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Reinigungsverfahren von
Grundwasser und Oberflächen-
gewässern
Pilotversuch zur Seewasserkonditionierung mit Asche-
Sedimenten und CO
2
im SB Burghammer im Jahre 2008

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~2~
Endbericht Februar 2012
Bearbeitet im Rahmen des Ziel 3 – Projektes
VODAMIN
Arbeitspaket 4 – Problemlagen des obertägigen Braunkohlenbergbaus
Teilprojekt P 04
Auftraggeber:
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Referat 46 – Bergbaufolgen
Zur Wetterwarte 11
01109 Dresden
Auftragnehmer: Dresdner Grundwasserforschungszentrum e.V.
Meraner Straße 10
01217 Dresden
Bearbeiter:
Dr. Felix Bilek
Dresden, am 27.02.2012
Dr. T. Sommer
(Geschäftsführer DGFZ. E.V.)

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~3~
Inhaltsverzeichnis
1
Veranlassung...........................................................................................................................................................8
2
Einleitung und Problemstellung............................................................................................................................. 9
3
Einordnung bergbaulicher Beeinflussung ............................................................................................................ 11
3.1
Das Niederlausitzer Braunkohlenrevier...................................................................................................................... 11
3.1.1
Geographie und Geologie der Lausitz ....................................................................................................................... 11
3.1.2
Wasserhaushalt der Lausitz....................................................................................................................................... 12
3.2
Das mitteldeutsche Revier......................................................................................................................................... 13
3.3
Hydraulische und geochemische Folgen des Braunkohlebergbaus........................................................................... 14
3.3.1
Stoffquellen................................................................................................................................................................ 14
3.3.2
Oxidative Sulfidverwitterung ...................................................................................................................................... 15
3.3.3
Puffer- und Verwitterungsprozesse............................................................................................................................ 16
3.3.4
Austauscherprozesse ................................................................................................................................................ 17
3.4
Bergbauspezifische Wasserbeschaffenheiten ........................................................................................................... 17
3.4.1
Sümpfungswässer ..................................................................................................................................................... 17
3.4.2
Bergbaubeeinflusste Sickerwässer............................................................................................................................ 18
3.4.3
Bergbaubeeinflusste Grundwässer............................................................................................................................ 18
3.4.4
Bergbaubeeinflusste Oberflächengewässer .............................................................................................................. 19
3.5
Spezifika des Aktiv- und Sanierungsbergbaus........................................................................................................... 20
3.5.1
Aktivbergbau.............................................................................................................................................................. 20
3.5.2
Sanierungsbergbau.................................................................................................................................................... 21
3.6
Rechtliche Einordnung und Regelung bergbaulicher Beeinflussung.......................................................................... 21
3.6.1
Internationale und nationale Regelungen .................................................................................................................. 21
3.6.2
Regionale Regelungen für das Lausitzer Braunkohlen-Revier .................................................................................. 23
4
Verfahrenstechnologien zur Aufbereitung bergbaubeeinflusster Wässer ......................................................... 24
4.1
Kriterien für die Auswahl bestimmter Reinigungsverfahren ....................................................................................... 24
4.2
Relevante Aufbereitungsprozesse ............................................................................................................................. 24
4.2.1
Neutralisation............................................................................................................................................................. 24
4.2.2
Oxidation und Reduktion............................................................................................................................................ 26
4.2.3
Nutzung von Sorption und Ionenaustausch ............................................................................................................... 26
4.2.4
Elektrochemische Verfahrens-Ansätze und Membrantechnologien........................................................................... 27
4.2.5
Fällung und Sedimentation ........................................................................................................................................ 27
4.3
Klassifizierung von Wasseraufbereitungsverfahren ................................................................................................... 28
4.3.1
Aktive und passive Verfahren .................................................................................................................................... 28
4.3.2
Onsite- und In situ-Verfahren..................................................................................................................................... 30

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~4~
4.4
Verfahren der Wasseraufbereitung mit aktivem Charakter ........................................................................................ 32
4.4.1
Chemisch dominierte Behandlungsmethoden ........................................................................................................... 32
4.4.2
Membrantechnologien ............................................................................................................................................... 34
4.4.3
Elektrochemische Verfahren...................................................................................................................................... 36
4.4.4
Sorptionsverfahren..................................................................................................................................................... 36
4.4.5
Mikrobiologisch dominierte Verfahren am Beispiel der Sulfatreduktion ..................................................................... 37
4.5
Verfahren der Wasseraufbereitung mit passivem Charakter ..................................................................................... 38
4.5.1
Konstruktionsweisen passiver Systeme..................................................................................................................... 38
4.5.2
Aerobe Wetlands zur Oxidation, Feststoffbildung und -abscheidung......................................................................... 38
4.5.3
Anaerobe Wetlands zur Reduktion, Feststoffbildung und -abscheidung.................................................................... 39
4.5.4
Mikrobiologisch dominierte Verfahren........................................................................................................................ 40
5
Fallbeispiele für Wasserreinigungstechnologien in der Lausitz ......................................................................... 42
5.1
Grundwasserbehandlungstechnologien..................................................................................................................... 42
5.1.1
Reaktive Barriere auf dem Skadodamm (Steckbrief 1).............................................................................................. 42
5.1.2
Sulfatreaktor Burghammer (Steckbrief 2)................................................................................................................... 43
5.1.3
Membrantechnologien (Steckbrief 3) ......................................................................................................................... 45
5.2
Oberflächenwasserbehandlung ................................................................................................................................. 47
5.2.1
Inlake-Verfahren (Behandlung eines Tagebaufolgeseekörpers)................................................................................ 47
5.2.2
Reaktive Teppiche (Steckbrief 7)............................................................................................................................... 49
5.2.3
Verfahren zur Behandlung des Oberflächenwasserablaufstroms .............................................................................. 50
6
Schlussbemerkung.................................................................................................................................................. 54
7
Zusammenfassung und Ausblick........................................................................................................................... 55
8
Conclusion and Prospects...................................................................................................................................... 57

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~5~
Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1: Entwicklung des Wasserdefizites im Lausitzer- und im mitteldeutschen Revier. Oberhalb der 0-Linie ist das
Wasserdefizit in den Bergbaufolgeseen (grün) für beide Reviere, unterhalb der 0-Linie das im Grundwasserdefizit (blau) im 5-
Jahres-Abstand seit 1990 dargestellt. Die letzte Balkengruppe weist die jeweils bis 2010 erfolgte Wiederauffüllung aus. Das
graue Feld stellt das im Jahre 2010 noch vorhandene Defizit dar (Quelle: LMBV).......................................................................10
Abbildung 2: Lausitzer Tagebaue und die daraus hervorgehenden Seen (Quelle: LMBV)...........................................................11
Abbildung 3: Lage des Untersuchungsgebietes, der Kippenflächen und der Restseen. Dargestellt sind die in Sanierung
befindlichen Tagebaue im Verantwortungsbereich der LMBV und die in diesem Bereich durch Grundwasserabsenkung
betroffenen Flächen im Jahre 1990. .............................................................................................................................................12
Abbildung 4: Schema der relevanten Stoffspeicher und assoziierter Wasserkörper, sowie Eingriffs- und Steuermöglichkeiten
durch Grubenwasseraufbereitung.................................................................................................................................................14
Abbildung 5: Schema des Stoffeintrages und der Stoffanreicherung in bergbaubeeinflussten Grundwässern ............................15
Abbildung 6: Wirkungskette, die zu aziditätsreichen Grubenwässern führt und Möglichkeiten des Eingriffes in den
Versauerungs- und Stoffaustragsprozess.....................................................................................................................................16
Abbildung 7: Bergbaubeeinflusste Gewässerkörper und ihre typischen Charakteristika in verschiedenen Phasen des
Tagebaubetriebes.........................................................................................................................................................................17
Abbildung 8: Lokalitäten zur Behandlung bergbaubeeinflusster Oberflächengewässer ...............................................................20
Abbildung 9: Lage der Dichtwände in der Lausitz (Quelle:
http://www.bwk-
bund.de/fileadmin/Dokumente/Veranstaltungen/Kongresse/2009/FF-3-aktiver%20Bergbau/FF3-Zeiss-Vattenfall.pdf) ...............21
Abbildung 10: Zusammenhang zwischen Berg- und Wasserrecht bei der Genehmigung wasserwirtschaftlicher Maßnahmen im
Zuge des Wiederanstiegs des Grundwassers ..............................................................................................................................22
Abbildung 11: Schemata für Onsite- und In-situ-Verfahren zur mikrobiellen Sulfatreduktion........................................................31
Abbildung 12: Beispiel eines ADAGS: hier Anwendung zur in-situ-Sulfatreduktion. In diesem Fall sind die eigentlichen
Reaktoren nicht in Kollektor und Distributor sondern in der Überleitung positioniert. ...................................................................31
Abbildung 13: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der oxidativen Metallabscheidung. Dargestellt ist die gegenseitige
Beeinflussung und Abhängigkeit der Teilprozesse. ......................................................................................................................32
Abbildung 14: Schema der oxischen Metallabscheidung aus der Wasserphase durch Zugabe von Reagenzien in Reaktions- und
Sedimentationsbecken .................................................................................................................................................................33
Abbildung 15: Verschiedene Membranverfahren zum Rückhalt von Wasserinhaltsstoffen ..........................................................35
Abbildung 16: Schema der Elektrodialyse und der Umkehrosmose (Quelle: [8])..........................................................................35
Abbildung 17: Typen von passiven Systemen zur Behandlung von Grubenwässern. Die vier dargestellten Typen von Wetlands
ermöglichen 1) Metall-Oxidation und Fällung; 2: Alkalintätseintrag durch Sulfatreduktion und Metallsulfidfällung; 3:
Alkalintätseintrag und nachgeschaltete Oxidation und Fällung und 4: Alkalintätseintrag, Sulfatreduktion und nachgeschaltete
Oxidation und Fällung. (Quelle: verändert nach 8]) ......................................................................................................................39
Abbildung 18: Entscheidungsmatrix für die Auswahl eines adäquaten passiven Behandlungssystems für bergbaubeeinflusste
Wässer. (Quelle: verändert nach [8])............................................................................................................................................40
Abbildung 19: Lageplan der Pilotanlage auf dem Skadodamm (Quelle: Schöpke et al., 2011)....................................................42
Abbildung 20: Grundwasserströmungsfeld im Umfeld der Wände im Skadodamm (Quelle: Schöpke et al., 2011)......................43
Abbildung 21: Beschaffenheitsverläufe von Sulfat (oben) und Sulfidschwefel (unten) am MKP1 (Quelle: Schöpke et al., 2011).43
Abbildung 22: Dreistufiger Technikumsreaktor für die Entwicklung und Testung eines mehrstufigen Verfahrens zur
Sulfatabscheidung aus Grundwässern. (Quelle: GWZ Dresden)..................................................................................................44
Abbildung 23: Prinzip zur Behandlung bergbaubeeinflusster Grundwässer im Anstrom von Tagebaurestseen. Dargestellt ist die
Bündelung und Verteilung des gesamten Grundwasserstromes sowie die Lokalisierung und Kopplung der Reaktoren im
Untergrund. (Quelle: GWZ Dresden) ............................................................................................................................................45
Abbildung 24: Schema der Feststoffausschleusung aus bergbaubeeinflussten Wässern mittels Nanofiltration. (Quelle: Preuß et
al., 2010).......................................................................................................................................................................................46
Abbildung 25: Testfeld 2 im SB Lohsa II zur Quantifizierung der Wirkung von Magnesium-armem Branntkalk auf die Qualität des
abströmenden Grundwassers. (Quelle: GFI Dresden)..................................................................................................................50
Abbildung 26: Wasserhaushaltsbilanz Vattenfall 2008 (Quelle:
http://www.bwk-bund.de/fileadmin/Dokumente
/Veranstaltungen/
Kongresse/2009/FF-3-aktiver%20Bergbau/FF3-Zeiss-Vattenfall.pdf) ..........................................................................................51
Abbildung 27: Grubenwasserreinigungsanlage Tzschelln (Quelle:
http://www.ldl.sachsen.de/
de/internet/service/ umwelt
infos/files/rpl12122007.pdf)...........................................................................................................................................................52
Abbildung 28: Schema der Grubenwasserbehandlung mit dem Membranelektrolyse-Verfahren. (Quelle: VKTA Rossendorf)....53
Abbildung 29: Pilotanlage am Standort der GWRA Rainitza. (Quelle: VKTA Rossendorf) ...........................................................53

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~6~
Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Gegenüberstellung aktiver und passiver Reinigungsverfahren ....................................................................................29
Tabelle 2: Grubenwasserreinigungsanlagen und Absetzteiche der LMBV (Quelle: LMBV)..........................................................51

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~7~
Abkürzungsverzeichnis
EHS Eisenhydroxid-Schlamm
GWRA Grubenwasseraufbereitungsanlage
HDS
High Density Sludge (-Verfahren)
RAPS
Reducing and Alkalinity Producing Systems
SR Sulfatreduktion
VEM
Vattenfall Europe Mining

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~8~
1 Veranlassung
In Regionen mit aktivem Bergbau sowie in Bergbaufolgelandschaften ist der natürliche Gewässerhaushalt hinsichtlich Menge
und Beschaffenheit stark beeinträchtigt. In diesen Gebieten ist eine Umsetzung der Ziele der Europäischen Wasserrahmenricht-
linie besonders erschwert.
In Umsetzung der Vorgaben aus der WRRL zur grenzüberschreitenden Betrachtung von Flussgebietseinheiten wurde im Rah-
men der sächsisch-tschechischen Zusammenarbeit das grenzüberschreitende Ziel 3 –Projekt VODAMIN gestartet. Ziel ist die
Bearbeitung verschiedener Maßnahmenkomplexe zum Umgang mit bergbaubeeinflussten Wässern. Innerhalb des Arbeitspake-
tes „
Problemlagen des obertägigen Braunkohlenbergbaus
“ sollte eine Studie/Recherche und Analyse des derzeitigen Kenntnis-
standes von Wissenschaft und Technik zu Reinigungsverfahren schadstoffbelasteter Grundwässer und Oberflächengewässer
aus Bergbaufolgegebieten erarbeitet werden.
Am 09.05.2011 veröffentlichte das Sächsische Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie eine entsprechende Aus-
schreibung. zur Erstellung einer „
Studie zu aktuellen Reinigungsverfahren von Grund- und Oberflächenwässern in Braunkohle-
revieren
“. Mit dem Angebot vom 09.06.2011 bot das DGFZ e.V. an, eine Studie über die bestehenden und praxisreifen Techno-
logien der Wasserreinigung für bergbaubeeinflusste Wässer zu erstellen. Am 05.07.2011 erhielt das DGFZ e.V. vom LfULG den
Auftrag zur Erstellung der o.g. Studie.

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~9~
2 Einleitung und Problemstellung
Braunkohlenabbau im Tagebau in seiner industriellen Form wird in Sachsen seit Mitte des 19ten Jahrhunderts betrieben. Die
Braunkohlenförderung in der Lausitz erreichte mit ca. 312 Mio. Tonnen im Jahre 1985 ihren Höhepunkt und nahm nach der
Wiedervereinigung im Jahre 1990, bedingt durch den verminderten Bedarf und die Stilllegung eines Großteils der Tagebaue,
auf ca. 58 Mio. t im Jahre 2006 ab. Die für diese Kohleförderung bis 1990 notwendige Grundwasserabsenkung hatte bis zu
diesem Zeitpunkt ein Grundwasservolumendefizit von 4,5 Mrd. m
3
und ein weiteres Wasserdefizit von 2,5 Mrd. m
3
in den berg-
baubedingt entstandenen Senken geschaffen [19].
Die Förderung der Braunkohle erfolgt im Lausitzer Revier heute durch Vattenfall Europe Mining & Generation (VEM) aus den
Tagebauen Jänschwalde, Cottbus-Nord und Welzow-Süd (Brandenburg) und Nochten in Sachsen. Der Tagebau Reichwalde
wird gegenwärtig für eine zweite Abbauperiode vorbereitet. Der Förderung von 58 Mio. Tonnen Braunkohle standen im Jahre
2006 eine Umlagerung von 427 Mio. m
3
Abraum und die Hebung von 397 Mio. m
3
Grubenwasser gegenüber (Stoll et al., 2009).
Die heutige Braunkohlen-Förderung im mitteldeutschen Revier erfolgt durch die MIBRAG und betrug im Jahr 1994 noch 17,5
Mio. Tonnen, wohingegen 1989 noch 105,6 Mio. Tonnen gefördert wurden. Demgegenüber stand eine zu fördernde Menge von
Grubenwasser von 220 Mio. m
3
im Jahr 1994 und von 460 Mio. m
3
im Jahr 1989 [11]. Das in den Restlöchern verbleibende zu
flutende Hohlvolumen betrug ursprünglich 1,9 Mrd. m
3
[11] (Abbildung 1).
Die Wiedernutzbarmachung der in Anspruch genommenen Flächen der im Nachgang der Wiedervereinigung seit 1990 stillge-
legten Tagebaue wurde der Lausitzer und Mitteldeutschen Bergbauverwaltungsgesellschaft (LMBV mbH) als bergrechtlich
verantwortliche Eigentümerin im Rahmen von Verwaltungsabkommen zwischen dem Bund und den Braunkohlenländern über-
tragen. Zu den übertragenen Aufgaben zählt nach der Gefahrenabwehr und der Wiedernutzbarmachung auch die Wiederher-
stellung eines ausgeglichenen, sich selbst regulierenden Wasserhaushaltes nach Menge und Beschaffenheit. Bedingt durch die
Belüftung des Gebirges sind bergbaubeeinflusste Wässer durch erhöhte Stoffkonzentrationen insbesondere von Sulfat und
Eisen und damit auch durch teilweise hohe Aziditäten gekennzeichnet.
Nachdem in den Jahren 1990 bis 2000 zunächst geotechnische Aufgaben und die Bereitstellung der notwendigen Flutungs-
wassermengen im Vordergrund standen, erfolgt mit abnehmendem Wasserdefizit zunehmend die Ankoppelung des Grund- und
Oberflächenwasserhaushaltes der Lausitz an die überregionalen hydrologischen Systeme. Damit ist ein zunehmender Stoffaus-
trag von bergbaubedingt mobilisierten Stoffen mit der Wasserphase verbunden. Zum Schutz der Grundwasserkörper und Ober-
flächenwasserkörper besteht daher
großer Bedarf an finanzierbaren und praktikablen Reinigungstechnologien
, die dem
grubenwasser-typischen Stoffspektrum und den großen Stofffrachten angemessen ist.
Bedarfsträger und Nutzer dieser Technologien sind aktuell VEM, LMBV und MIBRAG, die sich in den vergangenen Jahren
durch Cofinanzierung von F&E-Projekten sowie von eigenen Projekten an der Neu- und Weiterentwicklung sowie der Adaption
von Wasseraufbereitungstechnologien beteiligt haben. Es ist jedoch zu erwarten, dass im Zuge der fortlaufenden Entlassung
von Gebieten aus der Bergaufsicht weitere, vor allem kommunale Bedarfsträger für und Betreiber von Wasserbehandlungs-
anlagen auftreten werden. Insofern besteht auch ein zunehmendes öffentliches Interesse an nachhaltigen und finanzierbaren
Behandlungsstrategien und -technologien.
Im vorliegenden Bericht soll deshalb der aktuelle Stand der internationalen und nationalen Entwicklungen auf dem Gebiet der
Reinigung und Aufbereitung bergbaubeeinflusster Wässer zusammenfassend und vorwiegend am Beispiel des Lausitzer Re-
viers dargestellt werden. Ziel ist es auch, Anknüpfungspunkte und Möglichkeiten für die weitere Entwicklungsarbeit aufzuzeigen.

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~10~
Bergbaufolgeseen
Grundwasser
1990
1995
2000
2005
2010
1990 - 2010
Lausitz
Mitteldeutschland
-4,5
-3,3
-2,5
-1,7
-1,1
-3,7
-3,3
-3,2
-2,5
-2,2
-2,5 -2,0
-2,0 -1,9
-1,7
-1,3
-1,5
-0,7
-0,6 -0,3
+1,7
+1,5
+1,9
+3,4
Bergbaufolgeseen
Grundwasser
1990
1995
2000
2005
2010
Lausitz
Mitteldeutschland
0
-2
-2
-4
Wasserdefizit
(Mrd m³)
0
-2
-2
-4
Wasserdefizit
(Mrd m³)
+1,7
+1,5
+1,9
+3,4
-4,5
-3,3
-2,5
-1,7
-1,1
-3,7
-3,3
-3,2
-2,5
-2,2
-2,5 -2,0
-2,0 -1,9
-1,7
-1,3
-1,5
-0,7
-0,6 -0,3
1990 - 2010
Abbildung 1: Entwicklung des Wasserdefizites im Lausitzer- und im mitteldeutschen Revier. Oberhalb der 0-Linie ist
das Wasserdefizit in den Bergbaufolgeseen (grün) für beide Reviere, unterhalb der 0-Linie das im Grundwasserdefizit
(blau) im 5-Jahres-Abstand seit 1990 dargestellt. Die letzte Balkengruppe weist die jeweils bis 2010 erfolgte Wiederauf-
füllung aus. Das graue Feld stellt das im Jahre 2010 noch vorhandene Defizit dar (Quelle: LMBV).

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~11~
3 Einordnung bergbaulicher Beeinflussung
3.1 Das Niederlausitzer Braunkohlenrevier
3.1.1
Geographie und Geologie der Lausitz
Der größte zusammenhängende Förderraum des Ostdeutschen Braunkohlenreviers ist das Niederlausitzer Revier mit einer
Fläche von ca. 70 x 70 km (Abbildung 2 und Abbildung 3). Es liegt auf dem Gebiet der Bundesländer Sachsen und Branden-
burg. Das Niederlausitzer
Braunkohlenrevier liegt mit seinem Südteil im Lausitzer Urstromtal, welches von Ost nach West ein-
fällt. Diesem Verlauf folgt im Wesentlichen die Schwarze Elster mit ihren Tributären. Der nördliche Teil des Reviers umfasst die
Tagebaue im Bereich des Lausitzer Grenzwalls. Dieser in seiner Morphologie eiszeitlich geprägte Rücken stellt lokal eine Was-
serscheide dar, die jedoch durch die nach Norden abfließende Spree unterbrochen wird.
Abbildung 2: Lausitzer Tagebaue und die daraus hervorgehenden Seen (Quelle: LMBV).
Die Geologie der Lausitz wird geprägt von einer 150 bis 200 m mächtigen tertiären Abfolge von Feinsanden, Schluffen, Tonen
und Braunkohleflözen die dem prätertiären Untergrund auflagert. Diese festländisch bis randmarin-klastische Abfolge wurde am
Südostrand der Nordwesteuropäischen Senke abgelagert. Das in der Niederlausitz hauptsächlich abgebaute Flöz ist der mit-
telmiozäne zweite Lausitzer Flözhorizont (2. LFH). Er überlagert mit bis zu 14 Metern Mächtigkeit die im marin-brackischen
Milieu abgelagerte Untere Briesker Folge. Die Stratigraphie des 2. LFH und der begleitenden klastischen Einheiten spiegelt die
wiederholte Entwicklung eines brackischen Wattenmeeres hin zu einer Moorlandschaft wieder. Der durch fortschreitende Ver-
landung und abnehmende Strömungsgeschwindigkeiten reduzierte Sedimenteintrag spiegelt sich zu Beginn eines jeden Zyklus
in der zunehmend feinkörnigeren siliziklastischen Sedimentation wieder. Es folgen die geringmächtigen, als Unterbegleiter be-
zeichneten, stark kohlehaltigen Schluffbildungen an der Basis der jeweiligen Flöze. Den Abschluss eines jeden Zyklus bildet die
erneute Überflutung und der damit verbundene Übergang über die hangenden kohlehaltigen Schluffsedimente (Hangendbeglei-

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~12~
ter) zu einer erneuten klastisch dominierten Sedimentation. Der 2. LFH beinhaltet 4 Transgressions-Regressions-Zyklen (Novel
1981), die durch mehr oder weniger randliche Einschaltungen schluffiger Sedimentation (Zwischenmittel) voneinander unter-
schieden werden können. Der im oberen Miozän gebildete erste Lausitzer Flözhorizont (1. LFH) zeigt stärkere Mächtigkeits-
schwankungen und eine stärkere randliche Aufspaltung in Teilflöze.
Im Quartär wurde die Landschaft der Niederlausitz durch vier nordische Inlandeis-Vorstöße geprägt. Im Bereich des Lausitzer
Urstromtales wurde die tertiäre Folge durch die quartäre erosive glaziale Rinnenbildung in einzelne Kohlefelder zerlegt. Die
Braunkohlen des 1. und 2. LFH wurden in diesen Bereichen dadurch ebenfalls ausgeräumt. Die Rinnenfüllungen sind durch
hochdurchlässige Sande und Kiese geprägt, was sie zu bedeutenden Grundwasserleitern macht. Gleichzeitig bestimmen diese
Rinnen maßgeblich die lokale Grundwasserdynamik im Umfeld der ehemaligen Tagebaue nach erfolgtem Wiederanstieg des
Grundwassers. Lokal verbreitete Stauer (Geschiebemergel, Bänderton) teilen diese quartären Lockersedimente partiell in ein-
zelne Grundwasserstockwerke.
Die tertiären Schichten der Lausitz zeigen geogen bedingt Sulfidgehalte zwischen 0,1 und 0,5 Massen-% Sulfidschwefel bei
maximalen Werten um 1 Massen-%. Dabei treten die höchsten Werte in den unmittelbar an die Flözhorizonte anschließenden
Hangend- und Liegenschluffe auf. Dagegen sind die quartären Schichten mit maximal 0,2 Massen-% Sulfidschwefel deutlich
sulfidärmer (Graupner, 2008; Berger, 2000; Vulpius & Neubert, 1982).
Graupner (2008) berechnete für die unter Verantwortung der LMBV stehenden Kippen einen kummulativen oxidativen Umsatz
der Sulfide bis ins Jahr 2000 von 15,8 % des Gesamt-Schwefel-Kippeninventars.
Sachsen
Brandenburg
Schwarze Elster
Spree
Kippen
Restseen
Fließgewässer
Landesgrenze
Sachsen/Brandenburg
Grundwassrabsenkung 1990
ca. 1300 km
2
10
20
km
10
20
km
Abbildung 3: Lage des Untersuchungsgebietes, der Kippenflächen und der Restseen. Dargestellt sind die in Sanierung
befindlichen Tagebaue im Verantwortungsbereich der LMBV und die in diesem Bereich durch Grundwasserabsenkung
betroffenen Flächen im Jahre 1990.
3.1.2
Wasserhaushalt der Lausitz
Der durch Sümpfung geschaffene Absenkungstrichter der Lausitz war durch das Fortschreiten des Tagebau-Betriebes nie stati-
onär. Im Jahre 1990 waren an einigen Stellen bereits Grundwasserspiegel-Anstiege zu verzeichnen, während in anderen Berei-
chen eine weitere Absenkung erfolgte. Von dieser Absenkung waren im heutigen Verantwortungsbereich der LMBV ca. 1300
km
2
betroffen, während im Bereich des Aktivbergbaus durch VEM Bereiche von 320 m
2
(Bereich Nochten, Reichwalde), 280
km
2
(Bereich Welzow) und 130 km
2
(Bereich Jänschwalde-Cottbus-Nord) betroffen waren. Der Absenkungstrichter erreichte

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~13~
stellenweise Teufen von über 50 m. Durch Einstellung eines Großteiles der Tagebaue kam es ab 1990 jedoch flächendeckend
zu einem Wiederanstieg, der bis heute fortdauert. Die Wiederauffüllung des Wasserdefizites im Bereich der Sanierungsberg-
baue erfolgt durch Fremdwasserzufuhr in die Tagebaurestseen der Lausitz (seit 2004 ca. 150 Mio m
3
/a; Quelle LMBV) und
deren Infiltration sowie durch die flächige Grundwasserneubildung, die abhängig von der Landnutzung zwischen 50 und 250
mm/a beträgt.
Das Lausitzer Bergbaurevier wird von den drei überregionalen Vorflutern Schwarze Elster (mittlerer Abfluss Pegel Neuwiese: 3
m
3
/s (1955-2002), Spree (mittlerer Abfluss Pegel Preewitz: 16,2 m
3
/s (1965-2000) und Lausitzer Neiße (mittlerer Abfluss Pegel
Görlitz: 17,5 m
3
/s (1913-1996)) durchflossen. Die Schwarze Elster und die Spree exfiltrierten im Bereich des Absenkungstrich-
ters in diesen, wobei sich mit fortschreitendem Grundwasseranstieg eine zunehmende Ankopplung an den Grundwasserspiegel
einstellt und Grundwässer in die Vorfluter austreten. Dies hat bereits heute in einigen Bereichen die Beeinflussung der Fließge-
wässer durch die erhöhten Eisenfrachten zur Folge. Stoffeinträge finden bspw. in der kleinen Spree (z.B. Unterlauf; vor Ein-
mündung in die Spree) und in einigen Teilstrecken des Eichower Fließes und des Greifenhainer Fließes statt, die der Spree von
Süden her zugehen.
Aus den drei großen Vorflutern der Lausitz wird Fremdflutungswasser entnommen:
Schwarze Elster: Maximalwert: 47 Mio. m
3
/a (2005); 22 Mio. m
3
/a (2010)
Spree: Maximalwert: 93 Mio. m
3
/a (2005); 53 Mio. m
3
/a (2010)
Lausitzer Neiße: Maximalwert: 51 Mio. m
3
/a (2005); 32 Mio. m
3
/a (2010).
Das Flusswasser wird zum Großteil als Flutungswasser für die Flutung der Tagebaurestlöcher eingesetzt, jedoch auch zur Stüt-
zung von Mindestwasserabflüssen. Umgekehrt erfolgte ein Abschlag von Wasser aus dem Verantwortungsbereich der LMBV in
der Lausitz in die drei genannten Vorfluter von 19,9 bzw. 22 Mio. m
3
/a (Schwarze Elster) von 3,8 bzw. 14,5 Mio. m
3
/a (Spree)
und 0,7 bzw. 0,4 Mio. m
3
/a (Neiße) in den Jahren 2009 und 2010. Die Wasserbilanz des Aktivbergbaus für das Jahr 2008 ist in
Abbildung 26 dargestellt.
Das langjährige
Mittel des Jahresniederschlages in der Lausitz liegt im Bereich zwischen 578 mm/a (Cottbus) und 657 mm/a
(Görlitz).
3.2 Das mitteldeutsche Revier
Die Kohleflöze des mitteldeutschen Reviers wurden in einem südlichen Ausläufer der marinen Tertiärsenke, in der Leipziger
Bucht abgelagert. Das im Süden von Leipzig gelegene Tagebau-Gebiet mit den Sanierungstagebauen Zwenkau, Cospuden,
Espenhain, Peres, Witznitz, Groitzscher Dreieck, Haselbach und Bockwitz sowie den aktiven Tagebauen Vereinigtes Schleen-
hain und Profen nimmt eine Fläche von ca. 40x40 km ein. Der im Norden von Leipzig gelegene Teil des Reviers mit den Sanie-
rungstagebauen Golpa-Nord, Gröbern, Goitsche, Rösa, Köckern, Holzweißig, Delitsch-Südwest und Breitenfeld umfasst eine
Fläche von ca. 40 x 20 km. Westlich von Leipzig liegen die Sanierungstagebaue Bruckdorf und Bruckdorf-Nord, Lochau, Mer-
seburg-Ost, Mücheln, Großkayna, Kayna-Süd Rossbach und Amsdorf auf eine Fläche von noch einmal ca. 40x40 km.
Vergleichbar dem Lausitzer Revier lagerte sich im mitteldeutschen Raum um Leipzig eine Folge von äußerst differenzierten
Sedimenten in Form von zyklischen Wechseln zwischen marinen Ingressionen, paralischen (keine ausgeprägte Anbindung an
die intrakontinentale oligozäne randmarin geprägte Tertiärsenke) Flözbildungen und terrestrischen Schüttungen ab. In der ca.
60 bis 80 m mächtigen Schichtenfolge treten insgesamt 6 Flöze auf, von denen 4 als abbauwürdig gelten und die zwischen dem
Mitteleozän und dem Untermiozän gebildet wurden. Großräumige, durch Salzlaugung im tieferen Untergrund bewirkte Senkun-
gen führten zu einer sehr stark schwankenden Mächtigkeit sowohl der klastischen Einheiten als auch der Flöze. Ebenso wirkten
tektonische Ereignisse im prätertiären Untergrund, die in den tertiären Schichten zu Sackungen, Hebungen und Kippungen
führten.
Auch im mitteldeutschen Revier wurden die tertiären Sedimente im Quartär wieder großflächig abgetragen und durch Urstrom-
täler zerschnitten. Große hydrologische Bedeutung haben die Schotterterassen, die alle heutigen Flussläufe begleiten. Im Süd-
raum von Leipzig sind dies die Flussläufe der Mulde, der Weißen Elster, der Pleiße, der Wyhra und der Schnauder.

