.7 1
20.5 8.4 5.8 1
faden - Acker
Endbericht - März 2009 136

Transekt 1
Der Transekt 1 deckt einen Stromfaden in einer Umgebung, die von Acker und
Grünland geprägt ist ab. An dieser Stelle wurde Ocker sichtbar gebildet.
Fern vom Ufer, an Messstelle (1_3), ist das obere Grundwasser nitratreich und arm
an Fe 2+ . Innerhalb eines vertikalen Abstands von etwa 50 cm ändert sich die Wasserchemie
bedeutend – es wird reich an Fe 2+ und Nitrat ist nicht mehr nachweisbar.
Zwei Prozesse können hierfür verantwortlich gemacht werden, entweder die
Strömungsprozesse (das untere Wasser ist das „natürliche“ tiefe Grundwasser)
oder Abbauprozesse (Nitrat und Pyrit-Reaktion). Die gleiche Tendenz ist zuerkennen
an Punkt 1_2 wo Fe 2+ über die Tiefe zunimmt jedoch ohne eine erkennbare
Abnahme der Nitrat-Konzentration. Direkt am Fluss (1_1) ist kein Nitrat vorhanden
und die Fe 2+ Konzentration ist höher als im oxidiertem Grundwasser (siehe z.B.
das obere Wasser im 1_3).
Diese deutet darauf hin, dass tiefes (reduziertes) Grundwasser an dieser Stelle in
die Lethe austritt. Das zur Verockerung führende Fe 2+ stammt vom tiefen Grundwasser
und Fe 2+ aus der Pyritoxidation. Eine Nitratwolke mit Nitrat-
Konzentrationen von rund 200 mg/L bewegt sich danach in Richtung Lethe. Sie ist
heute weniger als 50 m vom Ufer entfernt.
Die sehr hohen Leitfähigkeiten des Grundwassers an Lokation 1_2 und 1_3 deuten
darauf hin, dass Wasser aus der Landwirtschaft (Nitrat reich) hier in Richtung Lethe
fließt. An der Lokation 1_1, wo Wassertemperatur und Leitfähigkeit deutlich
niedriger sind als 1_2 und 1_3, fließt tieferes (älteres) Grundwasser der Lethe zu.
Das Ocker bildende Fe 2+ stammt heute somit aus dem tiefen Grundwasser (regional
bedingte Verockerung) und nur wenig aus der Pyritoxidation im Uferbereich
(lokal bedingte Verockerung). Eine Nitratwolke mit Nitrat-Konzentrationen von
rund 200 mg/L bewegt sich in Richtung Lethe. Die Ankunft dieses Wassers wird zu
einer Verschlechterung der Ockerproblematik führen, da dieses Wasser erhöhte
Fe 2+ Konzentrationen mit sich führt, beladen durch die Pyritoxidation im Aquifer.
Nah am Fluss sind Spuren von Pyrit (Disulfidschwefel) im Sediment vorhanden
(Tabelle 6-4) und die Kapazität des Aquifers, den Fluss hydraulisch gegen Nitrat zu
schützen, ist sehr begrenzt.
Eckdaten:
Das Grundwasser fließt der Lethe mit einer Nitratkonzentration von 200 mg/l und
einer Fe 2+ Konzentration von etwa 5 mg/L zu. Das Aquifer-Gestein enthält etwa
100-200 mg/kg Pyrit in einem Uferrandstreifen von etwa 50 m. Das tiefe Grundwasser
enthält etwa 2 mg Fe 2+ /L.
Endbericht - März 2009 137

Transekt 2.
Der Transekt 2 deckt einen Strompfad überwiegend im Wald mit kleinen Grünlandflächen
ab. Das Wasser, unter Wald gebildet, fließt dem Gewässer praktisch nitratfrei
zu. Es sind zunächst niedrige Eisen-zwei Konzentrationen festzustellen, vgl.
Messsstelle 5_3. Mit zunehmendem Fließweg steigen die Eisen-zwei-
Konzentrationen bis zum Gewässer hin an. In der ungesättigten Zone wurden Konzentrationen
von bis zu 10 mg/L Fe 2+ gemessen. Dieser Unterschied zwischen
Wasser in den Messhorizonten und direkt aus der ungesättigten Zone ist ein Hinweis
auf eine Anreicherung von Eisen in der Uferzone.
Aufgrund seiner Zusammensetzung ist das Grundwasser als reduziert einzustufen.
Die relativ niedrige Leitfähigkeit bestätigt eine geringe landwirtschaftliche Beeinträchtigung.
Das tiefere Wasser ist auch von Denitrifikationsprozessen definiert,
wie durch die Steigerung der Leitfähigkeit und der Fe 2+ -Konzentrationen bestätigt
wird. Auffällig an den Messstellen dieses Transektes, sind jedoch die hohen Gehalte
an Eisen im Gestein. Sie liegen für die Proben in den Messstellen 5_2 und 5_3
deutlich höher als in allen anderen gefundenen Proben (Faktor 3-10, vgl. Tabelle
6-4). Die hohe Eisenkonzentration im Sediment ist hier auf Fe(III)-Verbindungen
zurückzuführen. Es kann sich dabei um Eisen(III)-oxide oder Jarosit handeln,
überwiegend aus früheren Oxidationsprozessen im Fluss, die so ähnlich auch zur
Bildung des Raseneisengittersteins geführt haben.
Hier finden, neben den Denitrifikationsprozessen, weitere Eisen frei setzende Prozesse,
unter anderem Reduktion von Eisen(III)-oxiden und Oxidation von Pyrit
durch gelösten Sauerstoff direkt in der Uferzone statt. Welchem Prozess an dieser
Stelle an der Lethe letztlich die größere Bedeutung für die heutige Verockerungsprozesse
hat, kann zu diesem Zeitpunkt nicht endgültig beantwortet werden.
Hier sind weitere Untersuchungen erforderlich, insbesondere bedürfen die besonderen
Bedingungen in der Uferzone einer genaueren und zeitlich ausgedehnten
Betrachtung.
Eckdaten:
Der Aquifer enthält etwa 100-2000 mg Pyrit in einem Uferrandstreifen von 50 m,
eine Massenkonzentration von 1000 mg/kg wird konservativ als weitere Berechnungsgrundlage
angewandt. Die relativ hohe Leitfähigkeit des tieferen Grundwassers
deutet auf eine jüngeres Alter oder andere Herkunft hin. Es wird deshalb erwartet,
dass Grundwasser mit einer Nitratkonzentration von 200 mg/L in relativ
naher Zukunft diese Sedimente anströmen wird. Da die mittlere Fließdauer in etwa
20 Jahre beträgt wird ein Veränderung des Nitratzustrom erst in etwa 10 Jahren
erwartet, bis dahin wird die regionale bzw. chemitypus der Tiefen Grundwasser an
dieser stelle erwartet.
Endbericht - März 2009 138