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~14~
3.3 Hydraulische und geochemische Folgen des Braunkohle-
bergbaus
3.3.1
Stoffquellen
Durch den Kohle-Abbauprozess und der damit verbundenen Belüftung des Gebirges kommt es zu Sulfidoxidationsprozessen in
den ungesättigten Sedimenten der Kippen aber auch im entwässerten unverritzten Gebirge. Die belüfteten Sedimente werden
so zu Stoffquellen für bergbautypische Wasserinhaltsstoffe. Diese Oxidationsprozesse verliefen in den umgelagerten Kippense-
dimenten umfangreicher als im unverritzen, aber ebenfalls entwässerten Gebirge. Der
Quellraum
der bergbaulich bedingt er-
höhten Stofffrachten in der Lausitz wird für deshalb im Wesentlichen durch die
Ausdehnung des Grundwasser-
Absenkungstrichters
gegenüber dem vorbergbaulichen Zustand
definiert
(Forkel et al., 2009).
Weiterhin bilden über dem Grundwasserspiegel meist im Rahmen des Tagebauaufschlusses angelegte „Hochkippen“ Quellen,
deren Versauerungspotenzial nur teilweise durch Überstauung begrenzt werden kann.
Die
Quellstärken
einzelner Teilgebiete innerhalb des Absenkungstrichters sind geologisch und abbautechnologisch bedingt
sehr heterogen. Da die Wiederauffüllung des Absenkungstrichters heute noch in vollem Gange ist, erfolgen Stoffverlagerungen
deshalb noch hauptsächlich innerhalb des Trichters. Durch die zunehmende Ankopplung der betroffenen Grundwasserkörper
an die Fließgewässer beginnt jedoch der überregionale Stoffaustrag aus dem regionalen Quellbereich.
Den größten Stoffspeicher in den Bergbaufolgelandschaften bilden das Grundwasser und insbesondere die mit ihm in Kontakt
stehenden Speicher, insbesondere die primären Sulfide und die durch den Grundwasserwiederanstieg remobilisierbaren metall-
und sulfathaltigen Sekundärminerale. Durch technische Maßnahmen ist eine flächendeckende Kontrolle dieses Stoffpools in
den Kippen und im Gewachsenen bisher kaum möglich. Jedoch kann der unerwünschte Versauerungsprozess durch geeignete
Maßnahmen vor, während und nach dem Tagebau-Betrieb gemindert werden (Stoll et al., 2009).
Dagegen stellen die mit den Grundwasserkörpern gekoppelten Seen und Fließgewässer und die mit ihnen in Kontakt stehenden
Speicher (z.B. Seebodensediment) kleine Speicher dar (Abbildung 4). Sie sind lokal relevant, sind durch
technologische
Maß-
nahmen partiell beeinflussbar
und reagieren schnell auf Bewirtschaftungshandlungen. Sie können daher Gegenstand von
technologischen Behandlungsmaßnahmen werden.
Eingriffs-,und Steuermöglichkeiten
Grundwasser-
körper
Seewasser-
körper
Schutzgut:
(z.B. Gebäude)
Fließgewässer
(begrenzt)
GW-Abstrom
Schutzgut
(z.B. Bauwerke)
z.B. In-lake-
Behandlung
z.B.
GWRA
Stoffspeicher
Abstrom
Stoff-
speicher
Stoffspeicher
z.B. In-situ-
Behandlung
Quelle
Pfad
Schutzgut
GW-Aufgang
Abbildung 4: Schema der relevanten Stoffspeicher und assoziierter Wasserkörper, sowie Eingriffs- und Steuer-
möglichkeiten durch Grubenwasseraufbereitung

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~15~
3.3.2
Oxidative Sulfidverwitterung
Weltweit sind viele Erz- und Kohlelagerstätten genetisch mit Sulfiden assoziiert (Evans, 1993). Beim Aufschluss der Lagerstätte
kommt es zur Entwässerung und der damit einhergehenden Belüftung des Gebirges. Fraktionierung und mechanische Umlage-
rung des tauben Gesteins (sowie im Tiefbau die Bewetterung) tragen weiter zum Sauerstoffeintrag und zur extremen Vergröße-
rung der Feststoff-Oberflächen bei. Hierdurch beschleunigt sich die Verwitterung der Sulfide extrem (Evangelou, 1995; (Gl. 1).
Diese setzen Sulfat Metall-Kationen und damit Azidität in die Wasserphase frei.
Bergbaubeeinflusste Wässer unterscheiden sich deshalb durch generell
höhere Stoffkonzentrationen
und
Azidität
von berg-
bauunbeeinflussten Wässern. Die weitere Beschaffenheitsentwicklung dieser Wässer wird im Wesentlichen durch den Umfang
ihrer Reaktion mit den Feststoffen der geologischen Körper und der Gasphasen geprägt, mit denen sie im Kontakt stehen. Sie
ist daher stark vom initialen Mineralinventar der Kippenkörper und dessen geochemischer Reaktivität (Lösungskinetik) geprägt
(Abbildung 5).
FeS
2
+ 3.5O
2
+ H
2
O => Fe
2+
+ 2SO
42-
+ 2H
+
Gl. 1
Im Falle der Lausitz ist im Wesentlichen das Disulfid Pyrit für diese Stofffreisetzung verantwortlich. Dessen Verwitterung erfolgt
hauptsächlich in der temporär ungesättigten Zone der Kippenkörper. Bei Zutritt erhöhter Mengen an Oxidationsmittel kommt es
in der ungesättigten Zone zur weitergehenden Oxidation auch des durch Gl. 1 freigesetzten Eisens unter weiterer Freisetzung
von Protonen (Gl. 1), einer starken pH-Abnahme und der Bildung von Fe(III)-haltigen Sekundärmineralen. Dieser Prozess wird
insbesondere bei Austritt der Grubenwässer an die Erdoberfläche und ihrem dann uneingeschränkten Kontakt mit der Atmo-
sphäre relevant. Die pH-Minderung erhöht die Löslichkeit von Schwermetallen aber auch die Verwitterungsgeschwindigkeit von
Silikaten und Carbonaten. Die Verwitterungsgeschwindigkeit der Sulfide wird dagegen hauptsächlich durch die Verfügbarkeit
von Oxidationsmitteln kontrolliert, wobei das für die Sulfidoxidation oxidativ wirkende Fe(III) bei niedrigen pH-Werten stabil in
Lösung verfügbar bleibt und durch mikrobiell katalysierte Eisenoxidation auch bei pH-Werten um 3 ohne Limitation durch den
niedrigen pH-Wert zur Verfügung gestellt wird.
Oxidations-
mitteleintrag (O
2
,
Fe(III), NO
3
)
pH-
Erniedrigung
Fe SO
4
Ca Mg Si K
Al C
Zeitachse
Grundwasserspiegel-Anstieg
Stoffeintrag
mit dem
Sickerwasser
Stoffeintrag
durch Überstau
Sulfidoxidation
Pufferprozesse
Stoffeintrag
durch
Rücklösung
Sekundärmineralbildung
Ungesättigte Kippe
Gesättigte Kippe
Erhöhte (Fe(III)-
Lösung
Abbildung 5: Schema des Stoffeintrages und der Stoffanreicherung in bergbaubeeinflussten Grundwässern
Fe
2+
+ 0.25O
2
+ H
+
→ Fe
3+
+ 0.5H
2
O
(Oxidation) Gl. 1
Fe
3+
+ 3H
2
O
→ Fe(OH)
3(s)
+ 3H
+
(Hydrolyse) Gl. 2
Fe
2+
+ 2.5H
2
O + 0.25O
2
→ Fe(OH)
3(s)
+ 2H
+
Gl. 3
Eisen und Sulfat werden zunächst im Porenraum der zwischenzeitlich ungesättigten Kippenkörper als Sekundärminerale zwi-
schengespeichert (Blowes & Jambor, 1990; Lenk & Wisotzky, 2007, Wiegand et al., 2000) bzw. mit dem Sickerwasser zum
Grundwasserspiegel hin verlagert (Abbildung 5). Abbildung 6 stellt die Wirkungskette der Bildung von sauren und metallhaltigen
Grubenwässern dar. Es sind verschiedene Möglichkeiten zum Eingriff in die Prozesskette dargestellt.

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~16~
Durch den Grundwasserwiederanstieg wird der advektive und diffusive Sauerstofftransport in die wieder aufgesättigten Berei-
che stark eingedämmt oder vollständig unterbunden, wodurch das ursprüngliche herrschende anoxische Milieu wiederherge-
stellt wird. Dadurch kommt es zu einer Rücklösung der nur unter sauren und oxischen Bedingungen stabilen Eisen- und Alumi-
niumsulfate (Grützmacher et al., 2000; Azzie, 2002). Auch reine Eisenhydroxide werden durch mikrobiell katalysierte reduktive
Rücklösung wieder für das Porenwasser verfügbar gemacht (Bilek, 2004). Als Elektronendonator fungiert hier die in der Kippe
verbliebene kohlebürtige organische Substanz, die unter oxischen Bedingungen bioverfügbar wird (Laves et al., 1993).
Verstärkte Verwitterung
Absenkung des pH-Wertes
Verstärkte Lösung
von Sulfiden
Hohe Stoffkonzentrationen in bergbaubeeinflussten Wässern
Erhöhter Oxidationsmittel- (Sauerstoff) Zutritt während
und nach dem Um- und Ablagerungsprozess
Grundwasserspiegel-
absenkung
Zunahme der exponierten Oberfläche, und Schaffung hoher Porositäten
und Permeabilitäten durch Zerkleinerung (Umlagerung, Brechen, Mahlen)
Bergbau
Erhöhter Durchzug von
Sickerwasser
Erhöhter Stofftransport
Erhöhte Konzentrationsgradienten
und intensivierte Lösungsprozesse
Erhöhte Löslichkeit von
Fe(III) und Schwermetallen
Tagebauaufschluss
Bildung von Abraum
1
Frühzeitige Halden-
abdeckung zur Minimierung
der GW-Neubildung
Frühzeitige Wiederaufsättigung
und Halden-Abdeckung zur
Minimierung des O
2
-Zutrittes
Grubenwasser-
Aufbereitung
Stabilisierung des pH-Wertes in der
ungesättigten Zone des Haldenkörpers
durch alkalische Zuschlagstoffe
2
4
3
Abbildung 6: Wirkungskette, die zu aziditätsreichen Grubenwässern führt und Möglichkeiten des Eingriffes in den
Versauerungs- und Stoffaustragsprozess
3.3.3
Puffer- und Verwitterungsprozesse
Der durch Sulfidverwitterung bewirkten Versauerung wirken verschiedene Pufferprozesse entgegen. Ist Calzit vorhanden, so
stellt er einen wichtigen potenziellen Puffer im Lausitzer Revier gem. Gl. 5 dar. Calcit löst sich insbesondere bei pH-Minderung
und bindet Protonen. Die in der gesamten Lausitz verfügbare Calcitmenge wurde von Graupner (2008) auf 43 Mio. t geschätzt.
Diese ist jedoch sehr heterogen verteilt und liegt fast ausschließlich in den quartären Decksedimenten vor. Die aus diesem
Lösungsprozess erwartbare Pufferwirkung entfaltet sich daher nur bei entsprechender lokaler Calcit-Verfügbarkeit zum Zeit-
punkt des Tagebaubetriebes und der technologisch realisierten Einmischung in die Kippenkörper. Teilweise wurden calcitreiche
quartäre Sedimente speziell zur Strukturierung (Melioration) der Kippenoberflächen genutzt.
CaCO
3
+ 2H
+
=> Ca
2+
+ H
2
CO
3
Gl. 5
Weiterhin liegen in den Kippen Silikate vor, deren Anteil für die Sedlitzer Kippe mit ca. 3 Massen-% bestimmt wurde (Bilek,
2004). Diese Menge ist ausreichend, um die durch Sulfidoxidation bewirkten pH-Minderungen gem. Gl. 6 und 7 zu puffern,
jedoch entfaltet sich die Pufferwirkung der Silikate bedingt durch ihre geringen Lösungsraten nur mittel- bis langfristig.
KAlSi
3
O
8(s)
+ H
+
+ H
2
O => Al(OH)
3(s)
+ K
+
+ 3SiO
2(s)
Gl.
6
KAlSi
3
O
8(s)
+ 4H
+
=> Al
3+
+ K
+
+ 3SiO
2(s)
+ 2H
2
O
Gl. 7

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~17~
3.3.4
Austauscherprozesse
Generell tragen Austauscherprozesse zur Pufferung, zur pH-Kontrolle und Calciumfreisetzung bei. Sie puffern die in die Lösung
stattfindenden Stoffumsätze, da die Austauscher-Konzentration der Silikat- und Hydroxid-Oberflächen bezogen auf ein Volumen
Porenraum im Vergleich zu den in diesem Porenraum vorliegenden gelösten Stoffen einen bedeutenden Stoffspeicher darstel-
len. So werden bei Sulfidverwitterung große Mengen von Protonen und Eisen freigesetzt, die ursprünglich an Austauschern
sorbierte Calcium- und Magnesium-Ionen ladungsäquivalent in Lösung verdrängen können. Dies ist ein Grund dafür, dass das
in Kippengrundwässern auftretende Fe/SO
4
-Verhältniss meist deutlich unter dem Fe/SO
4
-Verhältnis des Pyrites von ½ liegt.
3.4 Bergbauspezifische Wasserbeschaffenheiten
Abbildung 7 stellt schematisch die hydraulisch/geochemische Situation während des fortschreitenden Tagebaus in den Phasen
des Aufschlusses, des Betriebes und der Renaturierung dar. In den verschiedenen geologischen Körpern werden zu unter-
schiedlichen Zeiten unterschiedliche Wasserbeschaffenheiten angetroffen. Im Folgenden werden deren Charakteristika kurz
dargestellt.
Als
Grubenwässer
werden im Tagebau Grundwässer bezeichnet, die bei Aufschluss eines Grubenbaus an den Böschungen
und Sohlen austreten bzw. durch Niederschlag dort anfallen (Forkel et al., 2009). Eine Charakterisierung der
Beschaffenheit
dieser Wässer ist mit dieser Definition nicht verbunden. Treten Grubenwässer direkt an die Atmosphäre aus, so werden sie
teilweise belüftet und sie erlangen die für
bergbaubeeinflusste Oberflächengewässer
typischen Eigenschaften (
Abschnitt
3.3
). Werden Grubenwässer dagegen vor Austritt an die Atmosphäre durch geeignete hydraulische Maßnahmen (Sümpfung)
gefasst, so kann ihre Ableitung auch im weitgehend unbelüfteten Zustand erfolgen. Technologisch aktiv abgeführte Gruben-
wässer werden auch als
Sümpfungswässer
bezeichnet.
Redox-Potential
Deck-
gebirge
Flöz
Liegendes
Kippe
pH-Wert
Beginn der Belüftung
und Oxidation
Zeitachse
Beginn der Grund-
wasser-Absenkung
Beginn des Grundwasser-
Wiederanstiegs
Grundwasserspiegel
Restsee
1
2
3
4
Sümpfungs-
brunnen
Sümpfungswasser
Oberflächen-
gewässer
Sickerwasser
Kippengrund-
wasser
Aufschluss
pH-Wert 3
7
Betrieb
Sanierung/Renaturierung
3
7
Abbildung 7: Bergbaubeeinflusste Gewässerkörper und ihre typischen Charakteristika in verschiedenen Phasen des
Tagebaubetriebes.
3.4.1
Sümpfungswässer
Charakteristika von Sümpfungswässern
Die Sümpfungswässer der Lausitz können in Abhängigkeit der Geochemie der entwässerten Schichten durch Sulfidverwitterung
und in deren Folge auch durch die Verwitterung weiterer Mineralphasen gekennzeichnet sein. Dies äußert sich in der Lausitz in
meist hohen Konzentrationen von Eisen, Sulfat, Carbonat und Calcium (Jolas et al., 2009). Die pH-Werte schwanken in Abhän-
gigkeit der Belüftung, liegen jedoch für in-situ gefasste Wässer (Brunnengalerien, Randriegel) meist über pH 4. Dabei sind die

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~18~
aus dem Gewachsenen an die Randriegel anströmenden Wässer meist deutlich weniger stark belastet als die in den Kippen
und durch die dortigen verstärkten Oxidationsprozesse und Sickerwässer generierten Kippengrundwässer.
Behandlung von Sümpfungswässern
Die übliche Behandlung besteht in der Neutralisation, der Oxidation und der Eisenhydroxid-Sedimentation (
Abschnitt 4.4.1
).
Diese erfolgt nach Fassung der Wässer und ihrer Ableitung meist in eine Grubenwasserreinigungsanlage (GWRA). Eine Ab-
trennung der Sulfatfrachten erfolgt im Regelfall nicht.
3.4.2
Bergbaubeeinflusste Sickerwässer
Charakteristika bergbaubeeinflusster Sickerwässer
Sickerwässer entstehen in der ungesättigten Zone der Kippenkörper durch Nachspeisung von der Tagesoberfläche über Nie-
derschlag und Oberflächengewässer. Sie werden gravitativ verlagert und speisen letztendlich das gesättigte Grundwasser
(Abbildung 5). Durch partiellen Zutritt von Oxidationsmitteln (O
2
über die Gasphase und die O
2
-gesättigte Grundwasserneubil-
dung; NO
3
über die Landwirtschaft, Fe(III) in gelöster Form durch die Sulfidverwitterung) schreitet die Sulfidbildung in der unge-
sättigten Zone oxidationsmittel-limitiert nach unten fort. Regional kommt es zu einer starken Absenkung des pH-Wertes, denn
im Regelfall reicht die Pufferkapazität des Gesteins nicht für eine Pufferung der pH-Absenkung aus bzw. die Kinetik der Puffer-
prozesse ist hierfür zu gering.
Die niedrigen pH-Werte bewirken
eine erhöhte Fe(III)-Mobilität, die wiederum die Sulfidverwitterung befördert (Abbildung 5)
eine erhöhte Mobilität von Aluminium und von Schwermetallen (Abbildung 6)
Behandlung von bergbaubeeinflussten Sickerwässern
Sickerwässer sind im Regelfall nicht direkt hydraulisch fassbar und damit schlecht behandelbar. Jedoch wird in anderen Tage-
bauregionen (Rheinisches Revier; Garzweiler) durch Kippenbekalkung erreicht, dass
a)
höhere pH-Werte die Schwermetall- und Fe(III)-Mobilität mindern,
b)
die Aktivität acidophiler Mikroorganismen gemindert wird, die die Sulfidoxidation katalysieren und so auch bei minima-
len Oxidationsmittel-Konzentrationen möglich machen und
c)
der freisetzbaren Azidität so große Mengen an schnell verfügbarer Alkalinität gegenüberstehen, dass die Azidität der
gebildeten Sickerwässer gering bleibt.
3.4.3
Bergbaubeeinflusste Grundwässer
Charakteristika bergbaubeeinflusster Grundwässer
Im Vergleich zu Sickerwässern der ungesättigten Zone zeigen Kippengrundwässer der Lausitz aufgrund des vollkommen unter-
bundenen Sauerstoff-Zutrittes und der vorhandenen tertiären organischen Substanz vollkommen anoxische Verhältnisse. Sul-
fidverwitterungsprodukte und durch Pufferprozesse bewirkte Stoffeinträge prägen diese Wässer. Diese stammen jeweils aus
der ungesättigten Zone, in welcher diese Prozesse abliefen und die infolge des Grundwasserwideranstiegs überstaut wurde
bzw. deren Wässer durch Grundwasserneubildung dem Grundwasserkörper zugehen (Abbildung 4). Sekundärminerale und
insbesondere
Fe(III)-Hydroxide werden unter partiellem Umsatz der in den Kippen verbleibenden organischen Substanz rückge-
löst und liefern das in der gesättigten Zone in großen Konzentrationen vorhandene Fe(II). Summarisch werden bergbaubeein-
flusste Grundwässer der Lausitz damit durch Gl. 1, nicht jedoch durch die weitere Eisenoxidation nach Gl. 4 geprägt.
Bergbaubeeinflusste Grundwässer der Lausitz zeigen häufig pH-Werte zwischen 4,5 und 6,5. Werte unter 4,0 und über 7,5 sind
selten. In den Wässern treten maximale
Sulfat
konzentrationen bis 80 mmol
SO4
/L und
Eisen
konzentrationen bis 40 mmol
Fe
/L bei
jeweils abnehmender Häufigkeit mit zunehmenden Konzentrationen auf. Dabei wird die Gesamteisenkonzentration durch Fe(II)-
Spezies dominiert.
Aluminium
tritt bei pH-Werten zwischen 3,0 und 4,0 mit bis zu 10 mmol
Al
/L auf. Bei höheren pH-Werten
nimmt die Konzentration stark ab.
Calcium
als häufigstes Erdalkali-Kation tritt mit Maximalkonzentrationen bis zu 20 mmol
Ca
/L
auf.
Sulfid
kommt meist nur in Spuren vor, so dass die
Redox-Verhältnisse
in den Kippen mit 200 bis 400 mV durch die redu-

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~19~
zierte Eisenspezies Fe(II) und die oxidierte Schwefelspezies Sulfat gepuffert werden. Kohlebürtiger organischer Kohlenstoff als
Elektronendonator ist vorhanden, für mikrobiell katalysierte Reduktionen jedoch nicht mit hohen Raten verfügbar.
Bergbaubeeinflusste Grundwässer weisen teilweise hohe Aziditäten auf, die hauptsächlich durch Eisen aber auch durch Alumi-
nium und Mangan getragen werden. Da die pH-Werte nicht unter 3,0 liegen, trägt die durch Protonen getragene Azidität maxi-
mal mit 1 mmol/L zur Gesamtazidität der Wässer bei.
Bergbaubeeinflusste Grundwässer, die im Gewachsenen angetroffen werden, zeigen vergleichbare Charakteristika wie die
Kippengrundwässer, weisen jedoch generell deutlich geringere Konzentrationen auf.
Sanierung und Behandlung bergbaubeeinflusster Grundwässer
Bergbaubeeinflusste Grundwässer sind in der Regel aufgrund des großen geologischen Raumes, den sie einnehmen, nicht im
Raum behandelbar, sondern lediglich dort, wo sie punktuell oder flächig an die Oberfläche austreten und durch geeignete Fas-
sungsanlagen einer Behandlung zugeleitet werden können. Bestehende Ansätze zur Sanierung dieser Wässer im Raum wer-
den in
Abschnitt 4.5.4
genannt. Dagegen bestehen verschiedene Möglichkeiten, die Beeinflussung von Grundwässern durch
Bergbauaktivitäten bereits beim Betrieb des Tagebaus zu mindern (Drebenstedt, 2009; auch Abbildung 5).
3.4.4
Bergbaubeeinflusste Oberflächengewässer
Eintragspfade
Oberflächenwässer werden in der Lausitz durch den Aktiv- und den Sanierungsbergbau in folgender Weise beeinflusst:
Unkontrollierter Zutritt
von bergbaubeeinflusstem Grund- und Sickerwasser in Stand- und Fließgewässer.
Kontrollierte Ableitung von (teilweise oder vollständig behandeltem) Sümpfungswasser in Oberflächengewässer. Im Falle der
Ableitung von Sümpfungswässern werden in der Regel im Rahmen von Planfeststellungsbeschlüssen und Wasserrechtlichen
Erlaubnissen Ausleitwerte als Emissionswerte festgelegt. Deren Einhaltung erfordert in einigen Fällen die im Folgenden näher
erläuterten Maßnahmen.
Charakteristika bergbaubeeinflusster Oberflächenwässer
Im Kontakt mit der Atmosphäre erfolgt nach der grundwasserleiter-internen Reaktion der Eisensulfidverwitterung ohne Eisen-
oxidation (Gl. 1) im Oberflächengewässer die Eisenoxidation (Gl. 4), die dort zur Absenkung des pH-Wertes meist auf Werte um
3 führt und die Bildung und Sedimentation von Eisenhydroxiden bewirkt. Unbehandelte bergbaubeeinflusste Oberflächenge-
wässer der Lausitz sind daher oft durch niedrige pH-Werte, erhöhte Eisen- und Sulfatfrachten und erhöhte Konzentrationen an
Aluminium und Mangan gekennzeichnet. Die fortgesetzte Fällung von Metallhydroxiden führt zu entsprechenden optisch wahr-
nehmbaren Eisenhydroxid-Schlamm (EHS)-Sedimentationen im Bereich des Grundwasserzutrittes bzw. der Einleitstelle.
Behandlung von bergbaubeeinflussten Oberflächenwässern
Um einen diffusem Eintrag von bergbaubeeinflusstem Grund- und Sickerwasser in oberirdische Gewässer zu verhindern, müss-
te dieser durch hydraulische Fassungsanlagen
vor dem Austritt in die Oberflächengewässer
gefasst und einer entsprechen-
den Behandlung zugeführt werden. Diese Möglichkeit wird im Zusammenhang mit den diffusen Austritten von Fe-haltigen
Grund- und Sickerwässern in Fließgewässer der Lausitz diskutiert. Entsprechende Anlagen werden aktuell oder demnächst mit
lokaler Wirkung im Feldversuch getestet (
Abschn. 5.1.1 und 5.1.2
), sind jedoch noch nicht großflächig verfügbar. Für eine
klassische on-site-Behandlung (nur Metall- keine Sulfatabtrennung durch Oxidation und Neutralisation) stellt Vermeidung der
Teiloxidation des gefassten Wassers und die damit verbundene kontinuierliche und unkontrollierte Feststoffbildung in den Fil-
tern, den Fassungsanlagen und den Leitungssysteme noch eine technische Herausforderung dar.
Alternativ kann ein
Oberflächengewässer selbst als Fassungselement dienen und die Behandlung in diesem erfolgen
(Abbildung 8). Im Falle eines Sees würde dieser wiederholten „In-Lake“ Behandlungen (
Abschnitt
5.2.1
) unterzogen, im Falle
eines Gerinnes würde eine stationäre Bekalkungsanlage eine kontinuierliche Neutralisationsmittelzugabe durchführen. In bei-
den Fällen wird das Gewässer als Depositionsraum für den EHS genutzt. Bei Gerinnen kann eine periodische Schlammberäu-
mung erfolgen. Die von der EHS-Schlamm-Sedimentation betroffene Gerinneabschnitt wird dadurch aus ökologischer Sicht
zum „Opferraum“, der nachfolgende Fließgewässerabschnitte schützt. Diese Vorgehensweise wird entscheidend von der recht-
lichen Einordnung des Gewässers und der Festlegung des Messpunktes bestimmt, an welchem die Wasserqualität bestimmt
wird, die für die Anbindung an öffentliche Gewässer maßgebend ist.