Transekt 3
Der Transekt 3 deckt einen Stromfaden ab, der überwiegend im Acker mit Waldflächen
gemischt ist. Die geochemische Situtation ist vergleichbar mit der in Transekt
1. Die Leitfähigkeit ist deutlich höher als bei Transekte 2 und der Übergang zu einer
Wasserchemie, die ähnlich ausgeprägt ist, wie die an der Transekt 1 beobachtete
scheint in naher Zukunft zu liegen. An der Lage 3_3, etwa 100 Meter vom
Fluss entfernt, steigen die Nitratkonzentration mit der Tiefe an. Die Nitratwolke
(bis zu 180 mg/L) ist an diese Stelle etwa 80 Meter vom Ufer entfernt. Dies deutet
auf die Mischung von Wasser hin, das unter verschiedenen Bodennutzung gebildet
wurde.
Ein Nitratabbau während der Bodenpassage in der Uferzone führt dazu, dass trotz
hoher nutzungsspezifischer Potenziale kein maßgeblicher Nährstoffeintrag über den
Grundwasserzustrom in das Oberflächengewässer erfolgt. Dies zeigen auch die
niedrigen Nitratgehalte im Flusswasser (siehe Tab. 6-6) insgesamt unterhalb der
Lethetalsperre. An der Lokation 3_1 beträgt die Pyrit Konzentration im Aquifer und
der Bodenzone zwischen 100 und 3200 mg/kg, in einer Zone die etwa 50 m breit
ist.
Eckdaten:
Die Sedimente enthalten etwa 100-3200 mg/kg Pyrit in einem Uferrandstreifen
von 50 m, 2000 mg/kg wird als weitere Berechnungsgrundlage angewandt. Die
relativ hohe Leitfähigkeit des Grundwassers deutet auf ein jüngeres Alter und Bildung
unter Landwirtschaft hin. Es wird deshalb erwartet, dass Grundwasser mit
Nitratkonzentrationen von 100-200 mg/l die Sedimente anströmen wird.
Endbericht - März 2009 139

8.3 Bewertung der Dauer der Ockerbelastung
Aus den verschiedenen Daten ist eine Bewertung der Dauer der Ockerbelastung
möglich. Folgende Eckpunkte dienen hierbei als Stützpunkte für die Bewertung:
1) Der wesentliche Verursacher für die Verockerung ist die erhöhte Fe 2+ Konzentration
im Grundwasser, bürtig aus der Pyritoxidation. Die Gesteine beinhalten
Massenkonzentrationen von null bis etwa 3000 mg/kg Pyrit.
2) Aus dem Vergleich mit dem Bewirtschaftungsgebiet Großenkneten können
maximale Massenkonzentrationen von 12000 mg/kg Pyrit bei einem mittleren
Gehalt von 6000 mg/kg Pyrit in der tiefen Aquiferzone (bis 40 m uGOK)
angenommen werden.
3) Die Pyritoxidation wird beschleunigt durch hohe Nitratkonzentrationen. Typische
Nitratkonzentrationen liegen zwischen 150 und 250 mg/l von landwirtschaftlich
genutzten Flächen und etwa 0-10 von Wald und Grünland. Für
weitere Berechnungen wird eine Nitratkonzentration von 128 mg/L angenommen,
ensprechend des definierten „Endzustands“ in Tabelle 8.1.
4) Das Pyritdepot ist lokal in einem bis zu 50 Meter breiten Uferrandstreifen
vorhanden.
5) Hohe Nitrat- und Fe 2+ -Konzentrationen werden regional mittels des Grundwasserstroms
der Lethe zugeführt. Die mittlere Grundwasserfließgeschwindigkeit
beträgt von 50 bis zu 200 Meter pro Jahr. In den weiteren Berechnungen
wird von einer Fliessgeschwindigkeit von 50 Metern pro Jahr ausgegangen.
Mit der geochemischen Software PHREEQC wurden gezielt verschiedene Szenarien
zur Abschätzung der Dauer des Verockerungsprozesses berechnet. Die geochemischen
Betrachtungen erfolgen in einem eindimensionalen Ansatz, entsprechend der
angesetzten Stromfäden.
Linien gleicher Grundwasserspiegellagen
Grundwasserfließrichtung
Stromfaden
Abb. 8-4. Prinzipskizze (2-dimensional) Grundwasserabfluss in Richtung eines
Flusses (Schnitt)- Darstellung von Stromfäden
Endbericht - März 2009 140

Wie im Einzugsgebiet visuell deutlich erkennbar ist (vgl. hierzu auch die organoleptischen
Befunde in Kapitel 3), ist das Austreten von Fe 2+ -reichem Wasser ein lokales
Ereignis. Dies bestätigen im übrigen auch die Modellrechnungen in Kapitel 7.
Wird die Heterogenität entlang die Lethe betrachtet, führt dies dazu, dass die Verockerungserscheinungen
zwischen „abgeschlossenem“, „aktiven“ und „noch nicht
begonnenem“ Prozess wechseln. Generell ist der Prozess heute abgeschlossen
oberhalb des Letheschuhs und unterhalb wechseln Zonen mit einem „aktiven Prozess“
und einem „noch nicht begonnenen“ Prozess ab. Das heißt zugleich, dass die
regionalen Betrachtungen zur Fließgeschwindigkeit und zu den Stromfäden lokal
abweichen vom gesamten Bild und dass die Ergebnisse zur Dauer des Verockerungsprozesses
mit einer Streuung belegt werden müssen. Die Streuung ist im wesentlichen
verursacht durch die Variation der Gesteinszusammensetzung, die zu
unterschiedlicher hydraulischer Durchlässigkeit und unterschiedlichen Pyritmassenkonzentrationen
geführt hat. Da für diese Studie keine geophysikalischen sondern
nur eigenen Daten zu Sedimentanalysen vorlagen kann die Streuung nur grob
abgeschätzt werden. Es wird dabei konservativ vermutet, dass die errechnete
Dauer mit etwa einem Faktor 10 zu betrachten ist.
Die zwei grundlegend unterschiedlichen Wassertypen, beschrieben als „End-“ und
„Urzustand“ in Tabelle 8.1, wurden in den folgenden Betrachtungen verwendet.
Des weiteren wurde die Annahme getroffen, dass die Grundwasserfließgeschwindigkeit
in allen Berechnungsbeispielen keine zeitliche Dynamik aufweist, und konservativ
mit 52 m pro Jahr angenommen wird.
Die Transekte 1 beschreibt eine Grundwasserchemie, die durch die Bildung unter
moderner Landwirtschaft geprägt ist. Das Pyritdepot ist fast aufgebraucht und wird
in diesem Zustand in einem Stromfaden von 50 m Länge auf maximal 200 mg/kg
(etwa 100 mg S 2 - ) geschätzt. Das Fe 2+ wird durch Pyritoxidation und durch Ionenaustausch
aus dem Gestein freigesetzt und eine kurzzeitige Freisetzung von Fe 2+
entsteht. Die Freisetzung von Fe 2+ durch Ionenaustausch und Pyritoxidation wäre
nach den geochemischen Berechnungen nach etwa 12 Jahren beendet (siehe Abbildung
8-10).
Im Transekt 2 und 3 wurde bis zu 6000 mg Pyrit/ Kg im Gestein gefunden. Diese
Mengen an Pyrit sind hinreichend für eine wesentliche Retardation von Nitrat über
hundert Jahre hinaus. Dies zeigt eine einfache stöchiometrische Beispielrechnung:
Grundwasserneubildung 300 mm/ a (=0,3 m 3 /m 2 x a)
Nitratkonzentration im neu gebildeten Grundwasser: 128 mg/L
Mächtigkeit des reduzierenden Aquiferbereiches: 1 m
Eisendisulfidkonzentration im reduzierenden Bereich: ca. 3000
mg/kg
Schüttdichte des Aquifers: 1700 kg/m 3
Endbericht - März 2009 141