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~20~
Fassungsanlage f. d.
Grundwasseranstrom
Reaktor
Eisenhydroxid-Schlamm-Deposition
z.B. im See
Möglichkeit 1:
aktive Fassung
und -behandlung des
Grundwasseranstromes
Ungehinderter
Grundwasseranstrom
Reaktor
See
Eisenhydroxid-Schlamm-
Deposition im See
Möglichkeit 2:
Inlake-
Behandlung des
Grundwasseranstromes
Neutralisationsmittel
Neutralisationsmittel
Ungehinderter
Grundwasseranstrom
Reaktor
Eisenhydroxid-Schlamm-
Deposition im Ausleiter
Möglichkeit 3:
Ausleiter/Vorfluter-Behandlung
Neutralisationsmittel
See
See
Reaktor
Eisenhydroxid-Schlamm-Deposition z.B. im See
Möglichkeit 4:
Behandlung
des Auslaufes
See
Neutralisationsmittel
Abbildung 8: Lokalitäten zur Behandlung bergbaubeeinflusster Oberflächengewässer
3.5 Spezifika des Aktiv- und Sanierungsbergbaus
3.5.1
Aktivbergbau
Aktivbergbau generiert hauptsächlich Gruben- und Sümpfungswässer, die heute in der Mehrzahl durch Filterbrunnen-Galerien
gefasst werden. In der Regel erfolgt parallel eine Hangend- und eine Liegendentwässerung, so dass die in den Ableitern der
Randriegel anfallenden Wässer Mischbeschaffenheiten aus mehreren Grundwasserleiter-Stockwerken aufweisen können.
Mit Dichtwänden kann der Grundwasserzustrom in den Tagebaubereich unter günstigen geologischen Gegebenheiten heute
deutlich eingeschränkt werden, wodurch Wasserhebungskosten und die notwendige verbleibende Gebirgsentwässerung mini-
miert werden. Der Einsatz von Dichtwänden stellt damit eine Möglichkeit zum präventiven Schutz des Wasserhaushaltes dar. In
der Lausitz sind drei Dichtwände errichtet worden (Jolas et al., 2009). Dies sind erfolgte im
Tagebau Berzdorf (5,5 km Länge)
Tagebau Jänschwalde (9,1 km Länge)
Tagebau Cottbus Nord (7,1 km Länge)

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~21~
Weitere Dichtwände sind in Vorbereitung für die Tagebaue Reichwalde (7 km Länge) und Welzow-Süd (14 km Länge)
(Abbildung 9). Die Behandlung und Ableitung der Sümpfungswässer wird
im Rahmen der Betriebsplan-Zulassungen und von
wasserrechtlichen Verfahren und den daraufhin erteilten wasserrechtlichen Erlaubnissen (Einleiterlaubnissen) geregelt (siehe
auch
Abschnitt 3.6
).
3.5.2
Sanierungsbergbau
Die Verantwortlichkeiten des Sanierungsbergbaus sind in der Lausitz durch Verwaltungsabkommen zwischen Bund und Län-
dern geregelt. Die Aufgaben der Sanierung des Wasserhaushaltes hinsichtlich Menge und Beschaffenheit werden in diesem
Rahmen durch die staatseigene Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbauverwaltungsgesellschaft (LMBV) realisiert. Der Bereich,
für welchen die Verantwortlichkeit der LMBV gilt, reicht hierbei über die eigentlichen dem Bergrecht unterstellten Gebiete hinaus
und wird geographisch durch das Ausmaß des Absenkungstrichters bestimmt, welches dieser zum Zeitpunkt 1990 mit einer
Absenkung von 2 m gegenüber dem unveränderten Zustand eingenommen hat [9].
Innerhalb dieses Gebietes fallen die in
Abschnitt 3.2
beschriebenen Wässer an. Deren Behandlung und Ableitung erfolgt ge-
mäß
Abschnitt 4
. entsprechend der in den Abschlussbetriebsplänen festgelegten Maßnahmen und der in den wasserrechtli-
chen Erlaubnissen festgelegten Überwachungsparameter.
Abbildung 9: Lage der Dichtwände in der Lausitz (Quelle:
http://www.bwk-
bund.de/fileadmin/Dokumente/Veranstaltungen/Kongresse/2009/FF-3-aktiver%20Bergbau/FF3-Zeiss-Vattenfall.pdf)
3.6 Rechtliche Einordnung und Regelung bergbaulicher Beein-
flussung
3.6.1
Internationale und nationale Regelungen
Die Wiedernutzbarmachung der vom Bergbau beanspruchten Flächen regelt das
Bundesberggesetz (BBergG)
. Den Ab-
schlussbetriebsplänen und Sonderbetriebsplänen –wie z.B. den Betriebsplänen „Folgen des Grundwasserwiederanstiegs“ fallen
dabei Schlüsselrollen zu. Wasserrechtliche Sachverhalte sind hierbei einvernehmlich von den Berg- und den Wasserbehörden
zu regeln, d.h. die wasserrechtlichen Anforderungen werden in die bergrechtlichen Zulassungsverfahren einvernehmlich einbe-
zogen. Diese richten sich in erster Linie nach dem
Wasserhaushaltsgesetz (WHG)
, das mit seiner grundsätzlichen Neufas-
sung im Jahr 2010 für Deutschland die
EG-Wasserrahmenrichtlinie
(
EG-WRRL
; RL 2000/60/EG; [106]) umsetzt. Das WHG

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~22~
wird auf Bundesländerebene durch die jeweiligen
Landeswassergesetze
(SächsWG für Sachsen, BbgWG für Brandenburg,
ThürWG für Thüringen und WG LSA für Sachsen-Anhalt)) untersetzt (Abbildung 10).
Bergrecht
BBergG
Wasserrecht (Bund)
WHG
EG-WRRL
Wasserrecht
Länder
Einvernehmliche
Regelung
Betriebsplan:
„Folgen des GW-
Wiederanstiegs“
Planfeststellungs-
beschluss
Sachsen
Brandenburg
Abbildung 10: Zusammenhang zwischen Berg- und Wasserrecht bei der Genehmigung wasserwirtschaftlicher Maß-
nahmen im Zuge des Wiederanstiegs des Grundwassers
Mit der Einführung der EG-WRRL und deren Umsetzung im bundesdeutschen WHG ist das
Erreichen eines guten Zustands
der Gewässer oberstes Ziel allen wasserwirtschaftlichen Handelns. Für Grundwasser bestimmen sich die Ziele hinsichtlich
Menge und Beschaffenheit; sie sind mit der Einführung der
EG-Grundwasserrichtlinie
(
EG-GWRL:
RL 2006/118/EG, [107])
durch Definition von
Bewirtschaftungszielen
geregelt worden. Die Umsetzung der sog. Grundwassertochterrichtlinie in bun-
desdeutsches Recht erfolgte durch die
Grundwasserverordnung (GrwV)
. Für Oberflächengewässer ist seit 2011 die Oberflä-
chengewässerverordnung (OgewV) in Kraft.
Für das Grundwasser wird im Anhang II, Teil B der EG-GWRL festgelegt, dass die EU-Mitgliedstaaten für „
Indikatorparame-
ter
“, beispielsweise für das grubenwasserrelevante Sulfat,
Schwellenwerte
zu erlassen haben. Für Deutschland wurde in der
GrwV ein Schwellenwert für Sulfat von 240 mg/L festgelegt. Damit führen abgeschlossene oder fortdauernde Bergbauaktivitäten
in vielen Fällen zu einer großräumigen Verfehlung des durch diesen Schwellenwert definierten „
guten Zustandes
“ für Grund-
wasserkörper.
Das Verfehlen des „guten Zustandes“ in Oberflächengewässern ist eher lokaler Natur und wird im Wesentlichen durch deren
unkontrollierte Ankopplung an kontaminierte Grundwasserkörper (Exfiltration diffuser Quellen) und/oder durch die kontrollierte
Einleitung entsprechender Sümpfungswässer bewirkt (Punktquellen).
Muss erwartet werden, dass der gute Zustand eines Gewässerkörpers bis 2017 trotz zielgerichteter Maßnahmen nicht erreicht
werden kann, lässt die EG-WRRL für diese Gewässerkörper Ausnahmeregeln zu (Art. 4 EG-WRRL). Diese Ausnahmeregelun-
gen sind entweder eine Fristverlängerung, um das Ziel zu erreichen oder die Festlegung „weniger strenge Umweltziele“, näm-
lich dann, wenn der Gewässerkörper u.a. durch menschliche Tätigkeit so beeinträchtigt ist, dass das Erreichen der Ziele eines
guten Zustandes in der Praxis nicht möglich oder unverhältnismäßig teuer wäre. Dieser nach Art. 4 Abs. 5 EG-WRRL gefasste
Ausnahmetatbestand für Umweltziele von Wasserkörpern bildet den Rahmen für die nach §47 Abs. 3 WHG genannten Aus-
nahmen von den Bewirtschaftungszielen. Danach ist der „bestmögliche chemische Zustand des Grundwassers“ zu erreichen,
der mit Bezug auf WHG § 30, Satz 1 Nr. 4 „unter Berücksichtigung der Auswirkungen auf die Gewässereigenschaften, die infol-
ge der Art der menschlichen Tätigkeiten nicht zu vermeiden waren“, eintritt. Im Sinne dieser Definition werden sowohl die berg-
baulich bedingte Grundwasserabsenkung als auch und insbesondere alle Maßnahmen zur Wiederherstellung eines sich selbst
regulierenden Wasserhaushalts im Zuge der bergbaulichen Nachsorge als die Arten der menschlichen Tätigkeiten angesehen,
deren Auswirkungen auf die Gewässereigenschaften zu einem bestmöglichen chemischen Zustand des Gewässers Grundwas-
ser führen.
Die EG-WRRL lässt unter speziellen Rahmenbedingungen (z.B. übergeordnetes öffentliches Interesse) Zielverfehlungen für
Grundwasserkörper (§4 Abs. 7) zu und erfordert eine Einzelfallprüfung, ob entsprechende Ausnahmeregelungen anzuwenden
sind. In der Regel sind bei Gewährung dieser Ausnahmeregelungen alle praktikablen (keine unverhältnismäßigen Kosten verur-
sachenden) Möglichkeiten zur Minderung der negativen Auswirkungen auf die Wasserkörper auszuschöpfen. Dieses Kriterium
entscheidet letztendlich, ob neue, innovative Verfahren zur Gewässersanierung und Grubenwasseraufbereitung zum Einsatz
kommen. Pilot- und Demonstrationsprojekte im Feld haben daher neben der Überführung innovativer Technologien aus dem
Stadium der Entwicklung in den anerkannten
Stand der Technik
primär die Verhältnismäßigkeit der Investitions- und Betriebs-
kosten zur Schutz- und Reinigungswirkung für eine entsprechende Behandlung zu klären.

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~23~
3.6.2
Regionale Regelungen für das Lausitzer Braunkohlen-Revier
Zur länderübergreifenden Koordination wasserwirtschaftlicher Fragen in Sachsen und Brandenburg im Zeichen des Aktiv- und
des Sanierungsbergbaus arbeitet die
Arbeitsgemeinschaft „Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Elster
“.
Der in
dieser AG eingegliederte
Arbeitskreis „Wasserbeschaffenheit“
(oder auch „Gewässergüte“) empfiehlt
Immissionsziele
für
einzelne Fluss-Gütemessstellen (Mess-Profile) als 90% Percentil für Schwarze Elster, Spree und Neiße. Diese Immissionsziele
sind in den „
Bewirtschaftungsgrundsätzen
“ niedergelegt [4].
In Anlage 4 dieses Dokumentes mit dem Titel „
Ausleitempfehlungen aus Speichern und Tagebauseen
“ mit dem Stand vom Juni
2010 heißt es:
Ausgehend von den Vorgaben/Zielstellungen der EG-Wasserrahmenrichtlinie sowie der Länder zur Gewässergüte, der aktuel-
len Beschaffenheit in den Gewässern und der bestehenden/künftigen Nutzungen wurden für die Hauptfließgewässer Spree,
Schwarze Elster und Lausitzer Neiße Immissionsziele (Tabelle 1) in Form ausgewählter bergbaurelevanter Beschaffenheitspa-
rameter erarbeitet und abgestimmt (Immissionsprinzip).
Diese Immissionsziele bilden in Verbindung mit
den aktuellen Wasserbeschaffenheiten und Durchflussverhältnissen in den Hauptfließgewässern sowie
den aktuellen Wasserbeschaffenheiten in den Tagebauseen
die Grundlage für die operative Bewirtschaftung nach Menge und Güte.
Weiterhin werden für eine Abgabe von Wasser aus Speichern und Tagebauseen in die Fließgewässer objektspezifische Emp-
fehlungen zu Ausleitbedingungen nach dem
Emissionsprinzip
(vergl. Tabelle 2) gegeben.
Die aufgeführten Immissionsziele in den drei Vorflutern variieren. Sie liegen beispielsweise für Sulfat zwischen 100 und 550
mg/L. Die in den „
Bewirtschaftungsgrundsätzen“
festgelegten Werte wurden in Sachsen durch ministeriellen Erlass für
ver-
bindlich
erklärt. Dies erfolgte in Brandenburg bisher nicht, jedoch auch hier gelten sie als orientierende Grundlage für eine
wasserwirtschaftliche Entscheidung der Behörden.
Wasserrechtliche Verfahren
legen auf Landesebene infolge eines Antrages auf
Wasserrechtliche Erlaubnis
(WRE) fest, mit
welchen Einleitmengen und Einleitqualitäten bergbaulich beeinflusstes Wasser in die öffentliche Vorflut abgeschlagen werden
darf. In den erteilten Wasserrechtlichen Erlaubnissen werden neben den i.d.R
emissionsbezogenen Qualitätsparametern
, die
durchzuführenden Maßnahmen (z.B. Grubenwasserreinigung) zur Reduzierung der Auswirkungen der Einleitung auf die Um-
welt festgeschrieben. Für die im Einzelfall notwendige „pflichtgemäße Ermessensentscheidung“ der Behörde werden in Sach-
sen die in den Bewirtschaftungsgrundsätzen der „AG Gewässergüte“ festgelegten Immissionsziele zugrunde gelegt.
Für den Ausbau von Gewässern sind
bergrechtliche Abschlussbetriebsplanverfahren und parallel dazu wasserrechtliche
Planfeststellungsverfahren bzw. Plangenehmigungsverfahren notwendig, die zu einem Planfeststellungsbeschluss
bzw. einer Plangenehmigung
(PFB) führen. Für diese Verfahren sind in Brandenburg die Bergbehörden (LUA Brandenburg)
und in Sachsen die obere Wasserbehörde (Landesdirektion) zuständig.
Planfeststellungsbeschlüsse enthalten Festlegungen zu
Überwachungsparametern
und gelten sowohl für Brandenburg als
auch für Sachsen. Im Planfeststellungsbeschluss zum Gewässerausbau „Restlochkette Sedlitz-Skado-Koschen“ [109] heißt es
unter Punkt 5.1.1.11 beispielsweise:
Für die Ausleitung von Wasser aus dem TS Sedlitz in die Rainitza/Schwarze Elster werden folgende Beschaffenheitskriterien
als Überwachungsparameter vorgegeben (Probenahmeort: Wehr im Ausleiter):
pH-Wert 6,5 – 8,5
Eisen gesamt
< 3 mg/l
Eisen gelöst
< 1 mg/l
Zink gesamt
< 1 mg/l
Kupfer gelöst
< 0,04 mg/l.
Es bleibt ausdrücklich vorbehalten, diese Überwachungsparameter zu modifizieren.
Als Zielwert für die Ausleitung von Wasser aus dem TS Sedlitz in die Rainitza/Schwarze Elster ist ein Sulfatgehalt im Ausleit-
wasser von <
800 mg/l anzustreben. Der Antragsteller hat nachweislich alle technischen Möglichkeiten zur Einhaltung der
Überwachungsparameter und zur Minimierung des Sulfatgehaltes in der RLK zu prüfen (…).

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~24~
4 Verfahrenstechnologien zur Aufbereitung
bergbaubeeinflusster Wässer
4.1 Kriterien für die Auswahl bestimmter Reinigungsverfahren
Die Auswahl eines Reinigungsverfahrens für Grubenwässer hängt von einer Vielzahl von Faktoren ab und muss meistens auf
Standort-Untersuchungen sowie Labor- und Technikumsversuche gestützt werden. Faktoren, die die Quelle der Schadstoffe
charakterisieren und indirekt die Auswahl eines Reinigungsverfahrens bestimmen, sind:
das Quellvolumen [m
3
], die Quelldichte [kg/m
3
solid
] und damit die Quellmasse [kg] und die räumliche Ausdehnung der
(des) Schadherde(s) und in Kombination mit dem hydraulischen Strömungsregime der Verlauf der Transportpfade,
wel-
che die räumliche Ausdehnung einer möglichen Stoffsenke (Fassungsanlagen, Ableitungssystem, wetland etc.) definiert,
der mobilisierbare Stoffmengenanteil [mol/m
3
solid
] innerhalb der Quelle, der über das Quellvolumen die absolute zu be-
handelnde Stoffmenge [mol] definiert,
der geochemische Freisetzungsprozess, der in der Quelle wirkt und der die zeitabhängige Freisetzungsrate [mol/(m
3
solid
s)] definiert,
die über das Quellvolumen ableitbare Stofffracht (Freisetzungsrate oder Quellstärke) [mol/s] und aus Überlagerung mit
dem hydraulischen Strömungsregime [m
3
W
/s] resultierende initiale Stoffkonzentration [mol/m
3
W
] und
die Senken entlang des Transportpfades, die die Stoffracht und die Stoffkonzentration mindern, sowie die Verdünnungs-
prozesse, die nur die Stoffkonzentration mindern.
Weitere Faktoren, die das Reinigungsverfahren direkt bestimmen sind
das in einem zu behandelnden Grubenwasser gelöste Schadstoffspektrum, welches die zur Immobilisierung zur Verfü-
gung stehenden Technologien und anzustrebenden geochemischen Stoff-Umsetzungen definiert,
die technologischen und wirtschaftlichen Möglichkeiten für eine Wasserbehandlung oder Sanierung
die räumlichen Verhältnisse, die durch Klima, Morphologie, Geologie und Landnutzung definiert sind und bestimmte
Reinigungs- bzw. Sanierungsoptionen begünstigen oder ausschließen,
die Verfügbarkeit von Betriebsmitteln wie Energie, Rohstoffe (Chemikalien, Zuschlagstoffe, Baumaterial, bergbaueigene
Produkte) und Deponieraum aber auch Personal,
der durch gesetzliche Vorgaben einforderbare finanzielle Rahmen, der für eine Sanierungs-, Schutz- oder Behandlungs-
lösung zur Verfügung steht,
der rechtliche Rahmen, der durch qualitative Einordnung der Wässer, Festlegung der Ablauf-Beschaffenheiten (Emissi-
ons-, Immissions-Zielwerte), Festlegung des Ortes der Messung und Zuordnung der Verantwortlichkeiten, erforderliche
Reinigungs- und Sanierungs-Handlungen mit bestimmt. Über die Definition von zulässigen Frachten oder Konzentratio-
nen (Sanierungs- oder Abreinigungs-Zielwerte) wird die Größe der zu behandelnden Frachten und die zu planende Be-
handlungsdauer definiert.
4.2 Relevante Aufbereitungsprozesse
4.2.1
Neutralisation
Neutralisation durch Zugabe von Alkalinitätsträgern
Die mit den Gl. 3 und 4 beschriebenen Reaktionen bewirken eine pH-Wert-Erniedrigung unabhängig davon, ob diese im natürli-
chen Raum (ungesättigte Zone einer Kippe, Restsee) oder in einem künstlichen Reaktionsraum (Reaktionsbecken einer Gru-
benwasserreinigungsanlage; zur EHS-Sedimentation genutzter Fließgewässerabschnitt) stattfindet.

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~25~
Folgende Neutralisationsmittel sind hierfür im Einsatz (Coulton et al. 2003b):
Kalkstein (CaCO
3
): Kalksteinmehl ist von allen Neutralisationsmitteln das preisgünstigste. reagiert jedoch generell träger als
andere chemische Neutralisationsmittel. Durch sein Unvermögen, Wässer auf pH-Werte über 7,5 anzuheben, ist es für techno-
logisch aktive Behandlung von Grubenwässern nicht geeignet, da oft die Einstellung höherer pH-Werte angestrebt wird. Jedoch
kommt Kalkstein häufig in passiven Reinigungsverfahren mit großen Aufenthaltszeiten (mehrere Stunden bis Tage) in Form von
oxischen oder anoxischen durchströmten Kiesbetten zur Anwendung. Die bei dieser Einsatzform oft auftretenden Inertisierung-
serscheinungen werden durch Hydroxidausfällungen bewirkt und beeinträchtigen die Langzeitstabilität dieses Verfahrens oft
(Kaksonen & Puhakka, 2006) (näheres siehe
Abschnitt 4.5
). Gegenwärtig erfolgt kein Einsatz dieser Technologie in der Lau-
sitz.
Kalksteinmehl wird nach gegenwärtigem Stand der Technik jedoch zur initialen Seewasser- (In-lake-) behandlung für die Neut-
ralisation bis pH-Wert 5 eingesetzt, da die Reaktionskinetik in diesem pH-Bereich ausreichende Wirkungsgrade erwarten lässt.
Tests in Skandinavien zur vollständigen pH-Anhebung bis auf 7,5 mit reinem Kalksteinmehl (Sverdrup & Warfinge, 1988) waren
erfolgreich, sofern ein sehr stark aufgemahlener Kalksteinmehl verwendet wird. Es ist zu vermuten, dass die stärkere Aufma-
lung mit deutlich erhöhten Mahlkosten verbunden ist. Jüngere Tests hierzu in der Lausitz an einem Weichwasser-See bestätig-
ten diese Ergebnisse. Jedoch ist zu überprüfen, ob die erzielten Ergebnisse auch auf die durch deutlich höhere Ionenkonzentra-
tionen charakterisierten Lausitzer Bergbaufolgeseen übertragbar sind.
Kalkhydrat (Ca(OH)
2
): Wird durch Kalklöschung hergestellt. Der Feststoff mit einer Schüttdichte von ca. 0,5 bis 0,6 t/m
3
muss in
Tanks gelagert werden, um Zementation durch Wasser- und CO
2
-Zutritt zu unterbinden. Kalkhydrat wird bei der aktiven Gru-
benwasserreinigung in Form von Kalkmilch eingesetzt, die 5-10% Feststoffanteil enthält. Kalkhydrat stellt aufgrund seines nied-
rigen Preises das am häufigsten eingesetzte Neutralisationsmittel in den Grubenwasserreinigungsanlagen der Lausitz dar. Auch
in der Inlake-Behandlung wird insbesondere für die Neutralisation über pH 5 auf Kalkhydrat zurückgegriffen.
Branntkalk (CaO):
wird ebenfalls in Pulverform zur Verfügung gestellt und muss aufgrund seiner heftigen exothermen Reaktion
mit Wasser in geschlossenen Silos gelagert werden. Branntkalk ist meist preiswerter als Kalkhydrat, muss jedoch vor seinem
Einsatz meist vor Ort gelöscht und in Kalkhydrat überführt werden, was erhöhte Investitionen zur Folge hat. Durch seine höhere
Schüttdichte von ca. 1,0 t/m
3
und seinen geringeren Preis kann sich sein Einsatz bei Anlagen mit großem Durchsatz jedoch
lohnen. Branntkalk wird in der Lausitz in der von Vattenfall betriebenen GWRA Tzschelln als Neutralisationsmittel eingesetzt.
Magnesiumhydroxid (Mg(OH)
2
) reagiert langsamer wie Kalkhydrat, wodurch größere Aufenthaltszeiten in den Reaktionseinrich-
tungen nötig werden. Zudem ist es teurer als Kalkhydrat. Sein Einsatz kann dennoch sinnvoll sein, wenn in den zu neutralisie-
renden Wässern eine starke Tendenz zur Vergipsung besteht und diese verhindert werden soll. Ein Einsatz im Lausitzer Revier
erfolgt aktuell nicht.
Natronlauge (NaOH)
wird in flüssiger Form eingesetzt. Sie ist teuer, jedoch hinsichtlich der Lagerung und Dosierung ver-
gleichsweise kostengünstig. Durch die geringen anlagentechnischen Aufwendungen eignet sich Natronlauge speziell zur tem-
porären, mobilen und prozessangepassten Neutralisation speziell im Umfeld aktiver Bergbaue. Durch die schnelle Reaktionszeit
werden nur kleine Reaktionsbecken benötigt. Ihr Einsatz ist vorteilhaft in Grubenwässern mit hohen (> 2 g/L) Sulfatgehalten. Ein
Einsatz im Lausitzer Revier erfolgt aktuell nicht.
Soda (Na
2
CO
3
) ist als Feststoff verfügbar und kann ebenfalls zur Neutralisation genutzt werden, wenn der zusätzliche Eintrag
von Calcium vermieden werden soll. Allerdings ist Soda im Vergleich zu anderen kalkbasierten Neutralisationsmitteln teuerer.
Der Einsatz von Soda erfolgte im Rahmen eines Pilotversuches zur Neutralisation des Restsees Bockwitz in Mitteldeutschland
(Neumann et al., 2007).
(Coulton et al. 2003b) nennen Richtwerte für die spezifischen Kosten der einzelnen Stoffe sowohl bezogen auf deren Masse
(relevant für den Transport) als auch bezogen auf deren Alkalinität.
Neutralisation durch Entsäuerung
In vielen Grubenwässern ist durch die Lösung von Calzit und den mikrobiellen Umsatz organischer Substanz deutlich mehr
Karbonat im Wasser vorhanden, als im Gleichgewicht mit der Atmosphäre in diesem stabil ist. Diese Wässer sind durch den
Karbonatpuffer stark gepuffert, so dass die gewollte pH-Anhebung mit dem Ziel der forcierten Metalloxidation nur unter erhöh-
tem Neutralisationsmittel-Einsatz erfolgen kann. Außerdem neigen solche Wässer durch hohe CO
3
2-
-Konzentrationen und das
hinzugefügte Ca
2+
zu schnellerer Karbonatbildung. In diesen Fällen kann die Entsäuerung durch einen Strippprozess (Austrei-

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~26~
ben von CO
2
mit eingeblasener Luft) gleichzeitig mit der Belüftung diesen Karbonatpuffer abbauen bzw. in eine pH-Erhöhung
umsetzen. (Janneck et al., 2007; Heinze et al., 2002).
Sind die Wässer alkalin, so kann die Metallfällung auch ohne weitere Neutalisationsmittelzugabe erreicht werden. Dazu sind
diese Wässer durch Verdüsung, Belüftungskaskaden etc. bezüglich CO
2(aq)
und O
2
weitgehend mit der Atmosphäre ins Gleich-
gewicht zu bringen. Alkaline Grundwässer treten aus geologischen Gründen in der Lausitz selten auf, werden im mitteldeut-
schen Bergbaurevier jedoch angetroffen.
4.2.2
Oxidation und Reduktion
Nutzung von Luftsauerstoff und künstlichen Oxidationsmitteln zur Forcierung oxidativer Prozesse
Für die Oxidation von Eisen reicht i.d.R. Luftsauerstoff aus und wird in den GWRA der Lausitz durchweg eingesetzt. Der Eintrag
erfolgt dort beispielsweise durch Belüftungskaskaden, mit Wendelbelüftern oder Membranschlauchbelüftern (Janneck et al.,
2006).
Lediglich bei höheren Frachten an in organischen Komplexen gebundenen Metallen oder im Falle von Mangan die Zugabe von
künstlichen starken Oxidationsmitteln wie Ozon oder KMnO
4
erforderlich. Dieser Anwendungsfall tritt im Lausitzer Revier jedoch
nicht auf.
Nutzung chemischer Katalyse zur Forcierung oxidativer und reduktiver Prozesse
In nahezu jedem Verfahren ist man bestrebt, katalytische Effekte für die Forcierung der Oxidations- oder Reduktionsgeschwin-
digkeit zu nutzen. Im Falle der rein chemischen Oxidation in einer GWRA ist man beispielsweise bestrebt, die bereits bestehen-
den Schlämme als Sorbenten für noch reduzierte Metalle zu nutzen, um diese dann an deren Oberfläche zu oxidieren. Bei-
spielsweise kann Mn(II) aus Wässern abgeschieden werden, indem die entsprechenden Wässer mit Mangan-Oxid/Hydroxid-
Mineralien in Wirbelbetten oder Festbetten in Kontakt gebracht werden. Dies führt zur Sorption und einer nachfolgenden, durch
die Feststoff-Oberfläche chemisch katalysierten Oxidation
und Fällung weiterer Mangan-Oxide/Hydroxide. Die in diesem Pro-
zess frisch gebildeten Mn-Hydroxide wirken selbst wiederum katalysierend auf den weiteren Oxidationsprozess. Materialien,
deren Wirkung vornehmlich auf der Sorption beruht, bedürfen zusätzlicher Oxidationsmittel-Gaben (oft KMnO
4
), um eine lang-
fristige Reaktivität aufrecht zu erhalten.
Nutzung mikrobieller Stoffumsätze zur Forcierung oxidativer und reduktiver Prozesse
Viele der für die Grubenwasserreinigung nötigen Stoffwandlungen sind bei vertretbarem energetischem Aufwand nur mikrobiell
erzielbar.
Im Falle der Oxidation von Ammonium
(
Abschnitt 4.5.4
) muss auf die Aktivität von Mikroorganismen zurückgegriffen werden,
da diese die Funktion von Katalysatoren für die rein chemisch nicht ablaufenden Stoffwandlungen übernehmen. Gleiches gilt für
die Sulfatreduktion
(
Abschnitt 4.4.5
).
Mikrobiell katalysierte Stoffwandlungen werden entscheidend durch die Umweltbedingungen für die Mikroorganismen (Verfüg-
barkeit des Oxidations/Reduktionsmittels, Kohlenstoff-Quelle, Nährstoffe N und P, Abwesenheit von toxischen Stoffen) kontrol-
liert.
4.2.3
Nutzung von Sorption und Ionenaustausch
Bei der Nutzung von Sorptionsprozessen zur Abreinigung von (beispielsweise mit Arsen oder Schwermetallen) kontaminierten
Bergbauwässern gelten folgende Grundsätze:
Jede Sorption erfolgt letztendlich im Gleichgewicht zwischen gelöster Phase und Festphase. Abhängig vom Sorpti-
onsgleichgewicht und der zur Verfügung stehenden Sorptionskapazität steht jedem an einem Feststoff fixierten Schad-
stoff eine gewisse in der Lösung verbleibende Restmenge Schadstoff gegenüber, die nicht mehr entfernt werden kann.
Jede Sorption erfolgt in Konkurrenz mit anderen Sorbenten, so dass bei einer hohen Konzentration anderer Sorbenten
die Sorption des Schadstoffes gemindert wird.
Mit Sorbenten belegtes Material steht für eine weitere Reaktion nicht mehr zur Verfügung und muss regeneriert oder
sicher deponiert werden.