Nach der Nitratreaktion durch Pyrit zehrt 1 mg Nitrat 0,69 mg Eisendisulfid.
Ein betrachteter Quader von 1m 3 Rauminhalt enthält demnach einen
Eisendisulfidvorrat von 3000 X 1 X 1700 = 5100 g.
Dieser Vorrat reicht für die Denitrifikation von 5100/0,69 = 7391 g
Nitrat.
Die auf 1 m 2 bezogene Nitratanlieferung beträgt 128 x 0,3 = 38,4
g/a.
Die Lebenserwartung der Denitrifikation und somit der Produktion
von Eisen-II liegt somit bei 7391/38,4 = 192 Jahren.
Jedoch wurde diese hohe Konzentrationen nur vereinzelt gefunden und es ist anzuzweifeln
ob so hohe Konzentrationen großräumig vorhanden sind (siehe auch die
Ergebnisse der Untersuchungen in Thülsfelde). Derartige Pyrit haltigen Gesteine
können die Verockerung für hunderte von Jahren in die Zukunft vorantreiben, wie
einfache Variationen der Parameter (Nitrateintrag halbieren Zeitraum verdoppeln)
bereits zeigen. Die Ergebnisse der geochemischen Modellierung für die Transekte
2 und 3 sind ebenfalls in Abb. 8-10 dargestellt.
Endbericht - März 2009 142

0.001
0.0025
0.0008
0.002
mmol/L Fe 2+
0.0006
0.0004
0.0015
0.001
mmol/L NO 3
-
0.0002
0.0005
0
0
0 4 8 12 16 20
Transekt 1
0 40 80 120 160 200
Transekt 3
0 200 400 600
Transekt 2
Abb. 8-5. Die Graphik zeigt die Konzentrationen der Fe 2+ (rot) und Nitrat (Blau)
im vorherrschendne Grundwasser nach der Durchströmung durch Pyrit haltige
Gesteine. Die unterschiedlichen Zeitskalen (Jahre) beziehen sich auf die typische
Pyritkonzentrationen, ermittelt durch Felduntersuchungen (siehe Kap.6)
In Tabelle 8.2 sind die Ergebnisse weiterer geochemischer Transportberechnungen
mit PHREEQC für unterschiedliche Rand- und Anfangsbedingungen dargestellt.
Endbericht - März 2009 143

Tab. 8-2.Ergebnisse geochemischer Berechnunge mit unterschiedlichen Anfangs-
und Randbedingungenn
Grundwasserstrom
Nitratkon-
Pyritkon-
Breite
des
Dauer
+-
zentration
zentration
Pyrit haltigen
Ge-
Jahre
Jahre
steins
100 m/Jahr 128 mg/L 200 mg/Kg 50 m 13 2
100 m/Jahr 260 200 50 6.5 1
100 m/Jahr 128 2000 50 130 30
100 m/Jahr 128 6000 50 390 100
200 m/Jahr 260 6000 50 90 30
100 m /Jahr 25 mg/L 200 mg/kg 50 65 10
Spannbreiten:
Aufgrund der räumlichen Heterogenität und der unzureichenden Datenlage ist eine
genaue Vorhersage über die Dauer der Verockerung unmöglich abzugeben. Wie
aus den Berechnungen hervorgeht, ist die Verockerung ein Problem, mit dem auch
die zukünftige Generationen zu kämpfen haben wird.
Die Spannbreite von etwa 12 bis 400 Jahren zeigt den möglichen Zeitraum. Da der
Gehalt von Nitrat jedoch oft zweifach höher liegt (als 128 mg/L) und die Fließgeschwindigkeiten
im Grundwasserstrom mit 100 m/Jahr im unteren Bereich liegen,
ist es sehr wahrscheinlich, dass ein Großteil der Verockerungsprozesse 4 mal
schneller ablaufen als in Abbildung 8-10 dargestellt. Somit wäre das Ockerproblem
im wesentlichsten abgeschlossen innerhalb die nächsten 100 Jahre.
In diesem Zeitraum ist davon auszugehen, dass die Lokationen mit starker Verockerung
unterschiedliche Teile des Flusses beeinträchtigen werden – auch die Lokationen,
an denen die Wasserqualität heute noch gut ist.
Auch mit einem effizienten Management der Düngerressourcen, die zu einer Minimierung
des Nitratüberschusses führen, wird die Verockerung so lange dauern bis
das Nitrat verbraucht ist.
Diese Dauer hängt von der Fließgeschwindigkeit im Grundwasserleiter ab und wird
bei einer sofortigen Reduzierung des Eintrags auf Null, auf mindestens 20 Jahre
geschätzt.
Endbericht - März 2009 144

9 Maßnahmen gegen Verockerung
Mögliche Gegenmaßnahmen zur Verockerung an der Lethe stehen in einem Spannungsfeld
technischer Machbarkeit, ökologischer Nachhaltigkeit, wirtschaftlicher
Möglichkeiten und der Akzeptanz unterschiedlicher Nutzer und Interessengruppen.
Ausgangspunkt für Maßnahmen sind die festgestellte Zonierung der Verockerung
im Längsverlauf der Lethe und die gefundenen unmittelbaren Ursachen der Verockerung
(lokale und regionale Eisenfreisetzung- und transport).
Da die Verockerung der Lethe ausschließlich allochthone Ursachen hat, können
für die Obere Lethe als Maßnahmen hoher Priorität ausschließlich nachhaltig
wirksame Handlungen zur ursächlichen Bekämpfung der allochthonen Verockerung
im Untersuchungsgebiet vorgeschlagen werden.
Im vorliegenden Fall ist die Reduzierung der Stickstoffeinträge die wirksame
und nachhaltige Maßnahme, da Nitrat den Auslöser für weitere Umsetzungsprozesse
im Grundwasser darstellt, die zur Bildung von Eisen II führen und so die Verockerung
im Untersuchungsgebiet vorantreiben.
Eine Änderung des regionalen Stoffeintrages, das heißt Reduzierung von Nitrateinträgen
in das Grundwasser, würde das regionale Erscheinungsbild der Eisenfreisetzung
und damit des Eisentransportes verändern. Es gibt keinen anderen
Weg, um allochthone Verockerung zu reduzieren. Solange Nitrat auf Pyrit trifft,
bleibt das Problem im Grundsatz erhalten. Es gibt keine die Ursache bekämpfende
Maßnahme, die am Gewässer ausgeführt werden kann, wenn die Ursache fern ab
des Gewässers liegt.
Andere Maßnahmen, wie die Anlage Gewässer begleitender Uferrandstreifen, die
zwar den Schutz der Fließgewässer gegenüber Stoffeinträgen aus angrenzenden
Flächen gewährleisten, sind bezüglich der Verockerung hier nicht effektiv genug,
um den wirtschaftlichen Einsatz zu rechtfertigen.
Ein anderer Ansatz versucht mit Sedimentationszonen (Ockerseen) bereits ins Gewässer
gelangten Ocker wieder aus dem System zu entfernen. Es handelt sich
hierbei allerdings um Maßnahmen, die mit einem hohem Flächenverbrauch, hohen
Unterhaltungskosten und zusätzlichen ökologischen Problemen für das Fließgewässer
verbunden sind, und die Verockerung im Gewässer dennoch oft nur unbefriedigend
reduzieren. Maßnahmen wie Ockerseen erscheinen somit aufgrund mangelnder
Nachhaltigkeit nicht opportun.
Endbericht - März 2009 145

9.1 Zusammenstellung möglicher Maßnahmen
Als Maßnahmen zur Vermeidung der allochthonen Verockerung stehen entsprechend
der Ausführungen in Kapitel 4.3 folgende Möglichkeiten prinzipiell zur Verfügung:
• Umstellung der Gewässerunterhaltung
• Minderung diffuser Stoffeinträge
Ufer-Randstreifen
Umstellung der Bewirtschaftung
• Wiedervernässung
Aufstauung des Auetals
Sohlanhebung der Lethe
• Verlängerung von Fließwegen (Mäandrierung)
Priorität 1
Maßnahmen zur Ursachenbekämpfung haben die Priorität 1 (zu bevorzugende
Maßnahme). Im vorliegenden Fall ist dies die Minderung der Stoffeinträge. Eine
Maßnahme, die ausgeführt werden kann und die Einträge reduzieren kann, ist die
Anlage von Uferrandstreifen beiderseits des Gewässers. Für die Festlegung der
Breite der Uferrandstreifen gilt das in Kapitel 4.3 geschriebene. Für den vorliegenden
Fall kommen dies Maßnahmen jedoch nur eingeschränkt in Frage, da der
Großteil der Verockerung durch den regionalen Transport von Nitrat und Eisen in
den Uferbereich passiert.
Priorität 2
Als Maßnahme mit der Priorität 2 werden Maßnahmen vorgeschlagen, bei denen
mittels baulicher Veränderungen der Landschaft oder in der Landschaft eine Situation
geschaffen wird, die Verockerung in Zukunft verhindern kann.
Die Verhinderung der Verockerung ist möglich, wenn verhindert wird, dass Eisenzwei
oxidiert wird. Da der Großteil der Verockerung aus Pyritoxidation durch Nitrat
stammt, sind derartige Maßnahmen vor dem Hintergrund der Wirksamkeit, Nachhaltigkeit
und der ökologischen Aspekte nicht sinnvoll, sie werden daher nicht weiter
verfolgt.
Endbericht - März 2009 146

Priorität 3
Als Maßnahmen der Priorität 3 werden Maßnahmen definiert, die Eisen aus der
Landschaft entziehen (unter Entzug wird hier der einfache Abtransport nach der
Ausflockung in Absetzbecken verstanden, das Eisen ist dann abtransportiert, bei
einer lokalen Bilanzierung wäre es der Landschaft „entzogen“), jedoch nicht die
Ursachen bekämpfen. Hierunter sind Ockerseen und Winter Ockerseen zu verstehen
(vgl. Beschreibung unter Kapitel 4.3).
Wie bereits unter Kapitel 4.3 ausgeführt wurde, sind diese jedoch mit hohem Flächenaufwand
verbunden (bis zu 400 ha), was bei der durchschnittlichen Größe eines
landwirtschaftlichen Betriebs von etwa 50 ha in Niedersachsen vermutlich nicht
praktikabel ist.
Mit den Ahlhorner Teichen stehen stille Wasserflächen – Seen – zur Verfügung, die
bereits jetzt vermutlich als Eisensenken für die drainierten Flächen oberhalb fungieren
(vgl. Ausführungen in Kapitel 6 - Drainagegräben). Hier können durch eine
zielgerichtete Bewirtschaftung bereits Maßnahmen der Priorität 3 umgesetzt werden,
zudem die Infrastruktur – Zuwegungen etc. bereits vorhanden sind. Mit Blick
auf die Teichwirtschaft scheint ein derartiges Vorgehen in Zukunft ebenfalls praktikabel,
um weiterhin eine gute Wasserqualität für den Zuchtbetrieb zu gewährleisten.
Hier sind jedoch weitere Untersuchungen notwendig, um eventuelle Maßnahmen
entsprechend mit Daten, und hier insbesondere auf einer längeren Zeitskala,
zu unterfüttern.
9.2 Vorgeschlagene Maßnahmen
Als auszuführende Maßnahmen mit der größten Aussicht auf Erfolg, sowohl was
das Ergebnis, wie auch die Machbarkeit und Akzeptanz erwarten lässt, werden
Maßnahmen der Priorität 1 vorgeschlagen.
In der nachfolgenden Tabelle sind Maßnahmen zusammengestellt.
Endbericht - März 2009 147

Tab. 9-2. Maßnahmenvorschlag
Priorität Maßnahmen Instrument Bewertung
1 Limitierung der Stickstoffeinträge
1 Einrichtung von Uferrandstreifen
Kooperationsstrukturen
zwischen Wasserwirtschaft
und Landwirtschaft
Aufkauf von Ackerflächen
Kooperationsstrukturen sind
vorhanden; Beratung findet
statt; Kooperation zwischen
Hunte-Wasseracht, Landwirtschaft
und Wasserwirtschaft
ist durch gemeinsame
Projekte nachgewiesen,
z.B. durch das vorliegende
Projekt
ABER: Problematik der
Verockerung bislang nicht
ausreichend gewürdigt und
berücksichtigt
Nicht über den gesamten
Verlauf der Lethe mit Hinblick
auf die Verockerung
sinnvoll; nur Teilbereiche
können vor diesem Hintergrund
vor Verockerung bewahrt
werden
Zusammenfassend muss festgestellt werden, dass der Zustrom eisenreichen und
nitratreichen Grundwassers das Hauptproblem für die Verockerung im Gebiet der
Oberen Lethe darstellt. Die Verockerung kann nicht durch Maßnahmen wie Ockerseen
oder Uferrandstreifen großräumig und langfristig gestoppt werden. Dort, wo
der Nährstoffeintrag durch Uferrandstreifen verringert werden kann, sollte diese
Maßnahme ausgeführt werden.
In einigen Bereichen der Lethe kann dies bereits zu einer maßgeblichen Verbesserung
der Eisen-zwei-Konzentrationen in der Wassersäule führen.
Als Sofortmaßnahme sollten Veränderungen in der Gewässerunterhaltung berücksichtigt
werden.
Es bleibt dabei, dass ohne Reduzierung der Stickstoffeinträge, die als Auslöser für
weitere Umsetzungsprozesse zu sehen sind und dann letztlich zu Eisen-zwei-
Produktion und den bekannten Verockerungserscheinungen führen, keine nachhaltige
Verbesserung der Situation an der Lethe erreicht wird.
Für die Lethe ist die Verockerungsproblematik durch die regionale Eisenfreisetzung
durch chemolithotroph-autotrophe Denitrifikation und die lokale Eisenfreisetzung
durch Reduktion von in der Uferzone vorhandenem Pyrit durch anströmendes
nitratreiches Grundwasser bedingt. In beiden Fällen sind überhöhte Nitratgehalte
Ursache des Problems. Für die Lethe in ihrer gesamten betroffen Länge
Endbericht - März 2009 148