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~27~
Erfolgt eine Änderung der Konzentration in Lösung, kommt es im Gleichgewicht mit dem Sorbat unter Umständen zu
einer Desorption.
Sorption zur Entfernung von Metallen aus der Wasserphase wird für die Grubenwasserreinigung gewöhnlich genutzt, wenn
diese parallel zur Ausfällung von Eisen-Hydroxiden möglich ist. In diesem Fall stellt das Eisenhydroxid als Sorbat in großer
Menge kostengünstig zur Verfügung, da es in vielen Fällen ohnehin abgeschieden werden muss.
Soll der Sorbent rückgewonnen werden, wie das beispielsweise in der Uranrückgewinnung aus Grubenwässern (Märten, 2006)
durchgeführt wird, muss das Sorptiv (z.B. ein Kunstharz) regeneriert werden.
4.2.4
Elektrochemische Verfahrens-Ansätze und Membrantechnologien
In elektrochemischen Verfahren werden Ionenbewegungen mit Hilfe von elektrischen Feldern bzw. chemische Reaktionen
durch elektrischen Strom bewirkt, die zu einer Wasserreinigung beitragen. Mit Membranverfahren werden die zu behandelnden
Wässer durch mechanischen Druck oder elektrische Potenzialdifferenzen durch Membranen gepresst, die den Rückhalt der
Ionenfracht bewirken.
Attraktiv sind diese Verfahren durch die geringen Mengen an zusätzlichen Chemikalien (z.B. anti-scaling, anti-fouling-Zusätze),
da sie in der Hauptsache lediglich auf die Stromzufuhr angewiesen sind. Beispiele verschiedener Verfahren werden in
Ab-
schnitt 4.4.2 und 4.4.3
dargestellt.
4.2.5
Fällung und Sedimentation
Im Rahmen der verschiedenen Wasserbehandlungsverfahren entstehen durch Fällung Feststoffe, die durch Koagulation und
Sedimentation aus dieser abgetrennt werden müssen. Dies gelingt in aktiven Verfahren (
Abschnitt 4.3
.) durch hohe Übersätti-
gungen, die damit mögliche schnelle Bildung großer Feststoffaggregate und den Einsatz von Flockungshilfsmitteln. Die langsa-
mere Feststoffbildung bei passiven Verfahren bspw. in Absetzteichen, Wetlands etc. benötigt dagegen größere Zeiträume und
vermehrt bereits vorhandene Feststoffoberflächen, welche die Koagulation und Abscheidung neuer Feststoffe fördern. Die do-
minanten, in Bergbaufolgelandschaften entstehenden Schlämme sind die Eisenhydroxid (EHS)-Schlämme, die in aktiven Gru-
benwasserreinigungsanlagen generiert werden.
Ohne die Nutzung des HDS-Verfahrens (
Abschnitt 4.4.1
) beträgt der Feststoffanteil von Eisenhydroxid-Schlämmen in Gru-
benwasserreinigungsanlagen ca. 0.5-1,5 Massen% TSS. Nach gravitativer Entwässerung (z.B. am Boden von Restseen) kann
er auf 4-8 Massen% ansteigen. Die Beschaffenheit von Eisenhydroxid-Schlämmen aus Lausitzer Grubenwasser-
reinigungsanlagen wurde von Gröschke (2007) untersucht.
In Abhängigkeit der Komplexität des Abscheidungsverfahrens enthalten die Hydroxidschlämme noch große Mengen an nicht
abreagierten Calciumhydroxiden und frisch gebildeten Carbonaten. Diese entstehen besonders bei hohen TIC-Gehalten durch
die Entcarbonisierungsreaktion (Gl. 8)
Ca(OH)
2(s)
+ HCO
3
-
=> CaCO
3(s)
+ OH
-
+ H
2
O
Gl. 8
Eingetragen in Tagebaurestseen wirken diese Schlämme im pH-Bereich zwischen 5,0 und 7,0 damit hauptsächlich durch die
Lösung der Carbonate und Ca-Hydroxide und durch die HCO
3
-
-getragene Alkalinität des Schlammwassers puffernd. Weiterhin
besteht die oberflächenkomplexierende Wirkung der Eisenhydroxide auf andere Metalle fort. Alternde Schlämme sorbieren
jedoch zunehmend weniger und setzen während des Alterns Stoffe in das Schlammwasser oder Seewasser frei.
Bei sinkenden pH-Werten kommt es deshalb zwischen pH 5,0 und 3,0 zu einer pH-abhängigen Desorption der sorbierten Katio-
nen bzw. bei fortschreitender pH-Abnahme unter 3,0 zur Rücklösung der Hydroxide selbst und damit auch der weiteren Freiset-
zung der darin gebundenen Stoffe. Noch wenig Information liegt über das Langzeitverhalten der Eisenhydroxid-Schlämme vor,
die nach ihrer Entstehung in das subneutrale anoxische Milieu von Kippen und Bergbaurestseen verbracht werden.

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~28~
4.3 Klassifizierung von Wasseraufbereitungsverfahren
4.3.1
Aktive und passive Verfahren
Definitionen
Speziell im Bergbau-Umfeld besteht das Interesse neben „klassischen“ aktiven, der Industriewasseraufbereitung entstammen-
den Reinigungsverfahren auch sogenannte „passive“ Technologien“ einzusetzen, da
oft genügend Fläche hierfür vorhanden ist,
bergbaubeeinflusste Wässer auch nach Beendigung des aktiven Bergbaus anfallen und dadurch großer Kostendruck durch die
fehlende Gewinnerwirtschaftung entsteht und
der dauerhafte Verbleib der abzuscheidenden Stoffe in Grubennähe aufgrund ihres geogenen Charakters in einigen Fällen
genehmigungsfähig wird.
Younger et al. (2002) definieren „passive” Verfahren folgendermaßen: „Passive treatment is the deliberate improvement of wa-
ter quality using only naturally-available energy sources (gravity, microbial metabolic energy, photosynthesis), in systems which
require only infrequent maintainance in order to operate effectively over the entire system design life” *)
*) (Übersetzung durch den Verfasser): Passive Wasserbehandlung ist die gezielte Verbesserung der Wasserqualität
lediglich durch die Nutzung natürlich verfügbarer Energiequellen (Gravitation, durch mikrobielle Stoffwechsel er-
schließbare Energie, Photosynthese) in Systemen, die nur periodisch Unterhaltungsmaßnahmen bedürfen, um effektiv
über die gesamte geplante Nutzungsdauer hinweg zu arbeiten
Als „Aktiv“ werden Verfahren bezeichnet,
bei denen die Volumenströme durch hydraulische Einrichtungen gesteuert und geregelt werden können,
bei denen die Volumen- und Stoffströme messtechnisch kontinuierlich bestimmt werden können,
bei denen eine kontinuierliche, gesteuerte und geregelte Stoffzu- und Abfuhr erfolgt,
bei denen die Prozessparameter an jeder beliebigen Stelle kontrolliert werden können
und bei denen durch Regelmechanismen bei einem Auswandern eines Prozessparameters aus dem Optimum-Bereich eine
Steuermöglichkeit zur kurzfristigen Wiederherstellung des SOLL-Wertes zur Verfügung steht.
Unterscheidungsmerkmale
Generell existiert ein Kontinuum zwischen aktiven und passiven Verfahren (einen Überblick zu letzteren geben Wolkersdorfer &
Younger, 2002 sowie Costello, 2003), wobei die Ausprägung der Prozessführung entsprechend der gegebenen Bedingungen
gewählt wird (
Abschnitt 4.1
). Aufgrund größerer Flächen und pro Fläche (Raum) geringerer Stoffumsatzraten können Reakti-
onsprodukte in Verfahren mit passivem Charakter eher im Reaktionsraum (Wetland, Absetzteich, Untergrund) verbleiben oder
müssen allenfalls diskontinuierlich beräumt werden. Dagegen ist in Verfahren mit aktivem Charakter aufgrund hoher Stoffmen-
genströme eine (quasi-)kontinuierliche Stoffabfuhr und deren Deponierung/Weiterverwendung einzuplanen.
Aufgrund der in Tabelle 1 genannten Charakteristika werden passive Verfahren im Bergbaubereich meist in stillgelegten Minen
und bei geringen, gleichbleibenden Volumenströmen eingesetzt, während aktive Verfahren unter den dynamischen Bedingun-
gen aktiver Bergbaue eingesetzt werden.
Folgende Schwierigkeiten treten beim Betrieb passiver Systeme häufig auf (Diskussion auch durch Kaksonen & Puhakka,
2007):
Viele der angestrebten Prozesse, wie beispielsweise die Metalloxidation oder die Sulfatreduktion sind mikrobiell katalysiert und
daher stark temperaturabhängig. Durch das in unseren Breitengraden normale Absinken der Temperaturen im Winter werden
solche Prozesse zumindest stark gehemmt. Freie Wasseroberflächen frieren zu und verhindern den Zutritt von Sauerstoff in
Oxidationsteiche und zu belüftende Festbetten. Hydraulische Durchflüsse können nicht aufrecht erhalten werden.

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~29~
Schwankende Durchflüsse führen entweder zur Notwendigkeit einen Teilstrom unbehandelt zu lassen oder erhöhten Durchflüs-
sen durch die Anlage. Dies führt zu Kurzschlussströmungen, zu unkalkulierbaren Aufenthaltszeiten und damit zu unvollständi-
gen Reaktionen.
In den Naturraum eingebundene Systeme unterliegen den dort normalen Veränderungen: Laubfall und Detritus versetzen
Durchflüsse und kolmatieren Oberflächen, Besiedelung durch Flora und Fauna verändert Permeabilitäten und kann zu stati-
schen Beeinträchtigungen (z.B. von Dämmen) führen. Hieraus begründet sich ein oft nicht unerheblicher Wartungsaufwand.
Retentionsräume ändern durch Sedimentations- und Präzipitationsprozesse im Laufe der Zeit ihr Volumen und ihre Permeabili-
tät.
Die Reaktivität der eingebrachten Substanzen (organisches Material, Sorbenten, lösliche Feststoffe) unterliegt einer zeitlichen
Änderung z.B. durch Verkrustung oder Sackung, wodurch oft ein Nachlassen der angestrebten Stoffumsatzleistungen resultiert.
Einzuhaltende Ablauf-Qualitäten werden meist im Rahmen wasserrechtlicher Erlaubnisse klar vorgeschrieben. Eine „signifikan-
te“ Verbesserung der Wasserbeschaffenheit („deliberate improvement“; siehe obenstehende Definition von Younger et al.,
2002) ist für eine Genehmigung (Erteilung einer Wasserrechtlichen Erlaubnis) oft nicht belastbar genug.
Tabelle 1: Gegenüberstellung aktiver und passiver Reinigungsverfahren
Passive Verfahren
Aktive Verfahren
Investitions- und Betriebskosten
Verschieden: Stark abhängig vom Personalbedarf
und der Standzeit
Hoch: stark abhängig von den Betriebsmitteln und
den Personalkosten
Energieeinsatz
Gering
Hoch
Maschineneinsatz
Gering
Hoch
Einsatz v. umweltgefährd. Reagenzien
Kaum
Häufig
Personeller Einsatz
Verschieden
Hoch
Wartungsaufwand
Verschieden
Hoch
Prozessidentifikation
Aufwändig, Site-spezifisch; hoher Analysebedarf;
schlechte Bemessungsmöglichkeiten
Standardisiert; geringer Analysebedarf; vorhandene
Bemessungsmöglichkeiten
Prozesskontrolle
Schlecht
Gut
Flexibilität hinsichtlich der Zulaufwasser-
Qualität und -Quantität
Gering
Hoch
Platzbedarf
Hoch: z.B. 15 g
Fe
/(m
2
d) * 4 kg
Fe
/h = 6400 m
2
*)
Gering
Behandelbare Volumenströme
Meist gering 10 bis 100 m
3
/h
Variabel; meist hoch: 100 bis 3000 m
3
/h
Abreinigbare Stofffrachten
Gering: z.B. 20m
3
/h * 200 g
Fe
/(m
2
h) = 4 kg
Fe
/h;
Hoch; z.B. 2000m
3
/h * 200 g
Fe
/(m
2
h) = 400 kg
Fe
/h;
an verschiedene Zulaufbeschaffenheiten adaptier-
bar
Abfuhr der Produkte
Verbleib im Reaktionsraum oder diskontinuierlich
Kontinuierliche Abfuhr notwendig
Investitions- und Betriebskosten
Verschieden: Stark abhängig vom Personalbedarf
und der Standzeit
Hoch: stark abhängig von den Betriebsmitteln und
den Personalkosten
*) Younger et al. (2002): Typische Abreinigungsrate für ein alkalines GW in einem passiven Verfahren
Kontinuum aktiver und passiver Verfahrensvarianten am Beispiel der Sulfatreduktion
In
aktiven Sulfatreduktions (SR)-Verfahren
werden durch effektive Prozesskontrolle die Stoffan- und -abtransportprozesse,
optimiert, die Biomasse-Raumdichte maximiert und mikrobielle sowie chemische Limitationen minimiert. Aktive Verfahren wer-
den aufgrund hoher zu realisierender Stoffströme, hoher einzutragender Mischenergien und Nutzung von umweltrelevanten
Substanzen in gegenüber der Umwelt weitgehend geschlossenen technischen Reaktoren durchgeführt. Diese Systeme errei-

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~30~
chen vergleichsweise hohe Umsatzraten, sind jedoch durch die erreichbare Biomasse-Raumdichte und damit durch das tech-
nisch herstellbare Reaktorvolumen limitiert. Sie benötigen einen erhöhten Energieaufwand für Stofftransportprozesse (Mi-
schung) und setzen meist direkt SRB-verfügbare Elektronendonatoren ein.
Passive Verfahren
wie
reducing and alkalinity producing systems
(RAPS) (Wolkersdorfer & Younger, 2002; Younger et al.,
2002) greifen in erster Linie auf komplexere Elektronendonatoren zurück und verzichten weitgehend auf die Optimierung von
Transportprozessen. Zur Bereitstellung von Elektronendonatoren für SRB sind hier „vorgeschaltete“ anaerobe Abbauprozesse
notwendig. Die daraus resultierenden geringen SRB-Biomasse-Raumdichten und Sulfat-Umsatzraten werden durch die Er-
schließung großer Reaktionsräume wie z.B. Körpern in gesättigten Porengrundwasserleitern ausgeglichen. Diese sind jedoch
aufgrund ihrer natürlichen Heterogenität hydraulisch und prozesstechnisch schwer zu kontrollieren und die Systeme sind meist
durch Heterogenität und Transportlimitierung gekennzeichnet. Es ist aufwändig, die Stoffquellen und Senken zu bilanzieren und
zu kontrollieren.
Für die Verfahren der Sulfatreduktion besteht ein
Kontinuum zwischen „passiven“ und „aktiven“ Verfahren
. So werden in
der Lausitz Versuche unternommen, große Stoffumsätze zu erreichen, indem die großen mikrobiell besiedelbaren Oberflächen
von Porengrundwasserleitern durch das Einbringen von gut verfügbaren Elektronendonatoren (Tsukamoto & Miller, 1999;
Schöpke et al., 2006, 2011) wie kurzkettigen organischen Elektronendonatoren aktiviert werden. Der Stofftransport im Unter-
grund wird durch den Einsatz von Pumpenergie erhöht. Andererseits werden auch langkettige organische Kohlenstoffverbin-
dungen in aktiven Sulfatreduktionsverfahren eingesetzt, beispielsweise wenn diese wie in Abwässern der Zellstoff-Industrie
bereits Bestandteil der aufzubereitenden Wässer sind (Parravicini et al., 2007; Picavet et al., 2003).
4.3.2
Onsite- und In situ-Verfahren
Als
Onsite-Verfahren
bezeichnet man diejenigen Verfahren, bei denen die für die Behandlung der Wasserströme notwendigen
technischen Einrichtungen an der Tagesoberfläche positioniert sind. Diese Art der Aufstellung ermöglicht den freien Zugang zu
allen technischen Elementen. Stoffströme (Zudosierung von Reagenzien, Abfuhr von Abprodukten, Wertstoffen) können un-
problematisch kontinuierlich oder diskontinuierlich erfolgen. Dieser verfahrenstechnische Vorteil steht in einigen Fällen dem
Nachteil gegenüber, dass für die Förderung der zu behandelnden Wässer an die Tagesoberfläche eine große Menge an Pump-
energie eingesetzt werden muss. Onsite-Anlagen werden daher meist zur Behandlung eines bereits gefassten und an die Ta-
gesoberfläche abgeleiteten Volumenstromes eingesetzt. Dieser entsteht typischerweise bei der Fassung und Ableitung von
Sümpfungswässern im Aktivbergbau.
Ist eine Hebung nicht erforderlich oder nicht erwünscht, so können mit
In-situ-Verfahren
wesentliche Prozessschritte in den
Untergrund verlegt werden und der gesamte Stoffumsatz oder einige Teilprozesse können den Untergrund als Reaktionsraum
nutzen. In Abhängigkeit des einzelnen Verfahrens werden für die Stoffwandlung benötigte Reagenzien bei Einrichtung des
Verfahrens im Untergrund (z.B. einer reaktiven Wand) positioniert. Ebenso können Abprodukte im Untergrund verbleiben. Viele
der (z.B. in Tabelle 1
Fehler! Verweisquelle konnte nicht gefunden werden.
) getroffenen Aussagen für „passive Systeme“
sind auch für In-situ-Verfahren gültig. So erwachsen für In-situ-Verfahren für gewöhnlich Probleme aus der natürlichen Hetero-
genität des Untergrundes (unvollständige Einmischung, schlechte Abgrenzung des Reaktionsraumes, geringe Kontrollmöglich-
keiten der Prozessparameter, unkontrolliertes Entweichen von Reagenzien bzw. Reaktionsprodukten…).
In-situ-Verfahren werden immer dann attraktiv, wenn die absoluten umzusetzenden Stoffmengen gering sind (Möglichkeit der
langfristigen Bevorratung der Reagenzien im Untergrund) und die zu behandelnden Volumenströme groß sind und im Unter-
grund verbleiben sollen (Vermeidung von Förderkosten).
Die verschiedenen Ausprägungen von In-situ-Verfahren werden kurz am Beispiel der Sulfatreduktion dargestellt.
Abbildung 11 zeigt
verschiedene für die Sulfatreduktion nutzbare Reaktor-Anordnungen. (A) zeigt einen SR-Reaktor, in welchen
die e
-
-Donatoren bereits vorhanden sind und die Sulfiddeposition im Reaktor selbst erfolgt. Dieser Reaktortyp ist im Naturraum
beispielsweise in C
org
-reichen Kippenkörpern und anoxischen C
org
-reichen Seensedimenten verwirklicht und wird anthropogen
in Form von reaktiven-C
org
-Wänden umgesetzt (Gibert et al., 2002; Blowes et al., 1995). Ein Anwendungsfall in der Lausitzer
Bergbaufolgelandschaft stellt das abgeschlossene Vorhaben der In-Lake Sulfatreduktion durch Carbokal-Einsatz dar (
Ab-
schnitt 5.2.1
).
Dagegen wird in Reaktortyp (B) der Elektronendonator von „außen“ in den Reaktionsraum nachgespeist (Tsukamoto & Miller,
1999 Bilek, 2006a und b). Auch hier erfolgt die Sulfiddeposition im Reaktionsraum. Ein aktuelles Anwendungsbeispiel stellt die
reaktive Wand am Skadodamm, einem Kippendamm zwischen den Restseen Skado und Sedlitz dar (
Abschnitt 5.1.1
) (Schöp-
ke et al. 2006, 2011).

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~31~
Die Onsite-Variante dieses Verfahrens (C) stellt beispielsweise der
Biosulfide-Prozess
dar, bei dem die Teilprozesse in ge-
schlossenen technischen Reaktoren ablaufen. Ein an diesen Prozess angelehntes Verfahren wurde von Glombitza und Karnatz
(2003) [7] in der Lausitz im Pilotmaßstab getestet.
Zur Kombination der Vorteile von Onsite- und In-situ-Verfahren erfolgt gegenwärtig die Übertragung eines im Technikums-
maßstab getesteten Verfahrens zur Sulfatreduktion in den Feldmaßstab (Bilek & Wagner, 2012). Um die in-situ Behandlung
einer Stromröhre effektiv realisieren zu können, werden die notwendigen Verfahrenselemente in Form eines ADAGS (Active
Drain And Gate System) (Uhlig, 2010; Bilek & Wagner, 2012; Patent-Nr. DE 103 10 991) ausgeführt. ADAGS sind durchströmte
Reinigungswände des Funnel&Gate-Typs, bei welchen das Funnel (Dichtwandabschnitt) durch eine Grundwasser-Stromfläche
bewirkt wird, die sich durch einen „Kollektor“ und einen „Distributor“, die durch eine Pumpe oder einen Heber verbunden sind,
aktiv erzeugen und aufrechterhalten lässt (Abbildung 12). Damit wird alles über einen bestimmten Querschnitt anströmende
Grundwasser
im Kollektor vorübergehend vom Festbett und dessen Inhomogenitäten und Stoffquellen getrennt, konzentriert,
nachfolgend „behandelt“ und mittels des Distributors wieder abstromig in den Grundwasserleiter verteilt.
Sulfat-R.
Me-Sulfid
SO
4
Me
e
-
-Donator
SR
Me-Sulfid
SO
4
Me
e
-
-Donator
B
A
Volumen-
strom
Massen-
strom
Metallsulfid-
Fällung
Fe-Sulfid
SO
4
1
2
e
-
-Donator
C
Sulfid
(aq o. g)
Sulfat-R.
SO
4
Me
Abbildung 11: Schemata für Onsite- und In-situ-Verfahren zur mikrobiellen Sulfatreduktion
See
Aquifer
Distributor: Grundwasser-
Verteilung
Schritt 1:
FeS-Fällung und
Sedimentation
Schritt 2:
Sulfat-
reduktion
Schritt 3: Sulfid-
Entfernung
Kollektor: Grundwasser-
Aufnahme
Reaktoren zur
Grundwasser-Behandlung
Abbildung 12: Beispiel eines ADAGS: hier Anwendung zur in-situ-Sulfatreduktion. In diesem Fall sind die eigentlichen
Reaktoren nicht in Kollektor und Distributor sondern in der Überleitung positioniert.

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~32~
Die ADAG-Technologie wurde erstmalig im Rahmen eines Pilotversuches zur oxidativen Grundwasserbehandlung in der Lau-
sitz (Standort Schwarze Pumpe) eingesetzt (Uhlig, 2010). Mit dieser Reaktoranordnung können aber nahezu alle geochemi-
schen/mikrobiellen Behandlungsprozesse umgesetzt und in den entsprechenden Tiefschachtreaktoren integriert werden. Durch
Einsatz der Reaktoren in Tiefschächten ist die dauerhafte Zugänglichkeit des Reaktorsystems möglich. Die exakte Steuerung
des Prozesses und der chemisch/physikalischen Randbedingungen kann so einfach durch kontrollierte Stoffzugabe und -abzug
von der Tagesoberfläche aus erfolgen. Es erfolgt keine Stoffdeposition im Untergrund; alle benötigten Stoffe werden von der
Tagesoberfläche zugeführt und alle entstehenden Produkte dorthin abgezogen.
4.4 Verfahren der Wasseraufbereitung mit aktivem Charakter
4.4.1
Chemisch dominierte Behandlungsmethoden
Neutralisation, Oxidation und Fällung
Einen Überblick zu aktiven oxischen Grubenwasserreinigungstechnologien zur Metallhydroxid-Abscheidung geben Aubé und
Coulton et al. (2003a und b). Sie diskutieren diese im Vergleich zu passiven Techniken und nennen Kriterien für die Auswahl
entsprechender technologischer Bausteine.
Oxidative Metallionenabscheidung aus der Lösung wird für Metalle eingesetzt, die im technisch gut beherrschbaren pH/Eh-
Spektrum Oxide/Hydroxide mit geringen Löslichkeitsprodukten bilden. Bergbaurelevant sind hier vor allem Fe, Al, und Mn. Die
bei höheren pH-Werten Hydroxide bildenden Metalle wie Cu, Ni und Zn werden eher durch Sorptionsprozesse an die Hydroxid-
Schlämme anderer dominanterer Metalle abgeschieden (z.B Nickel: Aube´ et al., 2009; Molybdän: Aube´ & Stroiazzo, 2000).
Die oxidative Metallabscheidung beruht auf der Nutzung einer oder mehrerer der in Abbildung 13 dargestellten sich gegenseitig
beeinflussenden
Teilprozesse.
Neutralisation
Oxidation
Fällung
Sorption
Sedimentation
Schlamm-Rückführung
1)
Steigerung der homogenen und heterogenen
Oxidationsraten durch pH-Anhebung
2)
Feststoffbildung als Voraussetzung zur Sorption weiterer
Ionen, der heterogenen Oxidationskatalyse und für die
Bildung von sedimentierbaren
Flocken
1
2
3)
pH-Anhebung und Oxidation als Voraussetzung für die
Feststoff (Metallhydroxid-) bildung und zu deren
Beschleunigung
4
3
4)
pH-Anhebung zur Steigerung der Sorptionskapazität
5
5)
Schlammrückführung zur besseren Ausnutzung des
Neutralisationsmittels, zur Steigerung der heterogen
katalysierten Oxidationsraten und zur Steigerung der
Schlammdichte
Abbildung 13: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der oxidativen Metallabscheidung. Dargestellt ist die
gegenseitige Beeinflussung und Abhängigkeit der Teilprozesse.
Da die meisten bergbaubeeinflussten Sümpfungs- und Oberflächenwässer im Lausitzer Braunkohlenrevier aziditätsreich sind
und bei Belüftung saure pH-Werte aufweisen, Ausleit-Zielwerte gemeinhin aber zwischen pH 6 und 9 liegen, ist zunächst oft
eine Neutralisation
notwendig.
Im speziellen Fall der in reduzierter Form mobilen Elemente Eisen und Mangan, die gemeinhin aber einen bedeutenden Teil der
Grubenwasserkontamination ausmachen, kann zusätzlich eine Oxidation
notwendig werden. Abhängig von der jeweiligen Was-
serbeschaffenheit kann einer (oder beide) der Schritte entfallen. Bei der Oxidation werden Protonen freigesetzt, die gepuffert
werden müssen (Gl. 1 und 4). Dies dient auch der Beschleunigung der Fe-Oxidations-Kinetik, die vom pH-Wert-Anstieg durch
die Neutralisation stark beschleunigt wird.
Die Hydroxid-Fällung
ist eine Voraussetzung für Koagulation und Flockenbildung und damit der Feststoff-Abtrennung. Die ge-
bildeten Feststoffe wirken katalytisch auf die Oxidation weiterer Metallionen und deren Copräzipitation durch Sorption.
Dabei
steigern hohe pH-Werte die Sorptionskapazität der Hydroxid-Feststoffe. Abschließend erfolgt die Trennung der Feststoffe von
der Lösung meist durch Sedimentation,
seltener durch Filtration.