gibt es daher keine unmittelbar den zuoberst genannten Kriterien (technische
Machbarkeit, ökologische Nachhaltigkeit, wirtschaftliche Möglichkeiten, Akzeptanz
unterschiedlicher Nutzer) folgenden wirksamen Maßnahmen, die kurz- oder mittelfristig
eine Verockerung stoppen.
Es bleibt nur das Ziel der Senkung von Stoffeinträgen zur Verringerung der Nitratkonzentrationen
im Grundwasser.
Selbst sehr geringe Nitratkonzentrationen führen in Verbindung mit Pyrit zur Freisetzung
von Fe 2+ . Die Minderung des Nitrateintrags muss daher optimal so groß
sein, dass der Verbrauch von Nitrat durch andere Umsätze wie z.B. Aufnahme
durch die Vegetation oder Denitrifikation gewährleistet ist.
Die Studie zeigt, dass eine höchste zulässige Nitratkonzentration des zur
Lethe strömenden Wassers etwa 25 mg/L NO 3 - nicht überschreiten sollte.
Daran müssen sich die Maßnahmen, wie z.B. eine extensive Landnutzung mit stark
reduziertem Nitratdüngereinsatz orientieren.
Mit den vorhandenen Nitratkonzentrationen von bis zu 200 mg/L NO 3 -
geht aus
den geochemischen Modellierungen hervor, dass das im Uferbereich vorhandene
Pyrit in einem Zeitraum zwischen 10 und 50 Jahren aufgebraucht
sein wird. Für diesen Fall ist nicht mehr mit einem großen Eiseneintrag in das
Gewässer, sondern mit einem Durchbruch von Nitrat (bei gleichbleibendem Eintrag)
in das Oberflächengewässer zu rechnen – in Bereichen, wo hohe Pyritgehalte
im Uferbereich vorhanden sind. Dies ist auch deutlich im oberen Teil des Einzugsgebietes
zu erkennen. Hier wurden Nitratkonzentrationen im Oberflächengewässer
von bis zu 72 mg/L NO 3 - gemessen.
Theoretische Betrachtungen, die davon ausgehen, den Nitrateintrag in der
Region zum jetzigen Zeitpunkt auf 25 mg/L NO 3 - zu verringern, zeigen,
dass alleine durch die mittleren Fließzeiten aus dem unterirdischen Einzugsgebiet
der Lethe über einen Zeitraum zwischen 10 und 25 Jahren weiter
mit einem Eiseneintrag zu rechnen ist.
Landesweite Relevanz für Oberflächen- und Grundwasserkörper mit ähnlichen
Eigenschaften und unter der Voraussetzung ähnlicher Belastungen aus diffusen
und punktuellen Quellen unter besonderer Berücksichtigung der Landschaftsentwässerung
hat die ausgearbeitete fünfstufige Handlungsanweisung.
Danach kann zunächst mit Hilfe einfacher und kostengünstiger Methoden eine Bestandsaufnahme,
ein Monitoring und ein Konzeptmodell erarbeitet werden. Das zu
erarbeitende Konzeptmodell kann dabei auf Ergebnisse des vorliegenden Projektes
zurückgreifen. Die hydraulischen Zusammenhänge und die wasser- und gesteinschemischen
Zusammenhänge wurden in diesem Projekt erarbeitet und dargestellt.
Diese Zusammenhänge können im Grundsatz in jedes zu erarbeitende Konzeptmodell
für dieselbe Fragestellung in einem anderen Gebiet in Norddeutschland als Ba-
Endbericht - März 2009 149

sis für weitere Überlegungen eingebaut werden. Auf der Basis des Konzeptmodells
kann somit für ein anderes Gebiet mit der gleichen Fragestellung eine Abschätzung
darüber gemacht werden, wie sinnvoll vor dem Hintergrund der hydraulischen Bedingungen,
der Nutzung und der Interessen der Aufbau eines numerischen Modells
und in der Folge davon die Entwicklung von Maßnahmen ist.
Für Gebiete, in denen ebenfalls allochthone Verockerung nachgewiesen wurde,
sollte die fachlich sinnvollste und nachhaltigste Maßnahme –Stickstoffreduzierungim
Zuge der Konkretisierung mit den Beteiligten diskutiert werden und ökonomisch
effektiv und ohne wirtschaftliche Nachteile für die Nutzer schrittweise umgesetzt
werden. Als Schwellenwerte für eine Unterbindung der Verockerung wurden im
Rahmen des Pilotprojektes Nitratkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser
abgebildet, die 25 mg/L NO - 3 nicht überschreiten sollten.
Endbericht - März 2009 150

10 Übertragbarkeit der Methoden & Ergebnisse
Im Zusammenhang mit der Übertragbarkeit von Methoden und Ergebnissen, wird
in der nachfolgenden Infobox eine kurze Definition der im folgenden verwendeten
Begriffe gegeben.
INFOBOX E: – SYSTEM – MODELL - PROGRAMM
Die Begriffe System, Modell und Simulationsprogramm werden oft nicht klar genug unterschieden. Insbesondere
wird ein Simulationsprogramm oft als «Modell» oder «Computermodell» bezeichnet. Es ist aber oft
nützlich, z.B. das Modell begrifflich vom Programm zu trennen.
In der Literatur wird eine Vielzahl unterschiedlicher, zum Teil konkurrierender Definitionen genannt (zusammenfassend
in MATTHIES, 2002). In der vorliegenden Arbeit wird auf die unterschiedlichen Definitionen und
Begrifflichkeiten nicht eingegangen. Es werden, der Übersicht halber, nur Definitionen aus der Arbeit von MAT-
THIES verwendet.
System:
Ein System bezeichnet ein Gebilde, das aus Elementen (Teilsystemen) aufgebaut ist, zwischen denen Beziehungen
bestehen. Die Elemente sind einer Wechselwirkung ausgesetzt. Offene Systeme (lebende Systeme)
müssen sich zur Aufrechterhaltung ihrer Lebensfunktionen mit ihrer Umgebung bzgl. der Aufnahme von Materie
oder Materie und Energie austauschen. Sie wechselwirken mit ihrer Umgebung und verändern dadurch
ihren Zustand.
Das Gesamtsystem „natürliche Umwelt“ lässt sich z.B. in den Teilsystemen, seinen Kompartimenten, Wasser,
Boden und Luft getrennt voneinander untersuchen und beschreiben. Man betrachtet zunächst die Teilsysteme
und analysiert deren Wirkungsstruktur, um anschließend das Verhalten des Gesamtsystems als Zusammenspiel
der Teilsysteme zu verstehen.
Bei der Systemanalyse konstruiert der Betrachter der Systeme ein Modell. Der Bearbeiter entscheidet darüber,
welche relevanten Elemente und Beziehungen des Systems er im Modell abbilden möchte.
Modell:
Modelle sind vereinfachte Ausschnitte der Wirklichkeit oder Möglichkeit. Das erstellte Modell ist immer ein
begrenztes, verkürztes, abstrahiertes Abbild der Wirklichkeit, das nur diejenigen Inhalte des Originals erfasst,
die dem Modellnutzer für seine erwünschte Anwendung nützlich erscheint. Das Modell ist eine konzeptionelle
Vorstellung über ein System, das möglicherweise, aber nicht notwendigerweise mathematisch formuliert ist
(mathematisches Modell). Das Modell muss auf seine Plausibilität geprüft werden, d.h. die Modellgültigkeit, die
Verhaltensgültigkeit und die Anwendungsgültigkeit muss erfüllt sein. Sind diese Voraussetzungen gegeben,
können mit Hilfe eines Simulationsprogrammes Szenarien simuliert werden.
Simulationsprogramm:
Computerprogramm, das die Gleichungen eines vorgegebenen oder eines benutzerdefinierten Modells lösen
und die Szenarien geeignet darstellen kann.
Bei der Simulation werden Experimente an einem Modell durchgeführt, um Erkenntnisse über das reale System
zu gewinnen.
Prozess
In der Systemtheorie wird als Prozess eine dynamische Aufeinanderfolge von verschiedenen Zuständen eines
Systems bezeichnet.
Der direkte Weg, ein System zu beschreiben, ist die Beobachtung der interessierenden Parameter und Zustände.
Für den Fall eines Grundwasserkörpers ist dies häufig jedoch nicht möglich, weil Messzeiträume zu lang
und zu kostenintensiv sind, die interessierenden Horizonte nicht eindeutig im Voraus lokalisierbar sind, das
System zerstört würde, oder die Beobachtung technisch nicht durchführbar ist. Als Alternative kommt eine
mathematische Modellbildung in Betracht. Das reale System wird dabei immer vereinfacht und abstrahiert
dargestellt.
Endbericht - März 2009 151

10.1 Einleitung
Die Darstellung der Übertragbarkeit der vorliegenden Studie wird unterschieden in
die Übertragbarkeit der Methoden und die Übertragbarkeit der Ergebnisse.
Mit dem Begriff Übertragbarkeit ist im Folgenden die prinzipielle Möglichkeit gemeint,
die in der vorliegenden Studie angewandten Methoden, die verwendeten
Werkzeuge, die erarbeiteten Modelle sowie die verwendeten Computerprogramme
für ähnliche Fragestellungen in Niedersachsen anwenden zu können.
10.2 Methoden – Werkzeuge – Modelle - Programme
10.2.1 Programme
Die verwendeten Softwareprodukte von DHI MIKE SHE, MIKE 11, ECOLab und
PHREEQC können sowohl für ähnliche hydraulische Fragestellungen wie auch für
Fragen der Beschaffenheit in Projekten in Niedersachsen verwendet werden. Sie
unterliegen weder aus fachlichen noch aus administrativen Gründen irgendwelchen
Einschränkungen.
10.2.2 Modelle
Mit der in der Infobox E gegebenen Definition eines Modells wird deutlich, das die
an diesem Standort entwickelte Modellvorstellung streng genommen nur für diesen
Standort gilt. Dennoch sind die Wirkungszusammenhänge und insbesondere die
Transportpfade in den Grundwasserlandschaften Norddeutschlands sehr ähnlich.
An Standorten mit ähnlicher Geologie, Hydrologie und Topographie werden daher
auch ähnliche Bedingungen herrschen. Die entwickelte Modellvorstellung mit Bezug
zur Interaktion zwischen Grund- und Oberflächenwasser sowie des Transportpfades
von Eisen kann daher als Startpunkt für jede ähnlich gelagerte Fragestellung
gelten.
10.2.3 Werkzeuge
Als Werkzeuge werden die im Monitoringprogramm verwendeten Probenahmegeräte,
wie Mini-Saugkerzen, Probenehmer, Mehrfachmessstellen etc. bezeichnet. Die
meisten der verwendeten Materialien sind auf dem Markt erhältlich und verwendbar.
Die Mehrfachmessstelle samt verwendeten Materialien ist eine Eigenentwicklung
und zumindest als Gesamtpaket nicht unmittelbar verfügbar.
10.2.4 Methoden
Die angewandten Methoden sind aus den unterschiedlichen Disziplinen, wie Bodenkunde,
Grundwasserwirtschaft und Wassermengenwirtschaft bekannt. Sie wurden
hier integriert und aufeinander abgestimmt angewendet, um im Untersuchungsge-
Endbericht - März 2009 152