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~33~
Generell besteht eine Onsite Anlage zur oxidativen Metallabscheidung aus einem
Reaktionsbecken
, in dem die Neutralisation
und die Oxidation durchgeführt wird und einem
Sedimentationsbecken
, in welchem die gebildeten Feststoffe sedimentiert und
abgetrennt werden (Abbildung 14). In der einfachsten Variante
werden die im neutralisierten Wasser ausgefällten Feststoffe in
einem Erddamm-Teich abgesetzt, der diskontinuierlich ausgebaggert wird.
Der Sauerstoffeintrag erfolgt passiv über die Wasseroberfläche, was einen der Eisenfracht angepassten Flächenbedarf zur
Folge hat, oder über eine Belüftungskaskade. Höhere Fe(II)-Konzentrationen sind dadurch schwer zu oxidieren, zumal große
Absetzteich-Flächen die Windanfälligkeit erhöhen (Aufwirbelung von bereits sedimentiertem Eisenhydroxid-Schlamm).
Die klassische einfache Grubenwasserreinigung umfasst folgende drei Schritte:
(1)
Neutralisation des Grubenwassers in einem Reaktionsbecken durch kontrollierte pH-abhängige Kalkhydratzugabe
bei gleichzeitiger Belüftung
(2)
Zugabe eines Flockungshilfsmittels (FHM)
(3) Sedimentation der Schlämme in einem Sedimentationsbecken
Sedimentations-
becken
Schlammabzug
Reaktionsbecken
Neutralisations-
mittel
Oxidations-
mittel
Zulauf
Ablauf
Sedimentations-
becken
Restschlammabzug
Reaktionsbecken
Neutralisations-
mittel
Oxidations-
mittel
Zulauf
Ablauf
Schlammrückführung
Flockungshilfs-
mittel
Paddel-
werk
Reife-
kammer
A
B
Misch-
kammer 1
Misch-
kammer 2
Abbildung 14: Schema der oxischen Metallabscheidung aus der Wasserphase durch Zugabe von Reagenzien in Reak-
tions- und Sedimentationsbecken
Das High Density Sludge (HDS)-Verfahren
stellt eine weitere verfahrenstechnische Optimierung stellt dar, welche folgende 4
Teilschritte umfasst (Abbildung 14
,
Aube´,
Märten, 2006):
(1)
Eintrag des Neutralisationsmittels in den rezyklierten Schlamm in einem vorgeschalteten Anmischtank/Becken.
Hierdurch wird der Kontakt zwischen den Feststoffen erzwungen, was die Koagulation der Kalkpartikel mit den re-
zyklierten Fällungsprodukten fördert.
(2)
Neutralisation des Grubenwassers im eigentlichen Reaktionsbecken durch kontrollierte pH-abhängige Kalk-
milch/Schlamm-Zugabe bei gleichzeitiger Sauerstoffzugabe. Durch die Zudosierung des neutralisierten Schlam-
mes finden die Oxidations- und Fällungsreaktionen verstärkt auf der Oberfläche bereits bestehender Partikel statt,
wodurch deren Wachstum forciert wird (Aubé). Hierdurch kann bei geringeren Übersättigungen der amorphen Ei-
senhydroxide und dadurch bei weniger stark erhöhten pH-Werten gearbeitet werden, mit dem Ziel, auch wasser-
ärmere/ kryptokristalline Eisenhydroxide (höhere Schlammdichte, geringeres Schlammvolumen) und Eisenhydro-
xisulfate zu fällen. Letzteres führt zur Kalkeinsparung, da anteilig Sulfat anstatt der Hydroxylionen als Anion ver-
wendet wird.
(3)
Fällungsmittel-Zugabe in einem Flockungstank.
(4)
Sedimentation mit gesteigerter Effektivität (höhere Mengenströme, geringere Aufenthaltszeiten). Ein Teil des aus
dem Sedimentationsbecken abgezogenen Schlammes wird in den Anmischtank zurückgeführt.

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~34~
Vorteile dieses verbesserten Verfahrens sind die gute Prozesskontrolle, die erzeugbaren Schlämme mit bis zu 20% Trocken-
masse und die damit geringeren Aufwendungen für Schlammbehandlung (Eindickung, Entwässerung, Deponierung). Die HDS-
Technologie wird in der Lausitz aktuell nicht eingesetzt, da die Lausitz-spezifische Möglichkeit besteht, die anfallenden EHS-
Schlämme in die Tagebaufolgeseen einzuleiten. Hierdurch stellt das Schlammvolumen keinen entscheidenden Kostenfaktor
mehr dar und der Schlamm bleibt pumpbar. Jedoch ermöglicht die von der WISMUT betriebene GWRA Königstein die
Schlammrückführung und die stufenweise Anhebung des pH-Wertes in mehreren Mischkammern, womit die o.g. Verbesserun-
gen für die Schlammabscheidung erreicht werden (Märten, 2006). Im betreffenden Tief-Bergbau wurde bis zur Wende Uran
durch ein In-situ-Laugungsverfahren mit Schwefelsäure gefördert. Die genannte Anlage ist Teil einer komplexen Aufbereitung
zur Abtrennung von Uran und Eisen aus dem Grubenwasser.
Gipsfällung
Eine bergbautypische Anwendung ist die
Fällung von Gips
durch Zugabe von Kalkmilch (Maree et al., 2001, 2004a; Gl. 9).
Dieses kostengünstige Verfahren kombiniert die bei stark sauren Wässern mit hohen Sulfatfrachten ohnehin notwendige Neut-
ralisation mit einer Sulfatabreicherung. Allerdings kann die Sulfatabreicherung lediglich bis zur Gipssättigung erfolgen. Diese
wird abhängig von der Ionenstärke
I
der Wässer bei ca. 15 mmol/l = 2,6 g
Gips-gelöst
/L (Ionenstärke
I
= 0.04) bzw. ca. 19 mmol/l =
3.3 g
Gips-gelöst
/L (Ionenstärke
I
= 0.1) erreicht. Damit ist dieses Verfahren aufgrund des Gips-Löslichkeitsproduktes hinsichtlich
Sulfat nur als Vorreinigungsstufe sinnvoll.
H
+
+ SO
42-
(aq)
+ CaCO
3(s)
=> HCO
3
-
+ CaSO
4(s)
Gl. 9
In der Lausitz treten keine Oberflächenwässer oder Sümpfungswässer auf, für die alleine mit Kalkhydratzugabe eine signifikan-
te Gipsfällung und damit ein signifikanter Sulfatentzug erreicht werden könnte. Lediglich durch Aufkonzentration beispielsweise
mittels Nanofiltration (
Abschnitt 5.1.3
) kann ein solcher Verfahrensschritt genutzt werden.
Bariumsulfatfällung
Die Sulfatabscheidung ist durch
Fällung des schwerlöslichen Baryt
(BaSO
4
) durch Bariumcarbonat- (Hlabela et al., 2007)
oder Bariumsulfid-Zugabe (Maree et al., 2004b) möglich. Entscheidend für diesen bisher nur im Labor untersuchten Prozess ist
die Rückgewinnung des kostenintensiven Bariums durch Abrösten des BaSO
4
.
Ettringitfällung
Ein potenziell bergbaurelevantes Verfahren ist die sulfat-entfernende
Ettringit-Fällung
, die in einer Pilotanlage in der südafri-
kanischen Stilfontein Gold Mine (Smit & Siblinski, 2003; Siblinski, 2001) getestet wurde. Bei einem mit Kalkhydratzugabe bei 11
bis 12 eingestellten pH-Wert erfolgt die Gips- und Brucit-Übersättigung. Durch Al-Hydroxid-Zugabe erfolgt die Ettringitbildung
(Ca
6
Al
2
[(OH
12
(SO
4
)
3
]*26H
2
O). Dieser wird zur Rückgewinnung des Al-Hydroxides mit Schwefelsäure aufgelöst. Die abschlie-
ßende pH-Einstellung erfolgt mit CO
2
und durch Calzit-Fällung. Eine Einschätzung des Verfahrens hinsichtlich seiner Einsetz-
barkeit im Lausitzer Revier erfolgt in [6]. Demnach fallen große Mengen von wasserreichem Schlamm an.
Eisenhydroxisulfat-Fällung
Die mikrobiell- und oberflächen-katalysierte
Eisenhydroxisulfatfällung
bei niedrigen pH-Werten zur gleichzeitigen Sulfat- und
Metallabscheidung aus Grubenwässern wurde im Pilotmaßstab u.a. von Janneck et al. (2008) für einen Anwendungsfall in der
Lausitz getestet (Steckbrief 10). Eine Variante dieses Prozesses mit Einbau von Fe(II) unter reduzierten Bedingungen wurde
von Taylor & Robins (1998) untersucht. Gegenwärtig sind große Aufenthaltszeiten bzw. geringe mikrobiell kontrollierte Fällungs-
raten noch das Haupthindernis für eine weitere großtechnische Umsetzung.
4.4.2
Membrantechnologien
Membranverfahren dienen der Ionenfrachtminderung in einem Hauptstrom und im Gegenzug der Aufkonzentration eines zwei-
ten kleineren Teilstromes gegebenenfalls mit dem Ziel der Übersättigung. Dazu werden die Wässer durch Druck durch Memb-
ranen getrieben, die die Ionenfracht zurückhalten.

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~35~
Die einzelnen Verfahren unterscheiden sich hinsichtlich der Durchlässigkeit der Membranen und der für den Transfer aufzubrin-
genden Drücke, die sich wiederum in den Kosten niederschlagen (Abbildung 15 und
Abbildung 16). Untersuchungen zum Ein-
satz der Nanofiltration und der Umkehrosmose für die Sulfatabscheidung aus bergbaubeeinflussten Wässern wurden Steinber-
ger et al., (2011) dokumentiert. An der BTU Cottbus wird die Nanofiltration aktuell von Preuß et al., (2007; 2010) mit der glei-
chen Zielstellung unter Verwendung von Lausitzer bergbaubeeinflussten Wässern durchgeführt. Die Versuche befinden sich im
Technikums-Maßstab und beinhalten Prozessstufen zur Feststoffabscheidung (Näheres:
Abschnitt 5.1.3
). Auch für die Sulfat-
entfernung aus nicht-bergbaubeeinflussten Grundwässern rücken Membrantechnologien zunehmend in den Fokus. Verfahren
im Technikumsmaßstab wurden hierzu von Lipp et al. (2011) getestet.
Kostenrelevant für diese Technologie ist die Energie, die für den Druckaufbau benötigt wird. Technologisch stellen die effektive
Stoffabtrennung in Form von Feststoffen (und nicht gelöst in Konzentraten mit ihren hohen Volumina, schlechten Entsorgungs-
sowie Weiterverwendungsmöglichkeiten), und die Bereitstellung leistungsfähiger Membranen Herausforderungen dar.
Mikrofiltration
1 bis 5 bar
Ultrafiltration
1 bis 10 bar
Nanofiltration
5 bis 40 bar
Umkehrosmose
30 bis 200 bar
Partikel, Zellen
Polymere,
Proteine, Viren
kleine
Moleküle
Ionen
Wasser
Abbildung 15: Verschiedene Membranverfahren zum Rückhalt von Wasserinhaltsstoffen
Abbildung
16: Schema der Elektrodialyse und der Umkehrosmose (Quelle: [8])

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~36~
4.4.3
Elektrochemische Verfahren
Elektrodialyse
Geladene Ionen diffundieren innerhalb eines angelegten elektrischen Feldes durch semipermeable Membranen und verlassen
die zu reinigende Wasserphase (Abbildung 16). Die ungeladenen Wassermoleküle können die Membran dagegen nicht passie-
ren. Es entstehen
ein abgereicherter Volumenstrom und ein Konzentrat, in dem die abgeschiedenen Ionen angereichert werden
[8]. Momentan ist kein Anwendungsfall in der Lausitz bekannt.
Membranelektrolyseverfahren (RODOSAN
®-Verfahren)
Beim Membranelektrolyseverfahren wird der Druck auf Ionen, eine Membran zu durchdringen nicht durch ein elektrisches Feld,
sondern durch die Wasserspaltung hervorgerufen. Diese erzeugt diesseits und jenseits einer elektronenselektiven Membran
einen Anionen- bzw. einen Kationenüberschuss, der die Ionenwanderung zum Ladungsausgleich erzwingt. Das Verfahren wird
seit ca. 10 Jahren entwickelt und seit 2006 in einer Pilotanlage an der Grubenwasserreinigungsanlage Rainitza in der Lausitz
und getestet (Näheres:
Abschnitt 5.2.3
).
Kondensatorische Deionisation (DESEL)
Beim Verfahren der
kondensatorischen Deionisierung
wird die geladene Ionenfracht eines Wassers in einem durchströmten
Kondensator zurückgehalten und aufkonzentriert und periodisch in Form einer hochkonzentrierten Lösung abgegeben. Dieses
Verfahren wurde am Grundwasserzentrum Dresden Dresden in den Jahren 2006 und 2007 im Auftrag von Vertriebspartnern
der Anlagen im Pilotmaßstab getestet [1, 2]. Ziel dieser Tests im Technikums-Maßstab war die Aufbereitung bergbaubeeinfluss-
ter Wässer hinsichtlich der Problemstoffe Arsen und Sulfat. Die Ermittlung der tatsächlichen Leistungsfähigkeit des Systems ist
durch patentrechtliche Restriktionen mit Schwierigkeiten behaftet. Aktuell ist keine entsprechende Anlage in der Lausitz im
Test/Einsatz.
4.4.4
Sorptionsverfahren
Sorptionsverfahren können die permanente Sorption (häufig: Schwermetallsorption an Eisenhydroxide) zum Ziel haben aber
auch die temporäre Sorption. In diesem Fall wird die abzureinigende Lösung zunächst mit dem Sorbtiv (z.B. einem Kunstharz)
in Kontakt gebracht, bis dieses beladen ist. In einem zweiten Schritt wird der Kontaminant mit einer Regenerierungslösung
wieder vom Sorbtiv desorbiert. Auch hier entstehen hoch aufkonzentrierte Lösungen.
Beispiele für permanente Sorption
Eine Anlage zur
Molybdän-Abscheidung
mittels Copräzipitation mit Eisenhydroxiden beschreiben Aube & Stroiazzo (2000).
Dabei werden folgende typische Prozessschritte durchlaufen:
(1)
Zum Rohwasser wird Eisen(III)-Sulfat im Verhältnis 10:1 zu Molybdän zugegeben und das Eisen wird als Hydroxid
mit dem teilweise daran sorbierten Mo zur Fällung gebracht, Aufenthaltszeit 3 Minuten
(2)
Zur Unterstützung der weiteren (vollständigen) Mo-Sorption wird der pH-Wert in einem zweiten Reaktor mit
Schwefelsäure auf 4,5 bis 5,0 abgesenkt
(3)
Die Hydroxide werden in einem Rundbecken absedimentiert
(4)
Restschwebstoffe werden in einem Sandfilter abgeschieden
(5)
Der pH-Wert wird mit Lauge auf 8 angehoben.
Eine Anlage zur
Mangan-Abscheidung
mittels Copräzipitation mit Eisenhydroxiden entwickelte Kurtz (2011). Dabei werden
das bereits im Grubenwasser befindliche Eisen zur Fällung gebracht, durch eine pH-Anhebung dessen Sorptionskapazität stark
angehoben und die entstehenden EHS-Schlämme nachfolgend zur Fällung gebracht. Zusätzlich wird die Sorptionskapazität
anderer Schwebstoffe im Grubenwasser ausgenutzt.
In [3] wird ein Verfahren zur
Arsenfracht-Minderung
in einem Oberflächengewässer entworfen, dass (die in
Abschnitt 4.2.3
dargestellten Ansätze berücksichtigend/nutzend) folgende Verfahrensschritte umfasst:
(1)
Unterstützung der Fe-As-Koagulation und damit weitgehende Eliminierung von Arsen aus dem Sickerwasser (Er-
höhung der Fe(II)-Ionenkonzentration des belüfteten Sickerwassers),

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~37~
(2)
Schlammsedimentation und Verhinderung der Verwirbelung von Sickerwasser und Schlamm und
(3)
Beräumung bzw. Stabilisierung der bisher abgesetzten, arsenhaltigen Schlämme.
Weiter optionale Ertüchtigungen für die As-Abscheidung wären:
(1) passive Sickerwasserbelüftung
(2)
aktive oder passive Fe(II)-Zufuhr
(3)
passiver "Grabenreaktor" zur Schlammsedimentation
(4)
aktive oder passive Schlammseparation
Beispiel für die Regeneration eines Sorptives
Die Uranabscheidung aus den Grubenwässern der WISMUT GmbH nutzt die reversible Sorption der Uranspezies (UO
2
(SO
4
)
2
2-
und UO
2
(SO
4
)
3
4-
an einen Anionenaustauscher bereits vor der Eisenabtrennung durch Oxidation und Belüftung. Konkurrierende
anionische Spezies sind beispielsweise Fe(SO
4
)
2-
, HSO
4-
and SO
42-
. Die sorbierten U-Spezies werden im Zuge der Regenerie-
rung mit einer Folge von verschiedenen Lösungen desorbiert.
4.4.5
Mikrobiologisch dominierte Verfahren am Beispiel der Sulfatreduktion
Anmerkung
: Für die Applikation der Sulfatreduktion besteht, wie oben dargestellt, ein breites Spektrum zwischen passiv ge-
prägten und aktiv geprägten Verfahrensvarianten. Im Folgenden wird speziell auf die aktive Umsetzung des Verfahrens in tech-
nischen Reaktoren eingegangen. Die „passive“ Umsetzung wird in
Abschnitt 4.5.1
dargestellt.
Zentrale Verfahrensschritte der technischen Sulfatreduktion sind:
(1)
die mikrobielle Reduktion von Sulfat zu Schwefelwasserstoff in wässriger Phase durch die Zugabe von flüssigen
oder gasförmigen Elektronendonatoren (Ethanol, H
2
etc.).
(2)
Die mit dem Sulfid mögliche Metallsulfidfällung. Erfolgt die Sulfidbildung außerhalb (parallel, nachgeschaltet) des
metallhaltigen Wasserstromes, erfolgt der Eintrag von ausreichenden Mengen des in Schritt 1 erzeugten Sulfides
in die zu behandelnden metallhaltigen Lösungen zur Fällung von Metallsulfiden. Dies kann zur Trennung der ein-
zelnen Metalle selektiv in mehreren Teilreaktoren, gesteuert durch angepasste pH-Werte erfolgen.
(3)
Ist die Schwefelfrachtminderung ein Teilziel der Behandlung, kann über den für die stöchiometrische Metallfällung
nötigen Sulfidanteil auch noch weiteres Sulfid erzeugt werden, dass in einem nachfolgenden Prozessschritt aus
der wässrigen Phase abgetrennt werden muss.
(4)
Die Teiloxidation des überschüssigen Schwefelwasserstoffes direkt in der aquatischen Phase bspw. zu elementa-
rem Schwefel, dessen Abtrennung aus der aquatischen Phase durch Ausstrippung und anschließende Rückoxida-
tion oder dessen Abtrennung aus der aquatischen Phase durch Sorption an Eisenhydroxide.
Sulfatreduktion ist ein effektiver Prozess zur gleichzeitigen Entfernung von Metallionen und Sulfat aus der Wasserphase. Er ist
für bergbaubeeinflusste Wässer deshalb ein attraktiver Reinigungsprozess. Vorteile
dieses Verfahrensgruppe im Vergleich zur
oxidativen Abscheidung sind nach Kaksonen & Puhakka (2007) und Remoundaki et al. (2008):
(1)
die erreichbaren sehr geringeren Metall-Ablaufkonzentrationen,
(2)
das bessere Schlammeindickungsverhalten des Sulfidschlammes gegenüber Hydroxid-Schlämmen und eine etwa
10x höhere Schlammdichte
(3)
die Möglichkeit die gefällten Metalle (auch selektiv) zurückzugewinnen
(4)
und die Möglichkeit neben den Metallen auch Sulfat mit aus dem Wasser abzuscheiden, dessen Azidität zu min-
dern und ihm Alkalinität aufzuprägen.
Sulfatreduktion ist ausschließlich mikrobiell enzymatisch, nicht jedoch rein chemisch herbeiführbar. Sulfatreduktion mit tech-
nisch relevanten Umsatzraten ist daher auf eine möglichst effektive Zurverfügungstellung von Sulfat, Elektronendonatoren und
Nährstoffen für die als Katalysator wirkenden Mikroorganismen angewiesen.
Für die Etablierung der Sulfatreduktion wird ein gegen oxische Bedingungen dauerhaft abgegrenzter anaerober Reaktionsraum
(Reaktor) benötigt. Nur bei weitgehendem Ausschluss der Rückoxidation der Reaktionsprodukte werden die zur Verfügung

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~38~
gestellten Elektronendonatoren effektiv genutzt und die beabsichtigten Stoffumsätze dauerhaft wirksam. Rückoxidationsprozes-
se in der aquatischen Phase sowohl im Naturraum als auch in passiven Sulfatreduktions-Verfahren mindern die Netto-
Stoffumsatzraten extrem (Koschorrek et al., 2007; Geller et al., 2009).
Die größten Herausforderungen
und bisherigen Hindernisse für den breiten technischen Einsatz der Sulfatreduktion sind
(1)
der Umgang mit den geringen Stoffwechselraten der streng anaeroben Sulfatreduzierenden Bakterien (SRB) und
ihrer geringen Neigung Biomasse mit großen Dichten zu bilden. Diese erzwingen die Nutzung und technologische
Beherrschung von extrem großen Reaktionsräumen/Reaktoren,
(2)
eine effektive Unterdrückung konkurrierender mikrobieller Reaktionen,
(3)
die Limitierung von Transportprozessen der e
-
-Donatoren zu den sulfatreduzierenden Bakterien (SRB) durch effek-
tive aber nicht abrasiv wirkende Misch- und Verteilungsprozesse,
(4)
die Bereitstellung eines kostengünstigen aber durch SRB mittelbar oder unmittelbar gut verfügbaren e
-
-Donators,
(5)
den genehmigungsrechtlichen und ökotoxikologischen Umgang mit den Produkten MeS und H
2
S.
4.5 Verfahren der Wasseraufbereitung mit passivem Charakter
4.5.1
Konstruktionsweisen passiver Systeme
Passive Systeme werden in häufig folgender Form konstruiert:
Reaktionsteppiche
sind relativ dünne Schichten reaktiven permeablen Materials, welches vom zu behandelnden Wasser
durchflossen wird. Sie werden im An- oder Abstrom eines Oberflächengewässers angelegt, um die Beschaffenheit des Grund-
wasserzu- oder Oberflächenwasserabstromes zu behandeln bzw. auch (im Falle des Abstromes) um die Kolmation gezielt zu
erhöhen. In jedem Fall soll das Material des Teppichs mit dem Wasser während seiner Aufenthaltszeit im Teppich wechselwir-
ken. Es können reaktive (z.B. alkaline) Stoffe an den Wasserstrom abgegeben werden (Lösung des Teppich-Materials). Auch
kann eine Änderung des geochemischen Milieus durch Umsatz organischen Materials bewirkt werden, wodurch wiederum die
Zielreaktionen (z.B. Fällung von Sulfiden) erreicht werden kann. Prinzipiell muss aller für die Reaktion notwendige Stoff im Tep-
pich bevorratet werden. Umgekehrt werden alle aus dem Wasserstrom abgeschiedenen Stoffe im Teppich zur Fällung gebracht.
Hauptschwierigkeit bei diesem Verfahrenstyp sind die Vermeidung präferentieller Fließwege, das Nachlassen der Permeabilität
und die Inertisierung der Oberflächen.
Reaktionswände
dienen der Grundwasserbehandlung und sind senkrecht zur Hauptgrundwasserströmungsrichtung in den
Untergrund eingebrachte reaktive Bereiche, die in gleicher Weise arbeiten wie die Reaktionsteppiche. Eine Sonderform stellt die
in
Abschnitt 4.3.2
dargestellte ADAGS-Technologie dar.
Reaktionszonen
dienen ebenfalls der Grundwasserbehandlung und werden ebenfalls im Untergrund angelegt, wobei ein grö-
ßerer Bereich entlang des Fließweges vorteilhaft verändert wird. Damit entstehen für die erstrebten Wasser-Feststoff-
Reaktionen längere Aufenthaltszeiten und größere Retentionsräume für entstehende Produkte. Die absolute bevorratbare
Stoffmenge ist ebenfalls größer.
Wetlands und Filtersysteme
dienen der Oberflächenwasserbehandlung. Oxische Systeme basieren dabei auf der Nutzung
atmosphärischen Sauerstoffes oder des von Makrophyten in das System eingebrachten Sauerstoffes. Anoxische Systeme ar-
beiten wie Reaktionsteppiche.
Materialien
die häufig in allen genannten Systemen eingesetzt werden, sind gebrannte, halbgebrannte oder ungebrannte Kalk-
steinprodukte aller Korngrößen und organische Materialien, deren mikrobieller Zersatz Reduktionsreaktionen bewirken kann.
4.5.2
Aerobe Wetlands zur Oxidation, Feststoffbildung und -abscheidung
Aerobe Wetlands werden meist zur mikrobiell- und oberflächenkatalysierten Abscheidung von Metallhydroxiden aus gering
versauerten, alkalinen oder im Vorfeld neutralisierten Wässern eingesetzt. Sie stellen die passive Variante der in
Abschnitt
4.4.1
dargestellten Behandlungsschritte dar. Diese Technik kann angewendet werden, sobald die zu behandelnden Wässer
genug Alkalinität zur Abpufferung der durch die Eisenhydrolyse freigesetzten Protonen besitzen und der nötige Sauerstoffinput
während der Aufenthaltszeit erreicht wird. Aerobe Wetlands bieten große Aufenthaltszeiten von mehreren Stunden bis Tagen

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~39~
und schaffen eine große Oberfläche zur Atmosphäre zur Belüftung. Sauerstoffeintrag kann durch Gefällestufen (sofern möglich)
intensiviert werden.
4.5.3
Anaerobe Wetlands zur Reduktion, Feststoffbildung und -abscheidung
In anaeroben Wetlands wird der pH-Wert der Wässer durch die Lösung von Alkalinitätsträgern erhöht und durch Elektronen-
quellen die mikrobielle Sulfatreduktion
zur gleichzeitigen Abscheidung von Metallen und Sulfat ermöglicht. Auch weitere reduktiv
immobilisierbare Wasserinhaltsstoffe wie Uran können der Wasserphase so entzogen und immobilisiert werden. Typischerwei-
se werden in einem sog. RAPS (reducing and alkalinity producing system) folgende Behandlungsschritte durchlaufen:
Schritt 1:
Saure und sulfatreiche bergbaubeeinflusste Wässer perkolieren zur Sauerstoffzehrung durch einen mit C
org
-
Feststoffen versetzten künstlichen Horizont: Ziel ist die Verhinderung der weiteren Fe(III)-Hydroxid-Fällung, da diese die nach-
folgende Kalklösung behindert. Weitere Ziele sind die Abfiltration bzw. Rückreduktion bereits entstandener Fe(III)-Hydroxide
und die Sulfatreduktion, um Sulfat- und Eisenkonzentration herabzusetzen, die Alkalinität zu steigern und den pH-Wert anzuhe-
ben.
Schritt 2:
Gegenüber der Atmosphäre abgeschlossene Perkolation des Grubenwassers durch ein Kalksteinbett zur Alkalinisie-
rung des Wassers durch Kalkstein-Lösung. In diesem auch als ALD (anoxic limestone drain) bezeichneten Prozessschritt wird
dem Wasser die Pufferkapazität aufgeprägt, die es im dritten Schritt bei der Eisenoxidation und Fällung benötigt. Die Perkolati-
onsprozesse in Schritt 1 und 2 können waagrecht und senkrecht erfolgen (Abbildung 17).
Aerobic Wetland
Wetland Soil or Organic Matter
Organic Matter
Limestone
Settling Pond
Anoxic Limestone Drain
Vertical-Flow System
Anaerobic Wetland
Settling Pond
Air-Tight Cap
Abbildung 17: Typen von passiven Systemen zur Behandlung von Grubenwässern. Die vier dargestellten Typen von
Wetlands ermöglichen 1) Metall-Oxidation und Fällung; 2: Alkalintätseintrag durch Sulfatreduktion und Metallsulfidfäl-
lung; 3: Alkalintätseintrag und nachgeschaltete Oxidation und Fällung und 4: Alkalintätseintrag, Sulfatreduktion und
nachgeschaltete Oxidation und Fällung. (Quelle: verändert nach 8])
Schritt 3:
entspricht der Funktionsweise eines aeroben Wetlands: In Becken mit großer Oberfläche und langer Aufenthaltszeit
wird O
2
in die Wasserphase eingetragen (evtl. auch über Belüftungskaskaden) und ermöglicht damit die Oxidation des verblei-
benden Fe(II) und dessen Fällung als Fe(III)-Hydroxid. Karbonat, welches dem Wasser durch die Kalksteinlösung zugeführt
wurde, entgast als CO
2
und erhöht den pH-Wert. Pflanzen dienen dabei der mechanischen Filtration von kolloidalen Fe(III)-
Hydroxiden aus der flachen Wassersäule. In gleicher Weise werden auch Mn, Al und Zn aus dem Wasser entfernt, wobei die
Oxidation bei Al
3+
und Zn
2+
entfällt. Die entstehenden Fe(III)-Hydroxid-Oberflächen auf den Pflanzen dienen wiederum der Sorp-
tion weiteren Eisens, dass dort dann noch oxidiert werden kann. Eine weitere wichtige Rolle der Pflanzen ist die Begünstigung