iet zum ersten Mal eine integrierte Betrachtung des Transportpfades Boden –
Grundwasser – Gewässer abzubilden.
10.3 Gemeinsame Betrachtung – Handlungsanweisung
Die Übertragbarkeit der o.a. Vorgehensweise wird im Folgenden durch die Zusammenstellung
in einer Handlungsanweisung verdeutlicht.
E 0
Intitial: Besteht Informationsbedarf ?
JA BESTANDSAUFNAHME NEIN STOP
BA
Bestandsaufnahme
E 1
Besteht Handlungsbedarf ?
JA MONITORING & KONZEPTMODELL NEIN STOP
MON
Monitoring
MOD
Konzept-Modell
E 2
Maßnahmen gegen Verockerung?
JA AUFBAU EINES NUMERISCHEN MODELLS NEIN MON
NUM
Numerisches Modell
E 3
Welche Maßnahmen sollen ausgeführt werden
AUFSTELLUNG EINES MAßNAHMENPLANS
MA
Maßnahmen
Abb. 10-1. Schematische Darstellung der Herangehensweise
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Dazu wird in der Abbildung 10-1 die schematische Darstellung der Herangehensweise
aufgezeigt.
Erläuterungen zu Abb. 10-1 und Abb. 10-2:
E 0 – E 3 : Entscheidung
Arbeitsschritte:
BA – Bestandsaufnahme
MON – Monitoring
MOD – Konzeptmodell
NUM – Numerisches Modell
MA – Maßnahmenplan
Dargestellt ist ein schrittweises Vorgehen, wobei jedem Arbeitsschritt eine Entscheidung
vorausgeht. Die „nullte“ Entscheidung, nachfolgend mit E 0 bezeichnet,
ist i.d.R. bereits vor der Konsultation von ausführenden Umwelt- oder Ingenieurbüros
auf administrativer Ebene getroffen worden. Sie beruht z.B. auf Wissensdefiziten
oder Informationsbedarf bzgl. der Erstellung von Bewirtschaftungsplänen oder
Fragen im Zusammenhang mit der Zielerreichung bis 2015 WRRL.
Jeder dieser Arbeitsschritte kann als eine in sich geschlossene Arbeitseinheit angesehen
werden. Es ist jedoch eine klare Reihenfolge gegeben, wobei jeder nachfolgende
Arbeitsschritt auf den Ergebnissen des vorherigen beruht.
Nach der Ausführung der Bestandsaufnahme (BA) wird mit E 1 die Entscheidung
getroffen, ob die Ergebnisse ein weiteres Handeln erfordern oder nicht. Kommt
man hier eindeutig zu einem NEIN, ist der Handlungsstrang damit beendet. Für
einen ausgesuchten Standort endet die Untersuchung. Zeigen die Ergebnisse der
BA Defizite und weisen zudem auf eine Verockerungsproblematik hin, müssen Monitoringmaßnahmen
(MON) und ein Konzeptmodell (MOD) erstellt werden. In diesem
Schritt sind MON und MOD gemeinsam auszuführen, um Erkenntnisse bei der
konzeptionellen Betrachtung des untersuchten Systems unmittelbar in das Monitoringkonzept
mit einfließen zu lassen. Umgekehrt können Ergebnisse aus dem Monitoring
das Konzeptmodell ebenfalls verbessern.
Zeigt sich in der Auswertung des Monitoring, dass starke Verockerungserscheinungen
im Gewässer zu verzeichnen sind und weist das Konzeptmodell gleichzeitig
daraufhin, dass die Transportpfade für Eisen-zwei auch das Grundwasser mit einschließen,
ist zu entscheiden, ob ein numerisches Modell (NUM) aufgebaut werden
soll. Ist die Entscheidung E 2 ein NEIN zum Aufbau eines numerischen Modells, wird
der Handlungsstrang zwar zum nächsten Arbeitsschritt hin unterbrochen, aber das
aufgenommene Monitoring sollte nicht unterbrochen werden. Daher geht an dieser
Stelle bei einer NEIN – Entscheidung der Weg zurück zum Monitoring.
Die Entscheidung ein numerisches Modell aufzubauen wird getroffen, entweder,
wenn bereits zu diesem Zeitpunkt klar ist, dass Maßnahmen ausgeführt werden
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sollen, oder aber wenn man sich aufgrund der Datenlage von dem numerischen
Modell und den Simulationsrechnungen einen weiteren Erkenntniszuwachs erwarten
kann.
Das numerische Modell greift die konzeptionelle Vorstellung über das System auf
und erstellt eine mathematische Formulierung für die einzelnen Subsysteme
(Grundwasserleiter, Flussnetzwerk, Boden, etc.). Es muss auf seine Plausibilität
geprüft werden, d.h. die Modellgültigkeit, die Verhaltensgültigkeit und die Anwendungsgültigkeit
müssen erfüllt sein. Sind diese Voraussetzungen gegeben, können
mit Hilfe eines Simulationsprogrammes Szenarien simuliert werden.
Diese Szenarien können z.B. die Auswirkungen von Maßnahmen auf die Hydraulik
im Hydro-System, sowie die Transportpfade abbilden. Für den Fall eines Aufstaus
des Flusssystems zum Zwecke der Wiedervernässung (Verockerung durch Sauerstoffeinträge)
können so bereits Überschwemmungsflächen ausgewiesen werden
und damit wertvolle Hinweise zum Flächenverbrauch gegeben werden.
Mit den Ergebnissen aus Rechenläufen mit dem numerischen Modell lassen sich
Planungshinweise und Prioritäten für einzelne Maßnahmen ableiten.
In der folgenden Abbildung 10-2 sind die Herangehensweise und die Methoden und
Werkzeuge, die angewendet werden können in einer Handlungsanweisung zusammengeführt.
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Abb. 10-2. Handlungsschema für Untersuchung von Verockerung in Gewässern
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10.4 Übertragbarkeit von Ergebnissen
Die vollständige Übertragbarkeit der Ergebnisse in dem Sinn, dass ähnliche Bedingungen
an einem anderen Standort dort zu den gleichen Wirkungen führen, wie an
einem bereits untersuchten Standort, ist nicht gegeben. Dazu sind die Wirkungszusammenhänge
von Hydraulik, Geologie, chemischer Beschaffenheit von Wasser
und Gestein zu komplex, und ihre Interaktion sowie die Bewirtschaftungssituation
zu unterschiedlich. Es ist daher nicht möglich, eine derartige Korrelation mit Bezug
auf den Maßnahmenplan vorzunehmen. Sind Maßnahmen für einen Standort vorgesehen,
ist für diesen Standort ein eigenes numerisches Modell aufzubauen und
eigene für den Standort passende Maßnahmen zu entwickeln. Der Arbeitsschritt
NUM und die Entscheidung E 3 nach Abbildung 10-1 sind für jeden Standort auszuführen,
an dem eine Verockerungsproblematik die Gewässersituation überprägt
und an dem diese Situation verbessert werden soll.
Sinnvoll und nachvollziehbar ist der Vergleich von Standorten von der Entscheidungsebene
E 1 zu E 2 nach Abbildung 10-1.
Für die Entscheidung E 1 muss eine Bestandsaufnahme vorliegen. Diese beinhaltet
i.d.R. eine Literatur- und Archivauswertung, eine Begehung sowie Wasser-
Schnelltests auf repräsentative Parameter.
Auf dieser Ebene kann über den Vergleich mit Ergebnissen aus bereits vorhandenen
Studien, wie z.B. der vorliegenden, mit ähnlichen geologischen und hydraulischen
Verhältnissen ein Monitoring- und Konzeptmodell übertragen werden.
Das Monitoringkonzept aus Kapitel 5, sowie die Modellvorstellung aus Abbildung 5-
1 sind somit unmittelbar auf andere Standorte die ähnliche Ergebnisse aus der Bestandsaufnahme
zeigen, übertragbar. Sie müssen vom Bearbeiter über die Kommunikation
mit Behörden, Wasserbetrieben und Landwirtschaft sowie den eigenen
Erkenntnissen aus dem Monitoring ergänzt und angepasst werden.
Die Entscheidung E 2 zum Aufbau des numerischen Modells kann ebenfalls aus dem
Vergleich mit Ergebnissen aus vorliegenden Studien beeinflusst werden.
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11 Zusammenfassung
Im Projekt zur Verockerung der Oberen Lethe wurde ein numerisches Strömungsund
Transportmodell aufgebaut, mit dem folgende Situationen abgebildet werden
können:
A – Grundwasser-Strömungssituation
B – Wasserspiegellagenberechnung in der Lethe
C – Interaktion zwischen Grundwasser und Oberflächengewässer
D – Transport von Eisen in der Lethe
E – Geochemischer Transport von Eisen im Grundwasser
Für den Aufbau des Modells wurde ein mehrstufiges Programm ausgeführt. Die einzelnen
Arbeitsschritte waren:
• die Bestandaufnahme,
• die Planung und Ausführung eines Monitoringprogrammes über Gewässer und
Gestein,
• die Erweiterung des bestehenden Konzeptmodells,
• der Aufbau eines Numerisches Modells,
• die Maßnahmenplanung über die Anwendung des numerischen Modells.
Jeder dieser Arbeitsschritte war wiederum in weitere Schritte unterteilt, die nacheinander
oder parallel abgearbeitet wurden. Das Monitoringprogramm bestand aus
der Einrichtung einer Gewässermessstelle, 12 temporären Bodenwassermessstellen
sowie 11 teufendifferenzierten Grundwassermessstellen, davon 9 in drei vom
Gewässer ausgehenden Transekten.
Bei der Einrichtung der Messstellen kamen sowohl auf dem Markt vorhandene
Technik, wie auch eigene entwickelte Methoden zur Probennahme zum Einsatz.
Entlang der Lethe wurden zudem an 13 Lokationen Sedimentproben über das
Querprofil der Lethe genommen.
An entnommenen Proben dieser Lokationen wurden ausgewählte Beschaffenheitsparameter
an:
• Flusssediment (Eisen-Gesamt, Schwefel-Spezies, Kohlenstoffspezies)
• Aquifermaterial (Eisen-Gesamt, Schwefel-Spezies, Kohlenstoffspezies)
• Grundwasser
pH, LF, Temp., O 2 , NO - 3 , NH + 4 , Ca 2+ ,
• Bodenwasser
Mg 2+ , SO 2- 4 , Fe gesamt , Fe 2+ , Ortho-PO 4 , NO - 2 , Cl - , Ni,
• Flusswasser
untersucht.
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Im Ergebnis zeigte sich, dass die Konzentrationen von Eisen-zwei in der Wassersäule
der Lethe ab der Lethetalsperre bis zur Messstelle Bissel mit bis zu über 2
mg/L über den für Biozönosen tolerierbaren Werten liegen.
Gleichzeitig betragen die Konzentrationen von Eisen-zwei im der Lethe zufließenden
Bodenwasser bis zu über 10 mg/L, während im Grundwasser des Untersuchungsgebietes
Eisen-zwei-Konzentrationen von bis zu über 9 mg/L beobachtet
worden sind. Die Höhe der Eisenkonzentrationen im Sediment der Lethe von bis zu
22.000 mg/kg zeigt eine Anreicherung von ausgefälltem Eisen an. Dabei sind die
Massenkonzentrationen (Mittelwert) von Eisen-Gesamt [mg/kg] unterhalb der Lethetalsperre
um den Faktor 4 höher als oberhalb des Talsperrensystems (9200
mg/kg vs. 1700 mg/kg).
Die Interpretation der Ergebnisse entlang der Lethe zeigt an, dass die Problematik
der Verockerung durch das Talsperrensystem der Ahlhorner Teiche abgegrenzt
wird. Oberhalb des Talsperrensystems fließt der Lethe nur wenig Eisen zu, unterhalb
des Talsperrensystems bis zur Messstelle Bissel führt der Zustrom von mit
Eisen-zwei belastetem Wasser zur bekannten Verockerungsproblematik. Gleichzeitig
korreliert die Verockerungsproblematik mit dem Vorhandensein von Raseneisenerz
in der Landschaft.
Eine besondere Problematik geht von den Drainagegräben aus. Sie führen Wasser
mit hohen Eisenkonzentrationen, was wiederum zu Anreicherungen im Sediment
der Drainagegräben führt. Im Sediment von Drainagegräben wurden Eisenkonzentrationen
bis zu 76.000 mg/kg nachgewiesen. Das Wasser der betrachteten
Gräben fließt direkt dem Talsperrensystem zu. Hier kommt es aufgrund des Staubetriebs
zu einer Verringerung der Fließgeschwindigkeiten, so dass sich Eisen absetzen
kann. Das Talsperrensystem könnte in diesem Sinne als Eisensenke fungieren.
Darauf weisen Anreicherungen in untersuchtem Teichsediment hin.
Die Verockerungsproblematik im Untersuchungsgebiet konnte mit der Existenz von
Nitrat im regionalen Grundwasser verknüpft werden.
Nitrat ist im oberflächennahen Grundwasserleiter des Untersuchungsgebietes in
Konzentrationen von bis zu über 200 mg/ L nachgewiesen worden. Gleichzeitig
führt das Ablaufen von autotroph-chemolithotrophen Denitrifikationsprozessen
(Denitrifikation durch Metallsulfide, wie Pyrit – FeS 2 ) dazu, dass im Grundwasser
Eisen-Zwei entsteht.
In den untersuchten Transekten, die jeweils die Kompartimente – Boden- Grundwasser
– Gewässer betrachteten, wurden die Transportpfade von Eisen-zwei zum
Gewässer abgebildet. Sie zeigen eine gute Übereinstimmung mit der konzeptuellen
Modellvorstellung. Die integrierte Betrachtung entlang der Kompartimente zeigt,
dass die Verockerung in der Lethe zu einem überwiegenden Teil durch Eisen-zwei,
das über den Grundwasserpfad transportiert wird, verursacht wird. Es handelt sich
überwiegend um eine allochthone Verockerung.
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Das nachfolgend auf der Basis des Konzeptmodells und der Ergebnisse des Monitoring
aufgebaute integrierte Grundwasser Oberflächenwasserströmungsmodell
bildet die Interaktionen zwischen den Kompartimenten ab.
Die Ergebnisse der Berechnungen mit dem numerischen Modell sind als Eingabeparameter
in das Transportmodell von Eisen in der Lethe eingegangen.
Das aufgebaute Transportmodell für Ocker in der Lethe kann nicht als kalibriert
betrachtet werden, da hierfür die zur Verfügung stehende Zeitreihe von Randbedingungen
(Einleiterkonzentrationen von Eisen aus dem Boden-/Grundwasser) zu
kurz war. Es konnte jedoch gezeigt werden, dass das numerische Modell prinzipiell
in der Lage ist, den Verlauf der Eisenkonzentrationen abzubilden. Der Status eines
kalibrierten Modells kann erst nach weiteren Datenerhebungen und weiteren Modellläufen
erreicht werden. Hierzu wurden Vorschläge gemacht.
Maßnahmen der Priorität 3 (Symptombekämpfung im Gewässer) wie z.B. Ockerseen
oder Winter-Ockerseen wurden nicht weiter betrachtet.
Als Maßnahme der Priorität 1 gelten nachhaltig wirksame Maßnahmen zur Ursachenbekämpfung.
In dem vorliegenden Fall wird darunter die Reduzierung der
Stickstoffeinträge, die als Auslöser für weitere Umsetzungsprozesse zu sehen sind
und dann letztlich zu Eisen-zwei-Produktion und den bekannten Verockerungserscheinungen
führen, verstanden.
Es wird nach Ansicht der Bearbeiter keine nachhaltige Verbesserung der Situation
an der Lethe erreicht werden, wenn die Eintragssituation auf der Nährstoffseite
nicht maßgeblich verändert wird.
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