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~40~
von Mikrobiologie (Aufwuchskörper, Sorptionsflächen, Katalyse), welche die Oxidation der Metalle befördert und die Bildung von
komplexierend wirkenden Humin- und Fulvinsäuren, welche wiederum den Niederschlag der Hydroxide begünstigen (Wolkers-
dorfer & Younger, 2002). Eine Metallaufnahme durch Pflanzen spielt dagegen für den Abreinigungsprozess keine Rolle. Typi-
sche Pflanzen sind Typha (Rohrkolben), Juncus (Binsen) und Phragmites (Schilf).
Abhängig von der Ausgangswasserbeschaffenheit können einzelne Behandlungsschritte auch separat oder wiederholt einge-
setzt werden. Eine Entscheidungsmatrix für die Auswahl eines geeigneten passiven Behandlungsverfahrens ist in Abbildung 18
dargestellt.
Keine der dargestellten Technologien wird nach Kenntnis der Autoren in der Lausitz im Feldmaßstab gezielt einge-
setzt.
- Durchfluss bestimmen
- Wasserchemie analysieren
- Stofffrachten berechnen
Bestimmen der O
2
-Konzentration
Fe
+2
/Fe
+3
-Verhältnis
Absetzteich
Aerobe
Wetlands
Ja
nein
Ableiten
Chemische Behandlung oder Rezirkulation durch
ALD, SAPS, OLC, Wetlands, etc.
Saures Wasser
c(O
2
) <2 mg/L
Fe
+3
<10% Feges
Al
+3
<25 mg/L
Aerobe oder anaerobe
Wetlands oder SAPS
c(O
2
) 2-5 mg/L
Fe
+3
10-25%
c(O
2
) >5 mg/L
Fe
+3
>25% Feges
hoher Durchfluss
(>200 L/min)
geringer Durchfluss
(<200 L/min)
Anaerobe Wetlands
oder SAPS
Offenes
Kalksteingerinne
Werden Ausleit-
grenzwerte erreicht?
pH >4,5
pH <4,5
belüften
Anoxisches
Kalksteingerinne
Saures
Wasser
Alkalisches
Wasser
Austreiben des O
2
,
Fällung von Fe
+3
-Hydroxiden
Alkalisches Wasser
Absetzteich
Absetzteich
Abbildung 18: Entscheidungsmatrix für die Auswahl eines adäquaten passiven Behandlungssystems für bergbaube-
einflusste Wässer. (Quelle: verändert nach [8])
4.5.4
Mikrobiologisch dominierte Verfahren
Nitrifikation
Durch den Austrag von grundwasserbürtigem NH
4
in die Tagebaufolgeseen der Lausitz werden in diesen häufig NH
4
-N-
Konzentrationen über 1,5 mg/L angetroffen. Damit überschreiten die Ammonium-Konzentrationen der Seewasserkörper die in
den Planfeststellungsbeschlüssen vorgegebenen 1,5 mg/L als einzuhaltende Beschaffenheitsparameter für die Ausleitung in die
öffentliche Vorflut. Deshalb werden aktuell Untersuchungen begonnen, um mit landschaftsplanerischen und ingenieurbiologi-
schen Methoden die bestmöglichen Voraussetzungen für den Abbau des NH
4
in den Tagebaufolgeseen selbst zu schaffen.
Der im Wasser gelöste Ammonium-Stickstoff (
) kann durch autotrophe Mikroorganismen,
die gelösten anorganischen
Kohlenstoff (
) zum Baustoffwechsel sowie
als Elektronendonator und Sauerstoff als terminalen Elektrone-
nakzeptor
für den Energiestoffwechsel nutzen, zu Nitrit und weiter zu Nitrat transformiert werden:
NH
4
N
HCO
-
C
3
NH
4
Ammonium oxidierende Bakterien:
NH
O
NO
H
H
2
O
2
4
3
2
2
2
4
2
Gl. 10
Nitrit oxidierende Bakterien:
2
NO
2
O
2
2
NO
3
Gl. 11

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~41~
Gesamtreaktion
NH
O
NO
H
H
2
O
4
2
2
3
2
Gl. 12
Der weitere Abbau des Nitrats erfolgt durch heterotrophe Mikroorganismen, die organischen Kohlenstoff (C
org
) zum Baustoff-
wechsel sowie C
org
auch als Elektronendonator und
als Elektronenakzeptor des Energiestoffwechsels nutzen. Diese
Transformation des Nitrat-Stickstoffs bedarf anoxischer Verhältnisse, d.h. sie wird bei der Existenz von gelöstem Sauerstoff
stark gehemmt.
NO
3
Nitratreduzierende
Bakterien:
H O
2
CO
1
4
N
5
2
H
1
C
4
NO
5
2
3
org
2
2
Gl. 13
Die Brutto-Reaktion des NH
4
-Abbaus (Summe der Gl. 12 und 13 ergibt sich somit zu:
H O.
2
H
3
CO
4
N
5
2
C
1
4
O
5
NH
2
2
4
2
org
2
2
Gl. 14
Es sei angemerkt, dass der Denitrifikation (Gl. 13) keine große Bedeutung zufällt, weil bei einer erstrebten
-
Minderung
von 2 bis 3 mg/L nur
N
mit etwa 8 bis 12 mg/L gebildet wird und die
NO
nzentration in den Restseen in der
Regel sehr niedrig und z.B. der Grenzwert der TrinkwV bei 50 mg/L liegt. Auch ist die Denitrifikation ggf. autotroph durch Fe
2+
möglich. Die aus Gl. 14 ersichtliche versauernde Wirkung des NH
4
-Abbaus zu N
2
ist eher unbedeutend (1 mg
NH
4
-Abb
erfordert z. B. lediglich 3,35 mg/L bzw. 0,05 mmol/L
HCO
3
utralisation).
NH
4
N
au
O
3
3
-Ko
zur Ne
Kippenkörper-Behandlung
durch Stimulation der Sulfatreduktion mittels kippeneigener organischer Substanz
Im Rahmen des BMBF-geförderten KORA-Themenverbundes 6 „Bedeutung von NA-Prozessen für die Grundwasserbeschaf-
fenheitsentwicklung in Braunkohlenabraumkippen„ [14] erfolgte neben der Untersuchung vielfältiger vollständig natürlicher NA-
Prozesse auch die laborative Untersuchung der Möglichkeit zu ENA (enhanced natural attenuation), die eine Sulfatredukti-
on/Sulfidphasenbildung in den Braunkohleabraumkippen als Schadstoffminderungsprozess forcieren könnten. Dazu wurde a)
ein Fremdstofffluid zur pH-Wert-Anhebung und zur Versorgung des Untergrundes mit leicht verfügbarer organischer Subtanz
und b) die Schaffung einer reaktiven Carbokalk-Zone untersucht. Mit beiden Methoden konnte die Sulfatreduktion gesteigert
werden.
Auf vergleichbaren Prinzipien beruhende Verfahren wurden in Form von Pilottests in der Lausitz bereits im Feld angewendet
und sind in
Abschnitt 5.1.1
beschrieben.
In einem weiteren Arbeitsschwerpunkt in [14] wurde im Rahmen von Labortests untersucht, wie die in den Kippen verfügbare
hochpolymere organische Substanz durch lignin-verwertende Pilze (im aeroben Bereich) und durch Fermentation für Sulfatre-
duzierer verfügbar wird. (Stiebitz & Kassahun, 2007; Simon, Kassahun, A., 2007).

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~42~
5 Fallbeispiele für Wasserreinigungs-
technologien in der Lausitz
5.1 Grundwasserbehandlungstechnologien
5.1.1
Reaktive Barriere auf dem Skadodamm (Steckbrief 1)
Aufbauend auf einem Vorläuferprojekt im Süden des Senftenberger Sees (Koch et al., 2006), wo in den Jahren 2000 bis 2003
durch die BTU Cottbus (Lehrstuhl für Wassertechnik und Siedlungswasserbau) eine kleine Pilotanlage im Feld betrieben wor-
den war, wurde in den Jahren 2004 bis 2010 eine weitere „reaktive Wand“ auf dem sog. Skadodamm errichtet. Dieser Kippen-
bereich befindet sich im Anstrom des Restsees Sedlitz und trennt den Skadoer Restsee vom Sedlitzer See (Abbildung 19). Hier
wurde
im Auftrag der LMBV eine reaktive Zone eingerichtet und betrieben, mit dem Ziel Sulfat- und aziditätsreiche Grundwässer
vor deren Austritt in den Restsee zu behandeln (Schöpke et al., 2011).
Abbildung 19: Lageplan der Pilotanlage auf dem Skadodamm (Quelle: Schöpke et al., 2011)
Zunächst erfolgte die Installation von Dichtwänden zur Bündelung des hydraulischen Stromes durch den Kippendamm. Ziel war
es, die Zonen mit erhöhtem Grundwasserstrom von ca. 2 m
3
/h in den „Gates“, den permeablen Zonen zwischen den einzelnen
Wänden (Abbildung 20), zur in-situ-Sulfatreduktion zu nutzen.
Mit der Anlage wurden Metallkationen- und Sulfatkonzentrationen
im Grundwasser gesenkt. Dazu wurden flüssige organische Elektronendonatoren (Methanol und Glycerin) über 4 Injektionslan-
zen mittels Düsensauginfiltration in den Untergrund infiltriert. Durch zusätzliches Anlegen von hydraulischen Gradienten sollte

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~43~
ein Vermischen der eingetragenen Stoffe mit dem anströmenden Grundwasser erreicht werden. Durch die kinetisch/mikrobiell
gesteuerte Abreaktion der organischen Stoffe wurde der Abstrom der Injektionseinrichtungen damit in eine
reaktive Zone
über-
führt.
Die Überwachung der Prozesse im Untergrund erfolgte über mehrere Mehrkanal-Pegel. Problematisch bleibt die exakte Be-
stimmung der Frachtminderung, welche als entscheidend für die Wirtschaftlichkeit des Verfahrens angesehen wird. Abbildung
21 zeigt
die Beschaffenheitsentwicklung im Abstrom im Verlauf des Versuchszeitraumes beispielhaft für Sulfat und Sulfid.
Die Pilotversuche im Feld wurden vom Forschungsinstitut für Bergbaufolgelandschaften e.V. (FIB) gemeinsam mit dem Lehr-
stuhl für Wassertechnik und Siedlungswasserbau der Brandenburgischen Technischen Universität Cottbus im Auftrag der
LMBV in Form eines Pilot- und Demovorhabens durchgeführt (Schöpke et al., 2011).
Abbildung 20: Grundwasserströmungsfeld im Umfeld der Wände im Skadodamm (Quelle: Schöpke et al., 2011)
Abbildung 21: Beschaffenheitsverläufe von Sulfat (oben) und Sulfidschwefel (unten) am MKP1 (Quelle: Schöpke et al.,
2011)
5.1.2
Sulfatreaktor Burghammer (Steckbrief 2)
Ebenfalls im Auftrag der LMBV wurde in den Jahren 2000 bis 2010 am Grundwasserzentrum Dresden ein Verfahren zur weiter-
gehenden in-situ Kippengrundwasserentschwefelung und -entsäuerung in geschlossenen technischen Reaktoren entwickelt
(Bilek et al., 2008; Bilek & Wagner, 2010, 2012). Das Verfahren nutzt H
2
als Elektronendonator für autotrophe Sulfatreduzierer

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~44~
*) zur vollständigen Metallabtrennung und der Verminderung der Sulfatkonzentration auf 2 bis 4 mmol
SO4
/L nahezu unabhängig
von der Zulaufwasserbeschaffenheit. Damit kann mit diesem als in-situ-Technologie ausgeführten Verfahren Sulfat auch über
das für die Metallfällung nötige Maß hinaus aus der Wasserphase abgetrennt werden. Die Testung des Verfahrens erfolgte
anhand einer Reaktor-Gruppe, die im Technikumsmaßstab am Grundwasser-Zentrum Dresden aufgebaut und für 4 Jahre im
Dauerbetrieb getestet wurde (Abbildung 22) [15, 16].
*) Anmerkung: autotrophe Sulfatreduzierer nutzen anorganischen Kohlenstoff wie z.B. HCO
3
-
als Kohlenstoffquelle für den Biomasse-
aufbau, nicht jedoch als Energiequelle, Hierzu verwenden sie beispielsweise H
2
. Dagegen beziehen heterotrophe Sulfatreduzierer ihre
für Baustoffwechsel UND Energiestoffwechsel benötigte Energie aus organischen Kohlenstoffverbindungen (siehe Abschnitt 5.1.1))
Die Grundwasserbehandlung soll bei diesem Verfahren direkt im Untergrund erfolgen, a) um für den mikrobiellen Prozess
gleichmäßige Temperaturen bereitzustellen, b) um die hohen Gehalte an reduzierten Metallkationen in den teilreduzierten Wäs-
sern gleich für die Sulfidfällung nutzen zu können, c) um für Sulfatreduzierer und Metallsulfid-Fällung günstige pH-Werte im
Zulauf bereitzustellen, d) um Pumpkosten zu minimieren und e) um kostengünstig große Volumina in Form von Tiefschacht-
Reaktoren in großkalibrigen Bohrungen bereitstellen zu können. Das entwickelte Verfahren kombiniert damit die Möglichkeiten
einer technisch aktiven Prozesskontrolle mit den Vorteilen der in-situ Behandlung.
Stufe 1:
Eisensulfid-
Fällung
Stufe 2: Sulfat-
Reduktions-
reaktor
Stufe 3: Sulfid-
3
Rückoxidation
2
1
Abbildung 22: Dreistufiger Technikumsreaktor für die Entwicklung und Testung eines mehrstufigen Verfahrens zur
Sulfatabscheidung aus Grundwässern. (Quelle: GWZ Dresden)
Hydrochemisches Funktionsprinzip
Die in situ Behandlung des Grundwassers erfolgt in 3 Teilschritten (Abbildung 23):
Im ersten Teilrektor
erfolgt die Fällung und Sedimentation allen im Grundwasser enthaltenen Eisens mit Sulfid, welches aus
Teilreaktor 2 mit einem aquatischen Teilstrom nach Teilreaktor 1 zurückgeführt wird. Es entsteht Eisenmonosulfid.
Im zweiten Teil-Reaktor
erfolgt die Reduktion des im Grundwasser enthaltenen Sulfates mit H
2
. Das dazu nötige H
2
kann vor
Ort durch elektrochemische Wasserspaltung hergestellt werden. Das gleichfalls freigesetzte O
2
kann für die H
2
S-Teil-
Rückoxidation in Reaktor 3 eingesetzt werden.
Im dritten Teil-Reaktor erfolgt die Abtrennung der nun dominierenden Schwefelspezies HS
-
(aq)
aus dem bereits teilgereinigten
GW-Strom. Dazu wird der Grundwasserstrom durch einen geschlossenen CO
2
-Gasstrom gestrippt, um dadurch eine pH-
Absenkung auf 6,0 bis 6,5 und damit eine vereinfachte Überführung des aquatischen Sulfidspezies HS
-
die gasförmige Spezies
H
2
S zu erreichen und diese dann abzutrennen.

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~45~
Nach Abschluss der laufenden Planungen ist beabsichtigt, das Verfahren mit Beginn des Jahres 2012 im Pilotmaßstab zu tes-
ten. Ziele für den Betrieb des Feldreaktors sind
der Nachweis der technischen Umsetzbarkeit des Verfahrens,
die Ableitung der Wasserbehandlungskosten und die Ermittlung anwendungsspezifischer Kenngrößen,
der Nachweis der dauerhaft stabilen Verwahrung der Eisensulfidschlämme im Tagebaufolgesee.
Für die Genehmigungsfähigkeit einer solchen Anlage ist neben dem sicheren Umgang mit den verwendeten Gasen die Klärung
der Deponierung der Eisensulfidschlämme von Bedeutung. In [7] wurden verschiedene Entsorgungspfade für den Eisensulfid-
schlamm untersucht. In [15] wurde die Stofffreisetzung bei der Schlammdeposition auf dem Grund von Restseen quantifiziert.
HS
-(aq)
-
Teilrückstrom
1.
Eisensulfidfällung
H
2
3.
Sulfid-
oxidation
Elektrolyse von Wasser
O
2
4.
FeS-
Ablagerung
Nährstoffe
Gas-
kreislauf
S
FeS
HS
-(aq)
sulfat- und
eisenhaltiges
Grundwasser
Tagebaurestsee
2.
autotrophe
Sulfat-
reduktion
Kollektor
Distributor
H
2
Filter
Filter
Hydraulische Trennstromlinie
Abbildung 23: Prinzip zur Behandlung bergbaubeeinflusster Grundwässer im Anstrom von Tagebaurestseen. Darge-
stellt ist die Bündelung und Verteilung des gesamten Grundwasserstromes sowie die Lokalisierung und Kopplung der
Reaktoren im Untergrund. (Quelle: GWZ Dresden)
5.1.3
Membrantechnologien (Steckbrief 3)
Seit ca. 5 Jahren wird an der BTU Cottbus (Lehrstuhl für Wassertechnik und Siedlungswasserbau) das Verfahren der Nano-
filtration im Auftrag der Vattenfall Europe Mining AG untersucht, mit dem Ziel die großen Sulfatfrachten aus bergbaubeeinfluss-
ten Wässern abzutrennen (Preuß et al., 2007, 2010). Dabei wurden bereits neutralisierte oxische Wässer mit hohen Sulfat-
(1,85 g/L) und Calciumkonzentrationen (605 mg/L) eingesetzt, wie sie beispielsweise im Ablauf von Grubenwasserreinigungs-
anlagen auftreten. Auch im Feldeinsatz würde ein solches Verfahren einer Prozesstufe zur pH-Erhöhung und Metallabschei-
dung nachgeschaltet werden. Einige Grundlagen der Membrantechnologien sind in
Abschnitt 4.4.2
dargestellt.
Wie bei anderen Membran-Verfahren und den elektrochemischen Verfahren auch erfolgt eine
Aufkonzentration der Io-
nenfracht
in einem Teilstrom diesseits oder jenseits einer Membran oder in einem Kondensator, während ein anderer Teilstrom
entsalzt wird. Damit müssen dieses und vergleichbare Verfahren jeweils immer mit einem zweiten Verfahrensschritt für den
Umgang mit den Konzentraten gekoppelt werden. Dies kann sein:
Die genehmigte Einleitung in ein Gewässer (Beispiel: Meerwasserentsalzung)
Die Weiterverwendung der Konzentrate durch Zugabe von weiteren Produkten mit dem Ziel wiederverkaufbare Wertstoffe zu
erzeugen. So wird angestrebt, die beim RODOSAN-Verfahren anfallende Schwefelsäure durch Ammoniumlauge in einen
Grundstoff für die Düngemittelherstellung umzusetzen (Friedrich, 2007; Beschreibung des RHODOSAN-Verfahrens in
Ab-
schnitt 5.2.3
).
Die Aufkonzentration der Konzentrate bis zur Übersättigung eines Feststoffes und dessen selektive Ausfällung. Dazu werden
die Konzentrate über ein Kontaktbecken (
Kristaller, Fällungsstufe
) mit Kristallisationskeimen und einer Sedimentationsstufe

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~46~
ate stark zunimmt. Aufkonzentrationsverfahren mit externer Fest-
e Permeabilität der Anlage, insbesondere der Membra-
geführt, in
denen Feststoffe gebildet, Übersättigungen in den ausgeschleusten Konzentrate abgebaut und die abgereicherten
Lösungen im Kreislauf rückgeführt werden (Abbildung 24).
Im Kontaktbecken
(
Fällungsstufe
) wird die für eine Fällung notwendige Aktivierungsenergie durch Präsenz ausreichender Ober-
flächen deutlich herabgesetzt, so dass die Stoffabscheidungsr
stoffabtrennung arbeiten umso effektiver, je höher die Aufkonzentration an den Membranen ist, da die Fällungskinetik und damit
der Massenstrom aus der aquatischen Phase im Fällungsreaktor dann am größten ist. Starke Übersättigungen erhöhen den als
Feststoff abscheidbaren Anteil an der gesamten Feststoff-Fracht des Kreislaufstromes. Eine Steigerung der Übersättigung er-
höht andererseits die Gefahr der Feststoffbildung auf den Membranen.
Die bei diesen Verfahren bestehende Herausforderung ist die Kontrolle der im angereicherten Teilstrom entstehenden Übersät-
tigungen. Diese können zu Mineralpräzipitaten führen, die mittelfristig di
nen beeinträchtigen.
bildung 24: Schema der Feststoffausschleusung aus bergbaubeeinflussten Wässern mittels Nanofiltration. (Q
Preuß et al., 2010)
Ab
uelle:
r einen externen „Seeding“-Prozess zur Gipsfällung und die pH-Kontrolle durch CO
2
-Zugabe. Die Feststoff-
r. Da mit der Gipsfällung alleine in diesem Fall keine dauerhafte Kontrolle der Salinität für die meisten Gru-
Maßstab einer Pilotanlage.
Auch beim Verfahren „Abtrennung von Sulfat durch Nanofiltration“, welches an der BTU Cottbus entwickelt und adaptiert wird,
nutzen die Entwickle
abscheidung
erfolgte im Technikumsmaßstab zunächst in einem Festbett-Reaktor (Abbildung 24), der im konkreten Fall mit
Gipspartikeln
von 500 bis 2000 μm gefüllt war. Eine Prozessverbesserung wurde durch den späteren Einsatz eines Fluidbett-
Reaktors erreicht.
Im Falle der Aufbereitung bergbaubeeinflusster Wässer stellen die hohen Calcium- und Carbonat-Konzentrationen eine große
Herausforderung da
benwässer erreicht wurde, koppelten die Entwickler das Verfahren mit einer weiteren diskontinuierlich betriebenen Behand-
lungsstufe, bei welcher durch vorübergehende pH-Erhöhung mit Kalkmilch eine weitere Magnesiumhydroxid- und Gipsfällung
erreicht wurde (Abbildung 24)
Das zunächst
im Labor- und dann im Technikumsmaßstab erprobte Verfahren befindet sich aktuell an der Schwelle zur Über-
tragung in den nächst größeren

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~47~
5.2 Oberflächenwasserbehandlung
5.2.1
Inlake-Verfahren (Behandlung eines Tagebaufolgeseekörpers)
Die in der Lausitz bisher getesteten In-Lake Verfahren hatten folgende verschiedene Zielstellungen
(1)
die Entschwefelung des Seewassers und dessen pH-Anhebung durch Forcierung der Sulfatreduktion,
(2)
den Eintrag von alkalinitätstragenden Stoffen zur pH-Anhebung und Metallfällung,
(3)
die Neutralisation und Konditionierung des Seewasserkörpers durch Kombination von Neutralisationsmitteleintrag
und CO
2
,
(4)
die Senkung der Ammoniumkonzentration durch Schaffung vorteilhafter Bedingungen für Nitrifizierer.
Inlake-Reaktoren zur biologischen Sulfatreduktion
Im Rahmen des DBU- Projektes „Mikrobielle in-situ-Neutralisation von schwefelsauren Bergbauseen“, das auf einer Reihe vor-
laufender FuE-Vorhaben fußte, wurde in den Jahren 2002 bis 2005 vom UfZ Leipzig- Halle GmbH, dem LS für Wassertechnik
und Siedlungswasserbau der BTU Cottbus, dem GKSS Forschungszentrum GmbH Geesthacht, der Firma Umweltschutz und
Flachabdichtungs GmbH Fehrbellin und dem Ingenieurbüro Horn Fehrbellin ein Feldversuch zur Forcierung der seeinternen
Sulfatreduktion durchgeführt. Basierend auf diesen Arbeiten wurde im Auftrag der LMBV mbH in den Jahren 2007 und 2008 ein
weiteres Pilotvorhaben durchgeführt.
Das DBU- Projekt hatte zwei grundsätzliche biotechnologische Verfahrensansätze im Labor und im technischen Maßstab unter
In-situ-Bedingungen des Tagebaurestlochs RL 111 verfolgt und erprobt.
Bei der als
passives Verfahren
bezeichneten Vorgehensweise wird durch das Einbringen einer Stroh- und Carbokalkschicht
am Seeboden ein
Seebodenreaktor
etabliert. Ziel war die Ausbildung eines neutralen anoxischen Milieus im Bereich der Ge-
wässersohle, um unter diesen Bedingungen die mikrobielle Sulfat- und Eisenreduktion und die Eisensulfidfällung zu bewirken.
Beim
aktiven Verfahren
wurden drei technische Durchfluss- Reaktoren zur mikrobiologischen heterotrophen Sulfatreduktion
mit unterschiedlichen Füllmaterialien sequentiell betrieben: ein Eisenreaktor, ein Sulfatreaktor und ein Nachreinigungsreaktor
(Polizeifilter). Als Substrat für die Sulfatreduktion dienten Methanol und Ethanol. Dem Sulfatreaktor wurden auch Nährstoffe
zudosiert. Die Reaktoren wurden schwimmend im Restsee etabliert und mit Solar- und Windenergie ferngesteuert betrieben
(Steckbrief 4).
So genannte
Enclosures
verschiedener Größe grenzten Teilseekörper ab und dienten sowohl beim passiven als auch beim
aktiven Verfahren der Bilanzierung der erreichten Neutralisation und Entschwefelung des behandelten Seewassers des RL 111.
Folgende Ergebnisse sind relevant:
Das passive Verfahren hat sich für die Neutralisation und Entschwefelung ganzer Tagebaufolgeseen als ungeeignet erwiesen.
Offensichtlich bewirkt die Seewasserzirkulation in einem winddurchmischten Tagebaufolgesees Rückoxidationsprozesse der
gefällten Eisensulfide, so dass sich nur sehr kleine Neutralisationsraten nachweisen ließen (Koschorrek et al., 2006, 2007).
Mit dem aktiven Verfahren konnten Sulfatreduktionsraten bis 0,12 mmol/(L h) bei einem Durchsatz von ca. 200 l/h erreicht wer-
den. Die Bindung des Sulfides erfolgte in einem mit Eisenhydroxiden gefüllten Reaktor. Der mit Methanol betriebene Sulfatre-
duktionsreaktor setzte jedoch nur ca. 50% des zugegebenen Substrates in Sulfid um und trug mit dem verbleibenden Rest zur
Methanbildung bei. Das gesamte System hat infolge großer technischer Anfälligkeit nur beschränkte Reinigungsleistungen
erbracht. Die erzielte geringe Neutralisation- und Entschwefelungsleistung des aktiven Verfahrens ist aber nicht als verfahrens-
bedingt, sondern primär als technisch bedingt zu werten.
Chemische Neutralisation (Steckbrief 5)
Eine neutrale Seewasserbeschaffenheit ist in der Regel Voraussetzung für die Erteilung einer wasserrechtlichen Erlaubnis zur
Anbindung des Gewässers an die Vorflut. Kann die Neutralität im Eigenaufgang oder durch Fremdflutung nicht erreicht werden,
wird heute die Inlake-Behandlung angewandt, um die gelösten Metallfrachten im Seewasserkörper zu fällen und die pH-Werte
anzuheben.
Das bisher praktizierte Vorgehen sieht dabei die Nutzung und Resuspendierung bereits im See befindlicher alkaliner Ablage-
rungen oder den Einsatz von Neutralisationsmittel-Suspensionen bis zu einem Seekörper pH-Wert von 5 mit Carbonat und

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~48~
einer weiteren Neutralisierung bis in den Neutralbereich mit Kalkmilch vor. Die Verteilung der Seewasser-Neutralisationsmittel-
Suspensionen erfolgt über landgestützte Verteilerleitungen oder mobile Schiffe, die die Neutralisationsmittel bunkern. Verschie-
dene Varianten dieses Verfahrens wurden in den vergangenen 10 Jahren in verschiedenen Pilotvorhaben an Seekörpern ver-
schiedener Größe getestet, um sie in eine praxisreife Technologie zu überführen (z.B. Rabe & Uhlmann, 2006; Benthaus &
Uhlmann, 2006; Neumann et al., 2007, Pust & Saure, 2008; [5]).
Folgende Inlake-Neutralisationen sind bisher durchgeführt worden
Inlake-Behandlung am Tagebaufolgesee Koschen (2004 und 2005):
(Benthaus & Uhlmann, 2006) Der für die Neutralisation
vorgesehene, auf dem Seegrund abgelagerter Kalkschlamm wurde mit einem Saugspülbagger aufgenommen und über eine
2,4 km lange Verteilungsleitung mit 10 Starkregnern über dem Wasserkörper des Restsees Koschen in Form einer 1,9%tigen
Suspension verteilt. Während des Absinkens der Partikel in der Wassersäule kam es zu der gewünschten Neutralisationsre-
aktion. Ziel war es auch zu zeigen, dass die windgetriebene Konvektion im Seekörper für den Verteilungsprozess genutzt
werden kann.
Speicherbecken Burghammer – Verteilung einer Aschesuspension (2002-2003):
Das im RL Burghammer lagernde, überstau-
te und alkalisch reagierende Aschesediment wurde mit einem Saugspülbagger aufgenommen und über eine Druckrohrleitung
im See verteilt.
Speicherbecken Burghammer – Verteilung von CaCO
3
und Ca(OH)
2
mit einem Schiff (2009):
Mit Hilfe von Schiffen und auf
den Schiffen installierten Wasserwerfern wurde nacheinander eine CaCO
3
-Suspension und anschließend, nach dem Errei-
chen eines pH-Wertes von 5,0 eine Ca(OH)
2
-Suspension auf der Oberfläche des Tagebausees verteilt. Diese Behandlungs-
maßnahme muss wiederholt erfolgen, um den fortdauernden Eintrag von Azidität über das Grundwasser zu kompensieren.
Horstteich (2005):
Am Horstteich kamen für die Phase der pH-Anhebung bis pH 6 23%-%tige Natronlauge
(
NaOH) und für die
Phase der weiteren pH-Anhabung auf werte bis über 6,5 gebrannter und ungebrannter Dolomit zum Einsatz. Es wurde eine
Pufferkapazität des Seewassers von 0,3 mmol/L erreicht. Der Eintrag der Natronlauge erfolgte über einen Verteilbalken und
unter dem Wasserspiegel angeordnete Düsen. Der Eintrag der Dolomitsuspension erfolgte über die Gewässeroberfläche mit
einem Wasserwerfer.
Bockwitz (2004
): Im Rahmen eines Pilot- und Demovorhabens der LMBV erfolgte die Sodaapplikation im Restsee Bockwitz
(Neumann et al., 2007) südlich von Leipzig ab dem Jahr 2004 (Initialneutralisation) bis 2007 (Nachsorgephase). Der Bockwit-
zer Restsee mit fast 21 Mio. m
3
(Anfang 2007) und einer Fläche von 1,8 km
2
hatte zu Beginn der Behandlung einen pH-Wert
von 2,7, einen Gesamteisengehalt von 55 mg/l und eine Azidität von 8 mmol
Aci
/L (K
B 8,2
-Wert). Zur Neutralisation wurde Soda
in Pulverform direkt vom Silofahrzeug aus an einem Ende des Sees und später in dessen Mitte in diesen über eine getauchte
Rohrleitung eingeleitet. Diese Behandlungsform stellt eine technologisch sehr unkomplizierte Variante der Neutralisation dar.
Es konnte eine neutrale Seewasserbeschaffenheit im Bereich 6,5 bis 7,0 bei schwacher Pufferung erreicht werden. Es wurde
festgestellt, dass es durch zu rasche Dosierung zu einem teilweisen Absetzen des nicht vollständig gelösten Sodas in Form
einer Schicht auf dem Seegrund kommen kann. Weiterhin stellt die (teilweise reversible) Karbonatfällung eine potenzielle
Senke für die eingetragene Alkalinität dar. Begleitende Untersuchungen deuteten auf die Bedeutung des Seebodensedimen-
tes als Aziditätsspeicher hin, die bei der Dimensionierung der zuzugebenden Stoffmengen mit berücksichtigt werden müssen.
Hainer See (2008-2010):
Mit der Inlake-Neutralisation in Witznitz (Hainer See) mit Branntkalk konnte eine pH-Anhebung von
3,1 auf 6,2 erreicht und die Eisenkonzentration von 13 mg/L auf 0,2 mg/L gesenkt werden. Die im Jahr 2008 begonnene
Neutralisation wurde im Jahr 2010 fortgesetzt.
Die Neutralisation des Restsees Scheibe
durch eine landgestützte Neutralisationsanlage ist in Vorbereitung: Ziel ist es hier,
den Eintrag und die Verteilung der Kalkmilchsuspension mittels einer Eintragsleitung über Düsen zu testen. Die Verteilung er-
folgt durch das Prinzip der Freistrahlen.
Konditionierung (Steckbrief 6)
Bei der weitergehenden Konditionierung wird neben den alkalinitätstragenden Feststoffen auch CO
2
in den Seekörper eingetra-
gen. Die Seekörper-Konditionierung erfolgt erst nach weitgehender Neutralisation des Sees, nutzt diesen ersten Verfahrens-
schritt als Vorstufe und baut auf diesen auf. Ziel ist es dabei, im Seewasserkörper einen Puffer aufzubauen, der dem kontinuier-
lichen Eintrag von Azidität über das Grundwasser längere Zeit entgegenwirkt. Damit können die Behandlungsintervalle verlän-
gert und die Schwankungen der Wasserbeschaffenheit vermindert werden. Erste Konzepte zum CO
2
-Einsatz in der Lausitz im
Rahmen der In-lake Neutralisation wurden von Werner et al. (2006) vorgestellt. Der Einsatz von CO
2
wurde bisher nur in zwei
Ansätzen erprobt:

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~49~
ommen und in einem Rohrreaktor mit CO
2
zur Reaktion gebracht (Koch et al. 2008; und Koch, 2009). Der
sserwerfer
wurde getestet. Verfahrensentwickler ist hier die
ierung, nachfolgend CO
2
-Einleitung im Auftrag der LMBV in Vorberei-
tände unter Einsatz von CO
2
(Stöbner, 2011, [5]) in Betrieb. Diese wird am Grundwasserzentrum in Dresden in Zusam-
Im Rahmen eines Pilot- und Demonstrationsvorhabens der LMBV wurde begonnen, naturnahe, ingenieurbiologische Maßnah-
itenden Überschusswasser zu entwickeln und zu testen. Ein hierzu
Der Einsatz von „reaktiven Teppichen“ wurde im Feldmaßstab im Rahmen
der Sanierungsarbeiten im Speicherbecken Lohsa II
in den Jahren 2004 bis heute erprobt
.
Verfahrensträger ist hier die BIUG
Burghammer
(2007):
Im vom DGFZ e.V. geführten FuE-Projekt wurde das submers gelagerte Aschesediment mit einem Saug-
spülbagger aufgen
Nachweis
der Herstellung eines Hydrogencarbonatpuffers von bis zu 7,5 mol/m³ wurde erbracht. Im Rahmen dieses Pilotversu-
ches im Feld erfolgte keine Behandlung des gesamten Seekörpers
Redlitzer See (2009):
Der Eintrag von CO
2
über Begasungsrahmen am Gewässerboden in Kombination mit einem Eintrag einer
Kalkhydrat-Suspension über die Gewässeroberfläche mit einem Wa
eta-AG in Zusammenarbeit mit dem IWB Dr. Uhlmann.
Lichtenauer See (2012):
Am Lichtenauer See ist ein weiterer Feldtest des kombinierten Eintrages von Neutralisationsmitteln
und CO
2
als zweistufiges Verfahren (zunächst Alkalinis
tung.
Weiterhin ist aktuell eine Technikumsanlage zur Testung der Herstellung hochalkaliner Wässer ohne suspendierte Kalkhydrat-
Rücks
menarbeit
mit UIT entwickelt. Ziel ist die Entwicklung einer schiffsbasierten (und damit mobilen) Technologie, die den Eintrag
von Feststoffen in den Restseekörper vermeidet. Diese Technologie soll in Seen zum Einsatz kommen, die bereits neutral sind
und eine aktive Flora und Fauna aufweisen, die durch den Eintrag von Suspensionen nicht beeinträchtigt werden soll.
Etablierung von Nitrifikationsprozessen in Seekörpern
men zur NH
4
-N Minderung im aus Tagebaurestseen auszule
in Vorbereitung befindliches Feld-Projekt wird durch das GFI Dresden bearbeitet. Das Projekt trägt Entwicklungscharakter, da
über den Ammoniumabbau in Bergbaufolgeseen mit ihren spezifischen sedimentologischen, batymetrischen, mikrobiologischen
und geochemischen Eigenheiten noch wenig bekannt ist. Durch Feldversuche in einem aquatischen Freiland-Testfeld sollen
natürliche Nitrifikationsraten speziell in bergbaubeeinflussten Oberflächengewässern bestimmt werden, um Aussagen zur vor-
teilhaften Gestaltung des Ufer- und Auslaufbereiches von Restseen abzuleiten. Feld-Ergebnisse zu den erwartbaren Raten
liegen noch nicht vor.
5.2.2
Reaktive Teppiche (Steckbrief 7)
in Form
eines Pilot- und Demovorhabens der LMBV
GmbH Freiberg. Zur Wiederherstellung der Schutzgräben des Speicherbeckens nach seeinternen Rutschungen wurde begon-
nen, diese mittels Saugspülbagger neu zu profilieren. Die dabei anfallenden Lockergesteinsmassen werden dann innerhalb des
Speicherbeckens Lohsa II verspült. Während des Verspülprozesses wurden dem Verspülgut in einigen Bereichen (Testfeldern;
z.B. Abbildung 25) alkalische Zuschlagstoffe in Form von Kalkprodukten zugeführt.
Diese dienten einerseits dazu, die mit dem
Prozess der Massenumlagerung einhergehende Aciditäts-Freisetzung abzupuffern,
zum anderen soll eine Verbesserung der
benthischen Bedingungen in den Verspülbereichen erreicht werden und damit sog. „reaktive Teppiche“ erstellt werden. Ein
dritter Untersuchungsgegenstand war die angestrebte Erhöhung der Kolmation, die durch carbonatische- oder oxidische Zu-
schlagstoffe erreicht werden konnte.
Die anhand von vier verschiedenen Testfeldern durchgeführten über mehrere Jahre hinweg gemonitorten Untersuchungen
zeigten, dass der Einsatz von Carbonat-Feststoffen, dem Einsatz von Ca-Oxid-Produkten vorzuziehen ist, wenn die pH-Werte in
Die großflächige Einspülung oxidischer
den ufernahen Seebodensedimenten im Neutralbereich kontrolliert werden sollen. Dagegen zeigte der Einsatz von CaO-
haltigen Produkten Vorteile hinsichtlich eines zeitweisen Rückhaltes von Sulfat und hinsichtlich der Erhöhung der Kolmation in
der Größenordnung von einer bis zwei Zehnerpotenzen innerhalb des Teppichs.
Der Einsatz von carbonatischen Zuschlagprodukten zur Melioration der umgelagerten Sedimente, insbesondere in Ufernähe,
wurde auf Basis der Vorversuche von der LMBV in den Routinebetrieb übernommen.
und kolmatierender Produkte erfolgte dagegen bisher nicht.

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~50~
Abbildung
25: Testfeld 2 im SB Lohsa II zur Quantifizierung der Wirkung von Magnesium-armem Branntkalk auf die
Qualität des abströmenden Grundwassers. (Quelle: GFI Dresden)
5.2.3
Verfahren zur Behandlung des Oberflächenwasserablaufstroms
Grubenwasserreinigungsanlagen (Steckbrief 8)
Von der LMBV werden die in Tabelle 2 genannten Grubenwassereinigungsanlagen (GWRA) bzw. Absetzteiche betrieben, die
alle nach dem
in
Abschnitt 4.4.1
dargestellten Grundprinzip arbeiten.
Die
GWRA Rainitza
liegt nördlich des ehemaligen Tagebaus Meuro (Ilsesee). In der GWRA Rainitza werden die aus dem Rest-
see Sedlitz über die Pumpstation Bahnsdorf abgeförderten Wässer aufbereitet und dem Großräschener See bzw. über die
Rainitza der Schwarzen Elster zugeleitet. Weiterhin bestehen eine Heberleitung und eine Pumpstation zur Bespeisung des
Greifenhainer Sees. Im Jahr 2010 wurden insgesamt 41,4 Mio. m
3
Wasser behandelt und mit 1 bis 3 Mio. m
3
/Mon. dem Ilse See
zugeleitet. Neben Kalkhydrat als Neutralisationsmittel wird das Flockungshilfsmittel „Superfloc“ (ein anionisches Polyacrylamid)
eingesetzt.
Die GWRA Pößnitz
liegt am nördlichen Rand des BASF Werkes Schwarzheide, westlich der Teichgruppe Fortschritt. Im Jahr
2010 wurden insgesamt 15 Mio m
3
Wasser behandelt. Das aufzubereitende Wasser entstammt der Teichgruppe „Fortschritt“
und wird der Anlage über die Pößnitz zugeleitet. Der gereinigte Ablauf geht über die Pößnitz der Schwarzen Elster zu. In der
Anlage wird als Neutralisationsmittel CaO eingesetzt, der mit Reinwasser abgelöscht wird. Die Behandlung erfolgt dreistraßig.
Das Einmischen der Kalkmilch erfolgt in schneckenförmigen Mischgerinnen, die Schlammabscheidung erfolgt in Rundbecken
mit Rundräumern.
Die GWRA Lichterfeld
liegt nördlich des Bergheider Sees bei der Ortschaft Lichterfeld. Im Gegensatz zum Vorgehen in der
GWRA Rainitza wird das Kalkhydrat direkt als Pulver in den zu behandelnden Wasserstrom zugegeben. Im Jahr 2010 wurden
insgesamt 3,6 Mio. m
3
Wasser behandelt.

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~51~
Tabelle
2: Grubenwasserreinigungsanlagen und Absetzteiche der LMBV (Quelle: LMBV)
Name der GWRA
Jahrs-
durch-satz
2010 in
Mio. m
3
Art (Neutalisati-
ons-Anlage / Ab-
setzbecken)
Neutralisations-
mittel
Jahresmenge
2010 einges.
Neutralisations-
mittel
Flockungs-
hilfsmittel
Jahresmenge
2010 einges.
Flockungs-
hilfsmittel
Rainitza
41.4
Neutalisations-
Anlage
Kalkhydrat
5.693,00 t
Polymer
ca. 2 t
Pösnitz
15
Neutalisations-
Anlage
Weißfeinkalk
1.535,02 t
Polymer
ca. 0,7 t
Lichterfeld
3.6
Neutalisations-
Anlage
Kalkhydrat
1.191,16 t
kein
kein
Vetschau
1.8
Absetzbecken
kein
kein
kein
kein
Großteich
2.2
Absetzbecken
kein
kein
kein
kein
Raddusch
0.5
Absetzbecken
kein
kein
kein
kein
Belten
0.1
Absetzbecken
kein
kein
kein
kein
Sustec (Schwarze
Pumpe)
0.6
Neutalisations-
Anlage
kein
kein
kein
Brandenb. Tor
5.4
Neutalisations-
Anlage
Kalkhydrat
kein kein
Die Wasserhaushaltsbilanz von Vattenfall für das Jahr 2008 ist in Abbildung 26 dargestellt. Ebenfalls dargestellt sind die aktuell
zur Grubenwasserreinigung eingesetzten GWRA.
Die
GWRA
Schwarze Pumpe
bereitet Sümpfungswässer aus den Tagebauen Nochten und Welzow auf.
Die
GWRA Tzschelln
bereitet Sümpfungswässer aus dem Tagebau Nochten auf (Abbildung 27).
Die
GWRA Kringelsdorf
bereitet Sümpfungswässer aus dem Tagebau Reichwalde auf.
Abbildung 26: Wasserhaushaltsbilanz Vattenfall 2008 (Quelle:
http://www.bwk-
bund.de/fileadmin/Dokumente/Veranstaltungen/Kongresse/2009/FF-3-aktiver%20Bergbau/FF3-Zeiss-Vattenfall.pdf)

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~52~
Abbildung 27: Grubenwasserreinigungsanlage Tzschelln (Quelle:
http://www.ldl.sachsen.de/
de/internet/service/ um-
weltinfos/files/rpl12122007.pdf)
RODOSAN®-Verfahren (Steckbrief 9)
Seit ca. 10 Jahren wird im Auftrag der LMBV und nun auch in Kooperation mit Vattenfall im Rahmen eines Pilot- und Demovor-
habens der LMBV ein Membranelektrolyseverfahren (Kombination von Elektrolyse und Elektrodialyse) zur Grubenwasser-
Aufbereitung getestet. Verfahrensentwickler und -träger ist hier die VKTA Rossendorf e.V. (Friedrich et al., 2007)
Das Verfahren beruht auf der elektrochemischen Wasserspaltung in einem Kathoden- und einem Anodenraum, die von einer
anionen-permeablen Membran getrennt sind (Abbildung 28). Im von Rohwasser durchflossenen Kathodenraum werden Was-
serstoff und Hydroxylionen
freisetzt (Gl. 15), während im Anodenraum Sauerstoff und Protonen generiert werden (Gl. 16).
6H
2
O + 6e
-
=> 3H
2
+ 6OH
-
(Kathodenraum)
Gl. 15
3H
2
O + 6e
-
=> 1.5O
2
+ 6H
+
(Anodenraum)
Gl. 16
Im Kathodenraum führt dies zu einer pH-Anhebung, einer dadurch möglichen Metall-Hydroxidbildung und –fällung und einem
negativen Ladungsüberschuss entsprechend einem Anionen-Überschuss. Dies bewirkt die Abwanderung von Anionen (Sulfat)
durch die bezüglich Sulfat anionenselektive Membran in den Anodenraum. Pro 2 gefällten Mol Fe werden maximal 6 negative
Ladungseinheiten durch die Membran transferiert (2Fe
3+
+ 6OH
-
=> 2Fe(OH)
3
). Dies entspräche maximal 3 Mol SO
42-
-Ionen,
wenn die Membran so selektiv wäre, dass sie keine anderen Anionen passieren ließe. Freigesetzte OH
-
-Ionen werden zunächst
hauptsächlich durch die Fällung von Hydroxiden verbraucht, solange hydroxidisch fällbare Kationen in Lösung vorliegen. Ein
Fortführen der Elektrolyse nach abgeschlossener Hydroxid-Fällung (Erschöpfen des Eisenpuffers) erzeugt freie OH
-
-Ionen und
der pH-Wert steigt an. Die durch die Elektrolyse ausgelöste Reaktion im Kathodenraum ist summarisch mit dem Abzug von
Säure gleichzusetzen, die im Anodenraum in Form von 3H
2
SO
4
anfällt. Die Verwendung des anfallenden Wasserstoffes für
weitere Reinigungsprozesse wie z.B. die autotrophe Sulfatreduktion erscheint möglich, ist praktisch aber noch nicht erprobt.
Ein Vorteil des Verfahrens liegt in der variablen Erzeugung von Kopplungsprodukten, für die eine Vermarktung angestrebt wird.
Dies sind:
der Ammoniumsulfatprozess zur Erzeugung
einer Ammoniumsulfatlösung,
der Schwefelsäureprozess zur Erzeugung von H
2
SO
4
durch anodische Anreicherung,
der Ammoniumperoxodisulfatprozess zur Erzeugung von Ammoniumperoxodisulfat aus dem abgetrennten Sulfat.

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~53~
SO
4
2-
Saures
Wasser
Produkte
Katodenseite:
-aufbereitetes Wasser
-Wasserstoff
Produkte
Anodenseite:
-H
2
SO
4
-(NH
4
)
2
SO
4
-(NH
4
)
2
S
2
O
8
-(Chlorprodukte)
-
+
Anolyt
Abbildung 28: Schema der Grubenwasserbehandlung mit dem Membranelektrolyse-Verfahren. (Quelle: VKTA Rossen-
dorf)
Das Verfahren wurde zunächst im Labor- und Technikumsmaßstab getestet. Am 06.12.2006 begann der Probebetrieb in der
Pilotanlage, die am Standort der GWRA Rainitza errichtet worden war (Abbildung 29). Ziel der Behandlung mit dieser Anlage
war
die Verminderung der Sulfatkonzentration um 20 – 25 % (abzüglich Toleranz von 5%)
die vollständige Entfernung von Azidität
der Aufbau einer Pufferkapazität (Alkalinität) im Wasser
die Verminderung der Salinität um 20-30%
die vollständige Abtrennung von Fe (<0,1 mg/l), Al (<0,3 mg/l) (und von Mn)
ein Anlagendurchsatz von 6 – 7 m
3
/h
Abbildung 29: Pilotanlage am Standort der GWRA Rainitza. (Quelle: VKTA Rossendorf)

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~54~
Die Anlage wird quasi kontinuierlich betrieben (10.000 h technische Erprobung wurden erfolgreich realisiert) und mit verschie-
denen bergbaubeeeinflussten Wässern beschickt. Heute werden mit der Anlage Durchsätze von maximal 10 m
3
/h und eine
Minderung der Sulfatkonzentration um 17-27% ohne CO
2
-Einsatz erreicht. Es wird die Eliminierung der metallgetragenen Azidi-
tät und die Erzeugung von 1,2 Mol/m
3
Akalinität erreicht. Der Energiebedarf wird von den Verfahrensentwicklern mit 0,5 bis 0,7
kWh/m
3
(vermutlich bezogen auf eine Sulfatkonzentration von ca. 1000 mg/L) angegeben.
Eine signifikante Erhöhung der Sulfat-Abtrennungsleistung von 40 bis 50% und ein Alkalinitätseintrag bis 5 Mol/m
3
wird inzwi-
schen durch die CO
2
-Einspeisung in die Zellen realisiert. Entsprechende Pilot-Tests wurden mit Wasser aus dem Restsee Sed-
litz und dem Restsee Bockwitz (jew. LMBV) und dem Zulauf der GWRA Tzschelln (Vattenfall) durchgeführt.
6 Schlussbemerkung
Im vorliegenden Bericht wurden zunächst allgemein aktuelle Aufbereitungs- und Reinigungsverfahren für bergbaulich beein-
flusste Wässer zusammengestellt (
Abschnitt 3 und 4
). In
Abschnitt 5
des vorliegenden Berichtes wurden aktuelle regionale
Beispiele vorgestellt. Die Vollständigkeit und Aktualität der Materialien, die hierfür zur Verfügung standen, ist zu einem gewissen
Grad abhängig von den zur Verfügung stehenden Dokumentationen. Naturgemäß wird die zugängliche Dokumentation von
Verfahren mit großer Anwendungsreife immer spärlicher, da sowohl Entwickler als auch Auftraggeber und Anwender ein zu-
nehmendes Schutzinteresse haben. Neben direkten Anfragen bei Verfahrensentwicklern, dienten vor allem veröffentlichte Pub-
likationen und Berichte angewandt arbeitender Entwickler und Firmen aus der Region als Datengrundlage.
Internationale Aktivitäten wurden u.a. auf Basis von Publikationen reflektiert, die auf Tagungen bzw. in Zeitschriften veröffent-
licht wurden, die sich speziell mit der Problematik der sauren Grubenwässer befassen. Folgende generelle Aussagen sind zu
treffen:
1)
Die Entwicklung von Verfahren zur Reinigung bergbaubeeinflusster Wässer ist weltweit von großer Relevanz und wird
vorangetrieben. Die jeweilig notwendigen
Sanierungs-Handlungen werden dabei stark von der jeweiligen Gesetzeslage
bestimmt
. Meist ist die Abscheidung eines Großteils der Problemstoff-Fracht mit einfachen Mitteln möglich, jedoch wird der
vorgegebene Zielwert in vielen Fällen nicht erreicht. Dies erfordert dann eine weitere Abreinigungsstufe oder eine Ertüchtigung
der Abreinigungstechnologie für den gesamten Problemstoff-belasteten Volumenstrom. In beiden Fällen
steigen die aufzu-
wendenden Kosten nicht nur linear sondern überproportional zur abscheidbaren Stofffracht an
.
2)
Rein chemisch-oxidativ arbeitende on-site-Verfahren zur Abtrennung von Eisen und anderen als hydroxidisch aus
bergbaubeeinflussten Wässern ausfällbaren Metallen entsprechen dem Stand der Technik und können von Fachfirmen im Re-
almaßstab umgesetzt und betrieben werden. Entsprechende Full-scale-Anlagen sind häufig.
3)
Dagegen herrscht bei der Entwicklung von Verfahren zur Sulfatabscheidung (egal ob rein chemisch durch Fällung,
mikrobiell unter oxischen-, oder mikrobiell unter reduktiven Bedingungen) noch großer Entwicklungsbedarf. Der Betrieb ent-
sprechender Anlagen erfolgt vielfach nur im Technikums- oder Pilotmaßstab und lässt jeweils hohe Behandlungskosten erwar-
ten. Diese werden auch in nächster Zeit nur in Ausnahmefällen aufbringbar sein und
begründen weiteren Entwicklungsbe-
darf
. Auch hier spielen genehmigungsrechtliche Aspekte eine wesentliche Rolle: So sind z.B. kommunale Abwässer zwar kos-
tengünstige und wirksame Substrate für Sulfatreduzierer, die in großen Mengen verfügbar sind. Ihr Einsatz sowohl im Unter-
grund als auch in Gewässern ist jedoch in den meisten Fällen nicht genehmigungsfähig. Aber auch für chemisch klar definierte
Substanzen wie Methanol sind wasserrechtliche Genehmigungsverfahren aufwändig, insbesondere wenn die Stoffe nicht in
geschlossenen Reaktoren eingesetzt werden sollen. Dies erschwert den Einsatz von Technologien, die großer Reaktionsräume
(Seekörper, geol. Untergrund) bedürfen.
4)
Aufgrund der sehr großen Variabilität an möglichen bergbaubeeinflussten Wässern, der sehr unterschiedlichen techno-
logischen, geologischen, finanziellen und administrativen Randbedingungen (siehe
Abschnitt 4.1
) wird die Planung und der
Einsatz einer Aufbereitungstechnologie nur in wenigen Fällen durch „Standard-Lösungen“ realisierbar sein. In den meisten
Fällen wird eine fallspezifische Prüfung aller Aspekte notwendig sein, bevor eine „optimale“ Lösung ausgewählt werden kann.
Dies beinhaltet in den meisten Fällen die Adaption eines bekannten Verfahrens an die spezifischen Erfordernisse eines Stand-
ortes. Das Übertagen einer einmal eingesetzten Lösung auf einen anderen Standort ist daher in den seltensten Fällen möglich.
5)
Der gleiche Sachverhalt gilt auch für die zu behandelnden Gewässer: Die jeweils unterschiedlichen hydraulischen,
klimatologischen, geochemischen und geologischen Bedingungen in einzelnen Gewässern bedingen individuell zu planende

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~55~
und zu adaptierende Schutz- und Aufbereitungslösungen. So ist beispielsweise der Eintrag von Neutralisationsmitteln in See-
wasserkörper jeweils immer mit Rücksicht auf die individuelle Seemorphologie (Windeinfluss, Einmischungsprozess in das
Hypolimnion und ggf. Monimolimnion, Absetzverhalten der Kalkpartikel, Schutz von Schilfgürteln; Zustrom versauernden
Grundwassers) zu planen und durchzuführen.
6)
Kostenschätzungen für den Einsatz von Full-scale Verfahren sind aus dem Betrieb von Technikums- und Pilotanlagen
nur sehr bedingt ableitbar. So sind die Investitionskosten für eine Pilotanlage im Regelfall proportional ungleich höher als für
eine full-scale-Anlage. Auch bedarf der Testbetrieb einer Pilotanlage gemeinhin große Aufwendungen für prozessbgleitende
Analytik sowie interne und externe Überwachung.
7 Zusammenfassung und Ausblick
Die Lausitz war vor der Wende im Jahre 1990 mit einer Braunkohlenförderung von zeitweise über 300 Mio. Tonnen pro Jahr
einer der größten Reviere in Europa und trägt auch heute noch mit einer Förderleistung von mehr als 50 Mio. Tonnen pro Jahr
signifikant zur bundesdeutschen Braunkohlenförderung bei. Der in der Lausitz seit über einem Jahrhundert umgehende Braun-
kohlenbergbau hat in der Morphologie der Landschaft und insbesondere im Grund- und Oberflächenwasserhaushalt nachhalti-
ge Spuren hinterlassen, deren Auswirkungen die wasserhaushaltliche Bewirtschaftung der Region noch Jahrzehnte prägen
werden. Durch Sümpfung der Tagebaue entstand ein Absenkungstrichter mit einer Fläche von mehr als 1300 km
2
alleine im
Bereich des Sanierungsbergbaus mit einem ursprünglichen Wasserdefizit von ca. 7 Mrd. m
3
im Jahre 1990. Durch die Oxidation
der vornehmlich mit den tertiären Flözen assoziierten Sulfide während der Phase der Entwässerung zeigte sowohl das geför-
derte und abgeleitete Sümpfungswasser als auch das den Absenkungstrichter heute auffüllende Grundwasser hohe Sulfat- und
Eisengehalte sowie oft hohe Aziditäten. So sind die Lausitzer Kippengrundwässer durch Sulfatgehalte von im Mittel 2100 mg/L
(Maximalwerte um 7000 mg/L), mittlere Eisengehalte um 400 mg/L (Maximalwerte um 2000 mg/L) und entsprechende Aziditä-
ten um 10 bis 20 mmol/l gekennzeichnet. Schwermetallkontaminationen treten nur untergeordnet auf.
Mit zunehmender Anbindung der Grundwässer an die Oberflächengewässer kommt es immer häufiger zu Qualitätsverschlech-
terungen von Fließ- und Standgewässern. Diese werden vornehmlich durch niedrige pH-Werte infolge Metallhydroxidfällung
unter atmosphärischen Bedingungen und die Ablagerung entsprechender Schlämme beeinträchtigt. Bergbaubedingt erhöhte
Ammoniumkonzentrationen und hohe Sulfatbelastungen schränken Bewirtschaftungshandlungen deutlich ein. Aus diesem
Grund gewinnen Maßnahmen zur Aufbereitung bergbaulich beeinflusster Wässer zunehmend an Bedeutung.
Die Spannbreite von benötigten Technologien reicht dabei von Verfahren, die das Stadium von Technikumsversuchen noch
nicht verlassen haben über einzelne Verfahren, die in Form von Pilot-Tests bereits an einzelnen Objekten im Feld erprobt wer-
den bis zum etablierten Stand der Technik, der routinemäßig zum Einsatz kommt. Die Verantwortlichen im Sanierungsbergbau
und im Aktivbergbau beteiligen sich deshalb seit Jahren in Form von Forschungs- und Entwicklungsprojekten an der Vorberei-
tung und Etablierung weiterer innovativer Technologien, die dem Schutz der Oberflächengewässer und der Schutzgüter im
Abstrom der Stoffquellen dienen sollen.
Als Hintergrund-Information wurden im VODAMIN-Teilprojekt „Aktuelle Reinigungsverfahren von Grundwässern und Oberflä-
chenwässern in Braunkohlengebieten“ zunächst die Genese und die Charakteristika verschiedener Typen von bergbaulich
beeinflussten Wässern der Lausitz kurz dargestellt. Danach erfolgte eine Zuordnung der Technologien zu den aufzubereitenden
Wässern und zum jeweiligen Einsatzbereich (Grundwasserstrom-, Oberflächenwasserstrom-, Standgewässer-Behandlung).
Danach erfolgte eine Beschreibung der Verfahrensprinzipien und technologischer Aspekte, wobei auch auf die international
eingesetzten Technologien eingegangen wurde. Der Text schließt mit einer Darstellung von Technologien in Form von Fallbei-
spielen ab, die in der Region entwickelt und in der Lausitz bereits erprobt wurden bzw. im Einsatz sind. Diese sollen hier noch
einmal kurz genannt werden:
Zum
Sulfatrückhalt
kann die
heterotrophe Sulfatreduktion
unter Verwendung organischer Elektronendonatoren genutzt wer-
den. Diese wurde bisher sowohl im natürlichen Untergrund (Grundwasserstrombehandlung) als auch in geschlossenen Reakto-
ren an Land und in einem Restsee (Seewasserkörperbehandlung) in F&E-Vorhaben der LMBV sowie einem Pilotvorhaben im
Feld getestet.
Mit dem gleichen Ziel wurde die autotrophe Sulfatreduktion
unter Verwendung von Wasserstoff und CO
2
für 4 Jahre im Techni-
kumsversuch getestet. Ein entsprechender Feldversuch zum Einsatz dieser Technologie im Untergrund steht vor der Umset-
zung. Beide Maßnahmen bauen auf ältere Feldversuche auf, die in der Lausitz in den letzten 10 Jahren durchgeführt wurden.

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~56~
Untersuchungen zum Sulfatrückhalt mittels Nanofiltration und der Ausschleusung des Feststoffes in Form von Gips befinden
sich ebenfalls im Technikums-Stadium. Auch hier werden die Versuchsanlagen bereits im Dauertest gefahren. Tests zur Sulfat-
abreicherung mittels kondensatorischer Deionisierung
wurden durchgeführt, haben das Technikumsstadium aber nicht verlas-
sen.
Bei der seit vielen Jahren im Pilotmaßstab im Feldversuch betrieben Membranelektrolyse
wird Sulfat mittels Elektroenergie über
eine Membran aus dem Wasser entfernt. Aktuelle Entwicklungsarbeiten betreffen die Steigerung der Sulfatabreinigung durch
CO
2
-Einsatz und den Test der Leistung des Verfahrens bezüglich verschiedener Zulaufwässer.
Die Ettingitfällung wird in der Lausitz nicht eingesetzt, die Gipsfällung als Vorstufe weiterer Behandlungsschritte ist aufgrund zu
niedriger Sulfatkonzentrationen nicht sinnvoll anwendbar.
Der
Metallrückhalt
durch Neutralisation, Oxidation und Hydroxidfällung
entspricht auch für große Anlagen dem Stand der
Technik. Trotzdem unterscheiden sich die in der Lausitz aktuell betriebenen Anlagen durch die eingesetzten Kalkprodukte, die
Belüftungsverfahren und die Konstruktion der Sedimentationsbecken deutlich. Aktuell betreibt die LMBV vier, Vattenfall sechs
Grubenwasserreinigungsanlagen. Darüber hinaus erfolgt die Eisenhydroxid-Abscheidung durch die LMBV auch in Absetztei-
chen ohne zusätzliche Neutralisation. Diese Techniken werden z.Z. ausschließlich zur Behandlung von Oberflächenwasser-
strömen eingesetzt.
Mit dem zeitnahen Erreichen der Endwasserstände in vielen Restseen gerät die Inlake-
(Seekörper-) behandlung der oft noch
sauren Wasserkörper zunehmend in den Fokus. Diese Technologie befindet sich am Beginn der Überführung in den Stand der
Technik. Gegenwärtig werden verschiedene Kalkprodukte wie Karbonate verschiedener Korngrößen oder Kalkhydrat für die
Neutralisation eingesetzt aber auch alternative Neutralisationsprodukte wie abgelagerte Braunkohlenfilteraschen oder karbona-
tische Sedimente wurden bereits eingesetzt. Gegenstand aktueller Arbeiten ist die Entwicklung von Technologien zum weiter-
gehenden Aufbau des Karbonatpuffers in Seekörpern (Konditionierung).
Bergbaubedingt erhöhten
NH
4
-Gehalten
der in die Oberflächengewässer austretenden Grundwässer soll zukünftig durch eine
natürliche mikrobielle Nitrifikation in den Oberflächengewässern begegnet werden. Möglichkeiten zu einer entsprechenden
vorteilhafte Gewässergestaltung sollen in einem anstehenden Feldtest ermittelt werden.
Zukünftiges Entwicklungs- und Forschungspotenzial wird auf folgenden Gebieten gesehen:
Sulfatrückhalt
:
In der Zusammenschau aller bisher getesteten Verfahren und der erzielten Ergebnisse kann ausgesagt werden, dass speziell
Verfahren für den Rückhalt von Sulfat in der Bergbaufolgelandschaft trotz vielfältiger Bemühungen der beteiligten Forschungs-
institutionen und der Bergbautreibenden noch nicht zur Praxisreife entwickelt wurden. Ein in großem Maßstab wirksames und
finanzierbares Verfahren liegt noch nicht vor. So kann aus den vielfältigen biochemischen, elektrochemischen, memprantechno-
logischen und rein chemischen Verfahrensansätzen noch keiner als klarer Favorit für alle Anwendungsfälle ausgewählt werden.
Jedoch wurden in den letzten 10 Jahren vielfältige Ansätze technologisch bis zur Feldanwendung gebracht, so dass nun Mög-
lichkeiten zur Effizienssteigerung und Kostensenkung ausgelotet werden können. Neben der Verlagerung der Prozesse in den
Untergrund (nur dort kann ein ausreichender Raum zur Verfügung gestellt werden) ist die Suche und der Einsatztest kosten-
günstiger Reduktionsmittel für die Sulfatreduktion und eine effektivere Kontrolle des mikrobiellen Prozesses im Reaktorraum
dringend erforderlich.
Eisenhydroxid-Abscheidung:
Auch bei den Verfahren zur Eisenfrachtkontrolle verbleibt Entwicklungsbedarf. Zwar ist die Eisenhydroxidfällung durch Neutrali-
sation und Oxidation Stand der Technik, solange hydraulisch gut fassbare Volumenströme behandelt werden können, jedoch
stellt der zunehmend auftretende, regional verteilte diffuse Austritt eisenhaltiger Sicker- und Grundwässer durch den momentan
erfolgenden Grundwasserwiederanstieg ein technologisch noch nicht kontrollierbares Phänomen dar. Aktuell verlagert sich der
Fokus von den bisher genutzten stationären Anlagen, die einen gefassten Oberflächenwasservolumenstrom behandeln, hin zur
Technik der Inlake-Behandlung, bei der der Seekörper als Reaktions- und Depositionsraum genutzt wird.
Seekörper-Behandlung:
Nachdem sich die Seekörper-Neutralisation am Beginn der Überführung in den Stand der Technik befindet, sollte sich die weite-
re Arbeit nun auf die Entwicklung von Methoden zur stofflichen Stabilisierung von Seewasserkörpern konzentrieren, die einem
langfristigen Zustrom versauernd wirkenden Grundwassers unterliegen. Ziel muss es dabei sein, auch diese Seekörper so zu

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~57~
behandeln, dass sie ein wertvolles Ökosystem langfristig beherbergen können und für vielfältige Bewirtschaftungsformen ge-
eignet sind (Speicherbewirtschaftung, Tourismus etc.). Dies können Methoden zur bioverträglichen Seewasserneutralisation
(quasi kontinuierliche bzw. bedarfsangepasste Versorgung der Seen mit Neutralisationsmitteln) oder die Pufferung der Seewas-
serkörper durch Konditionierung (periodischer Aufbau eines langfristig wirksamen Karbonatpuffers mit Kalkprodukten und CO
2
)
sein. In beiden Fällen ist die Suche nach kostengünstigen Neutralisationsmitteln und der optimalen Einmischtechnologie der
Feststoffe (und Gase) noch nicht abgeschlossen. So werden land- und schiffbasierte Systeme und Möglichkeiten zur Nutzung
der natürlichen wind- und temperaturgetriebenen seeinternen Mischungsprozesse untersucht.
Passive Verfahrensansätze
Passive Verfahrensansätze konnten sich aufgrund der generell großen Volumenströme und der meist hohen Aziditäten speziell
der Lausitzer bergbaubeeinflussten Wässer bisher kaum durchsetzen. Hohe Volumenströme und große Stoffrachten lassen für
passive Ansätze einen jeweils großen Flächen- bzw. Raumbedarf und lange Aufenthaltszeiten erwarten. Zukünftigen Entwick-
lungsansätzen müssen daher landschaftsplanerische Konzepte zu Grunde liegen, die einen entsprechend großen Flächen-
verbrauch erlauben bzw. diesen positiv gestalten (Inwertsetzung anderweitig langfristig nicht nutzbarer Flächen). In einigen
Fällen könnten passive Ansätze damit in der Lausitz zumindest für Teilentfrachtungen eingesetzt werden.
Mit ausschlaggebend für die letztendlich erfolgreiche Anwendung der einzelnen Verfahren werden die Investitions- und Be-
triebskosten im Realmaßstab sein. Zunehmend differenziertere und detailliertere Kostenberechnungen sollten deshalb ein we-
sentlicher Bestandteil der weiteren Implementierung der dargestellten Verfahren sein. Es wird deshalb vorgeschlagen, einge-
hendere Kostenbewertungen in einer vertiefenden Studie, aufbauend auf den hier dargestellten Überblick, durchzuführen, um
die Wirtschaftlichkeit der Verfahren bewerten zu können.
Bei der Realisierung von technologischen Sanierungsanlagen sind umfangreiche Genehmigungsverfahren durchzuführen. Hier-
bei handelt es sich oft um langwierige Verfahren, da fast ausschließlich Einzelfallentscheidungen zu treffen sind. Jede der Anla-
gen stellt einen Prototyp dar, mit dessen Betriebsbeginn zunächst noch keine Erfahrungen vorliegen. Es wird deshalb ange-
strebt, die Diskussionen um genehmigungsrechtliche Belange mit den Behörden relativ frühzeitig im Entwicklungsverfahren
durchzuführen, um die Genehmigungsfähigkeit des Verfahrenseinsatzes im Feld sicherzustellen und so mögliche Hindernisse
für die Genehmigung bereits bei der Entwicklung zu umgehen.
8 Conclusion and Prospects
Before the German reunification the Lusatian mining district was temporarily one of the largest lignite producing areas in Euro-
pe. In some years more than 300 Mio. tons of lignite per year were mined, but also the present production of more than 50 Mio.
tons per year contributes significantly to Germanys overall lignite production. Mining activities in the Lusatian district have been
influencing the morphology of the landscape and especially the hydrological budget of the ground- and surfacewaters signifi-
cantly. The impacts of mining related water management will keep on affecting the water balance and water quality in the up-
coming decades. By dewatering of the mines a groundwater drawdown cone with an area of more than 1300 km
2
and a lack of
water volume of 7 Mrd. m
3
in 1990 was created merely in the realm of the mines which are now being remediated. By oxidation
of the sulfides, which are mostly associated with the tertiary coal seams, the mine waters became acidified during the period of
dewatering and now show high loads of iron and sulfate. Nowadays lusatian groundwaters inside the saturated dumps are
characterized by mean sulfate concentrations of 2100 mg/L (maximum values around 7000 mg/L), mean iron concentrations of
about 400 mg/L (maximum values of about 2000 mg/L) and corresponding acidities of about 10 to 20 mmol/l. Heavy metal loads
are comparatively low.
Due to increasing coupling of the groundwaters to the surface waters, more and more frequently water quality degradation in
surface waters is encountered. In such cases surface waters are affected by low pH-values due metal hydroxide precipitation
under atmospheric conditions and the deposition of the corresponding hydroxide-sludges. Increased ammonia and sulfate con-
centrations due to past mining activities inhibit current hydrologic management activities. This is why measures and technolo-
gies to remediate mining affected waters gain more and more importance.
The variety of the procedures needed encompasses technologies which are still in the state of bench scale tests, technologies
which are right now tested in pilot plants in the field and technologies which represent the state of the technological art. The
responsible local stakeholders of mine remediation and of active mining promote the development of innovative technologies

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~58~
since years by supporting or initiating research and development activities. It is their aim to prepare and to establish innovative
technologies to protect surface waters downstream of the dump sites which behave as contaminant sources.
This is the setting for the present study “actual remediation technologies for ground- and surface waters in lignite mining areas”
which aims to provide some background information on recent local activities.
The study starts with a short description of the genesis and the characterization of the various types of mining influenced waters
of the Lusatian district. After that the various technologies available are assigned to the various types of waters occurring
(treatment of groundwater, riverwater, lakes). After that a description of the principles of various nationally used and interna-
tional technologies and their technological aspects is given. Finally technologies are presented as examples, which have been
or are actually tested in the region. They will be mentioned here once again in a short form:
Sulfate detention can be achieved by heterotrophic sulfate reduction
by using organic electron donators. This technology was
tested in the frame of several research and development projects in the natural subsurface (treatment of groundwater) as well
as in closed technological reactors. They were positioned onsite, in-situ in the groundwater and in lake water bodies.
The same goal was achieved by autotrophic sulfate reduction
in bench scale during a 4 year test by using hydrogen and CO
2.
A
corresponding pilot test in the field is right before implementation. Both measures base on older field tests, which have been
performed in the lusatian district in the past 10 years. Investigations concerning sulfate detention by nanofiltration
and the dis-
charge of sulphur as gypsum are also currently performed in continous mode in the bench scale. Tests to eliminate sulfate by
condensatoric deionisiation
have been performed but were never transferred to the field scale.
The technology of membrane elecrolysis is also tested since many years in pilot scale. Contemporary tests focus on the in-
crease of the sulfate removal by CO
2
-usage and the test of the technology by using different inflow water qualities. Ettingite
precipitation is not applied in the lusatian district, the precipitation of gypsum as pre-treatment for further treatment steps is not
economically feasible due to „low“ sulfate concentrations.
Metal detention
by neutralisation, oxidation and hydroxide precipitation
represents the state of the art even for full scale plants.
The plants which are currently in operation in the lusatian district show nevertheless clear differences in the lime products, the
technology of aeration and the construction of the sedimentation basin which are used. Currently LMBV is running four, Vatten-
fall Europe Mining is running six mine water treatment plants. Furthermore iron hydroxide precipitation is also performed in
sedimentation ponds without additional liming by the LMBV. These technologies are currently exclusively used to treat canalized
surface water fluxes.
Because of the actual completion of the flooding of many mine water lakes inlake treatment of the still acid water bodies is ap-
plied more and more often. This technology is about to become the technological state of the art. Currently various lime prod-
ucts like carbonates of various grain sizes or lime are used for neutralisation. But also alternative neutralisation agents like lig-
nite fly ash of carbonized sediments have been tested. Currently the increase of the carbonate buffer of the lakes is in the focus
of actual research (Conditioning).
It is planned to counteract ammonia concentrations which are increased due to mining activities by enforcing microbial nitrifica-
tion in the affected surface waters. To do so methods are developed to support the natural nitrification processes in the surface
waters.
Potential for future research and development is seen in the subsequent fields
Sulfate retention:
From the past work which was done to develop and to test technologies to detent sulfate, it can be summarized that despite
large efforts of the stakeholders and the local research institutes as well as engineering companies in the lusatian mining district
there is no breakthrough yet concerning this problem. No feasible technology, which could be established in field scale was
presented yet. No clear favourite can so far be chosen from all the biochemical, electrochemical, membrane-technological and
purely chemical techniques.
Although many basic approaches have been developed to field scale in the last 10 years in order to assess possibilities to re-
duce costs and to increase the performance. Concerning sulfate reduction the implementation of the processes in the subsur-
face and the search for readily mikrobioavailable electron donators is of high importance as well as the improved process con-
trol in the natural and technological reactors.
Iron-hydroxide-retention:

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~59~
There is also need for innovation concerning the technologies to control iron transport. Iron hydroxide precipitation, neutralisa-
tion and oxidation is a state of the art technology as long as well controllable fluxes of mining affected waters are treated. How-
ever increasingly abundant fluxes of iron containing seepage waters and groundwaters which are not hydraulically controlled,
are discharging into the rivers and can thus not treated efficiently. Recently the focus changes from the hitherto used stationary
treatment plants, which treat collected and canalized hydraulic fluxes, to inlake-techologies, which use the whole lake water
body as a reactor and sedimentation pond.
Lakewater-treatment:
While establishing the lakewater neutralisation as a state of the art technique, the next upcoming steps are the development of
methods to stabilize the lake water quality despite continuous inflow of acidified groundwater. It is the goal to treat the lakewater
bodies in a way that they are in the long run able to host a valuable ecosystem and that they are suitable for various forms of
usage like water storage, tourism and so on. Methods are to be developed to neutralize the lake water bodies in an environ-
ment-friendly way e.g. by a quasi-continuous neutralisation or the adoption of the neutralisation agent to the actual demand.
Another method would be the build-up of a long lasting carbonate buffer in the lakewater body by the simultaneous usage of
lime products and CO
2
. In both cases the search for cost effective neutralisation agents and suitable mixing technologies is not
yet over. Current development focuses on land- as well on boat based systems and the investigation of the use of naturally
temperature driven lake internal mixing processes.
Passive Treatment:
Passive treatment did not become popular due to the most of the time high volume fluxes in the lusatian mining district. High
volume fluxes and large matter fluxes demand large areas and volumes as well as large retention times if passive treatment
concepts are envisaged. If passive treatments are taken into account, future concepts for land use in post mining areas have to
be made with regard to high area consumption. In some cases passive treatment could be used to remove parts of the contami-
nants from the mine waters at least.
Invest and running costs will become crucial for a successful implementation of the various technologies. Increasingly detailed
calculations of the costs should therefore be an important part of the implementation process of each technology. It is thus sug-
gested to perform a more in depth evaluation of the treatment costs in the context of a subsequent study within the VODAMIN
project. This study should rely and base on this first study at hand and should provide the means to economically evaluate
treatment technologies.
In the course of the realisation of technological treatment plants elaborate approval procedures by the legal authorities will be-
come necessary because the technologies are without precedent. Each plant represents a prototype and no experience is exist-
ing at the beginning of its test period in the field. It is thus desired to start the negotiations for the approval procedures with the
approving authorities as early as possible. It is the goal to ensure the approval of the technology and to deal with potential hin-
drances for the approval already during the development process in this way.

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~64~
Berichte
[1]
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der Grundwasserforschungsinstitut GmbH Dresden im Auftrag der AquaTerra GmbH 2006
[2]
Dokumentation der Versuche zur kondensatorischen Abscheidung von Gips aus teilaufbereitetem Grubenwasser mit
der DesEl-Technologie Bericht der Grundwasserforschungsinstitut GmbH Dresden im Auftrag der AquaTerra GmbH
2007
[3]
Machbarkeitsstudie zur Konzentrationsminderung von Arsen im Sickerwasser der IAA Bielatal. (2011) Bericht des GFI
Grundwasserforschungsinstitutes GmbH Dresden im Auftrag der GVV - Gesellschaft zur Verwahrung und Verwertung
von stillgelegten Bergwerksbetrieben mbH
[4]
Grundsätze für die länderübergreifende Bewirtschaftung der Flussgebiete Spree, Schwarze Elster und Lausitzer Neiße.
Papier der
AG Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Elster
mit ihrem Arbeitskreis
„Wasserbeschaffenheit“
vom
20.09.2011
[5]
Technikumsversuch zur Entwicklung eines schiffsgestützten Reaktor- und Eintragssystems zur bedarfsangepassten
alkalischen Konditionierung von Tagebaufolgeseen Bericht der Grundwasserforschungsinstitut GmbH Dresden im Auf-
trag der LMBV GmbH 2011
[6)
Restlochflutung – Maßnahmen zur Steuerung der Wasserbeschaffenheit in den Bergbaufolgeseen der Lausitz. Bro-
schüre zur Wasserwirtschaftlichen Sanierung der Lausitzer Bergbaufolgelandschaften in den Sanierungsbereichen
Ostsachsen und Brandenburg der LMBV 2003.
[7]
Weitergehende Untersuchungen zur Entwicklung und Erprobung eines Verfahrens zur Behandlung saurer Bergbau-
wässer. TP1 Mikrobiologische Ex-situ-Sulfatreduktion – 02WB0060; TP2 Feststoffabtrennung und –entsorgung
02WB0061. BMBF-gefördertes F&E-Vorhaben der G.E.O.S. Freiberg GmbH (TP1) und der UVR-FIA GmbH Freiberg,
Jan. 2003-07-23.
[8]
INAP-(international Network for Acid Prevention) Studie (2003): Treatment of Sulphate in Mine Effluents von LORAX
Environmental
[9]
Hydrogeologische Komplexstudie –Niederlausitzer Braunkohlenrevier-. Erstellt durch die LAUBAG Abt. Wasserwirt-
schaft. Mai 1993, Senftenberg.
[10]
Stand der Restlochflutung an der Jahrtausendwende. Broschüre zur Wasserwirtschaftlichen Sanierung der Lausitzer
Bergbaufolgelandschaften in den Sanierungsbereichen Ostsachsen und Brandenburg der LMBV 2001.
[11]
Rehabilitierung des Wasserhaushaltes im Braunkohlenrevier Mitteldeutschland. Hrsg: LMBV 1995.
[14] Bedeutung von NA-Prozessen für die Grundwasserbeschaffenheitsentwicklung in Braunkohlenabraumkippen. Ab-
schlussbericht des BMBF-geförderten KORA-Themenverbundes 6 (FKZ: 02WN0505) vom Juni 2008.
[15]
„Monitoring und Forcierung der Ratensteigerung durch optimierte Betriebsführung des Reaktors mit dem Ziel au-
totropher Sulfatreduktion bergbaubeeinflusster Kippengrundwässer unter Feldbedingungen“ Schlussbericht des GFI
Dresden im Auftrag der LMBV mbH Juli 2008

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~65~
Anhang 1:
Kurzcharakterisierung einzelner Verfahren, die in der Lausitz oder Mittel-
deutschland umgesetzt werden bzw. sich in der Entwicklung befinden.
Liste der aufgeführten Steckbriefe
(mit Verweis auf detaillierte Beschreibung der Verfahren im Text)
Anmerkung 1: die Nennung der jeweiligen Erfahrungsträger erhebt keinen Anspruch auf Vollständigkeit, sondern reflektiert
lediglich einige der in der Region in Forschung, Entwicklung und Betrieb entsprechender Verfahren aktiven Institutionen.
Anmerkung 2: Die Lokalitäten, an denen die dargestellten Verfahren zum Einsatz kommen oder gekommen sind, werden in
einer Karte in Anhang 2 dargestellt.
Steckbrief 1:
Heterotrophe Sulfatreduktion im Grundwasserleiter (Grundwasser-
Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.1.1;
Erfahrungsträger: BTU Cottbus; Lehrstuhl für Wassertechnik und Siedlungswasserbau, BioPlanta
GmbH
Steckbrief 2:
Autotrophe Sulfatreduktion (Grundwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.1.2;
Erfahrungsträger: Grundwasserzentrum Dresden
Steckbrief 3:
Membranverfahren (Nanofiltration) (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.1.3;
Erfahrungsträger: BTU Cottbus; Lehrstuhl für Wassertechnik und Siedlungswasserbau
Steckbrief 4:
Inlake Reaktoren zur reduktiven Sulfatabscheidung (Oberflächenwas-
ser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.1.1;
Erfahrungsträger: UFZ Leipzig; Magdeburg
Steckbrief 5:
Inlake Verfahren zur Seewasserneutralisation (Oberflächenwasser-
Behandlung)

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~66~
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.1.2;
Erfahrungsträger: LMBV mbH; TU Bergakademie Freiberg; Lehrstuhl für Hydrologie
Steckbrief 6:
Seekörperkonditionierung (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.1.3;
Erfahrungsträger: Grundwasserzentrum Dresden; IWB Dr. Uhlmann
Steckbrief 7:
Reaktionsteppiche für die Zustrombehandlung von Oberflächenge-
wässern (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.2;
Erfahrungsträger: BIUG GmbH Freiberg
Steckbrief 8:
Oxidative Grubenwasserreingung (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.3;
Erfahrungsträger: LMBV mbH; Vattenfall Europe Mining, MIBRAG
Steckbrief 9:
Membranelektrolyse (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 5.2.3.2;
Erfahrungsträger: VKTA Rossendorf e.V.
Steckbrief 10:
Eisensulfatfällung (Oberflächenwasser-Behandlung)
Beschreibung im Text: Kapitel 4.4.1.5;
Erfahrungsträger: Vattenfall Europe Mining, GEOS Freiberg

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~67~
Steckbrief Nr.
1
Verfahrens-
bezeichnung
Heterotrophe Sulfatreduktion im Grundwasserleiter
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Metallentfernung, Sulfatentfernung,
Aziditätsminderung
Entwicklungs-
stand
mehrjähriger Betrieb einer Pilot-
anlage im Feld
Einsatzbereich
Eisen- und sulfatreiche aciditätsreiche
Grundwässer
relevante Pro-
zesse
Mikrobielle Sulfatreduktion,
Eisensulfidfällung
bestehende
Patentrechte
Offenlegungsschrift 002005035150A1,
21.04.2005; Offenlegungsschrift:
DE102004017709 (2005)
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Einleitung von flüssigem C
org
in
den Untergrund; Umleiten des
Grundwasserstromes
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Kontinuierliche oder pulsweise Infiltration von flüssigen organischen Elektronendonatoren
zusammen mit temporär gehobenen Grundwasser. Durch ein spezielles Pumpregime wird
das mit C
org
angereicherte Grundwasser im Aquifer räumlich verteilt. Im Abstrom der Infiltrati-
onselemente kommt es zur mikrobiellen Sulfatreduktion und Eisensulfidfällung. Sulfat-
Konzentrationen konnten von über 1600 mg/L partiell bis unter 600 mg/L gesenkt werden. Die
metallgetragene Azidität des Grundwassers konnte zeitweise auf 0 gesenkt werden.
Schema
Quelle: Schöpke et al., 2011
Bewertung
Vorteile
Die großen Volumina der Kippenkörper können als Reaktions- und FeS-
Depositionsraum genutzt werden.
Es fallen keine Kosten für Reaktoren und für die Hebung des zu behandelnden Was-
sers an.
Durch Insitu-Technologie keine Temperaturabhängigkeiten
Nachteile
Genehmigungsrechtlich relevante Substanzen müssen direkt in den Grundwasserleiter
eingebracht werden.
Die (ggf. genehmigungsrelevante) Kontrolle des Reaktionsraumes und des Stoffumsat-
zes ist aufgrund der natürlichen Heterogenität des Untergrundes schwierig.
Kosten
Betriebskosten abhängig von aktuellen Preisen für Reduktionsmittel; geringe Investitionskos-
ten
Beispiele techn.
Umsetzung
„Reaktive Wand“ im Skadodamm im SE-Anstrom des RS Sedlitz

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~68~
Steckbrief Nr.
02
Verfahrens-
bezeichnung
Autotrophe Sulfatreduktion
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Metallentfernung, Neutralisation, weit-
gehende Sulfatentfernung, Alkalinitäts-
erzeugung
Entwicklungs-
stand
4-jähriger Betrieb eines Techni-
kumsreaktors
(Betrieb einer Pilotanlage im
Feld ist in Vorbereitung)
Einsatzbereich Eisen- und sulfatreiche aciditätsreiche
Grundwässer
relevante Pro-
zesse
Mikrobielle Sulfatreduktion,
Eisensulfidfällung, Sulfidstrip-
pung und Rückoxidation
bestehende
Patentrechte
Lediglich Patentierung der weitgehend
verfahrensunabhängigen ADAG-
Technologie (siehe Abschnitt 4.3.2) Az
103 10 986.2-41; Az 103 10 991.9
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Einleitung von H
2
, CO
2
und
Eisenhydroxidschlamm;
Umleiten des Grundwasser-
stromes
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Die Behandlung erfolgt in 3 Teilschritten in geschlossenen technischen Tiefschacht-
Reaktoren: 1): Fällung und Sedimentation allen im Grundwasser enthaltenen Eisens mit
Sulfid als Eisensulfid, welches in 2 erzeugt wird. 2): Reduktion des Sulfates mit H
2
. 3): Ab-
trennung des Sulfides durch Strippung und Rückoxidation: Volumenstrom stark abhängig von
der Sulfatkonzentration (in der Pilotanlage gepl. 3-20 m
3
/d; Abtrennungsleistung ca. 6 kg
Sul-
fat
/d, Erzeugung von ca. 30 Mol
Alkalinität
/m
3
) Die Sulfatreduktion erfolgt mit einer Rate von 0,3
mol/(m
3
h).
Schema
Bewertung
Vorteile
Abreinigungsleistung beliebig an Sulfatkonzentrationen anpassbar
Erzeugung extrem hoher Alkalinitäten
Benötigt außer CO
2
keine Chemikalien (H
2
- und O
2
-Erzeugung durch elektrochem. Was-
serspaltung)
Durch in-situ-Technologie keine Temperaturabhängigkeiten
Nachteile
Umgang mit brennbaren und toxischen Gasen in geschlossenen Reaktoren nötig: hohe
Sicherheitsaufwendungen
Hohe Kosten für die Schaffung eines geschlossenen Volumens im Untergrund
Kosten
Energiekosten hoch. Schätzungen basieren auf den Technikumsversuchen; eine deutliche
Minderung wird im Feldeinsatz erwartet
Beispiele techn.
Umsetzung
Eine Pilotanlage im Feld für den Standort Burghammer ist in Planung

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~69~
Steckbrief Nr.
03
Verfahrens-
bezeichnung
Membranverfahren (Nanofiltration)
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Minderung der Salinität
(Sulfat- und Calciumkonzentration) in
(Fe-freien) Grubenwässern
Entwicklungs-
stand
Technikumsmaßstab; (Planung
der Überführung in den Pilot-
maßstab)
Einsatzbereich
Neutralisierte oxische Wässer;
Einsatz nach der Metallabscheidung
relevante Pro-
zesse
Nanofiltration; Kristallisation
bestehende
Patentrechte
genehmigungs-
rechtl. Aspekte
Umgang mit dem Konzentrat
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Aufkonzentrierung der Ionenfracht in einem Teilstrom (Konzentrat) und Minderung der Ionen-
konzentration in einem zweiten Teilstrom (Permeat) infolge der Filtration der Wässer durch
eine Membran. Hohe Übersättigungen im Bereich der Membran können zur Feststoffbildung
auf der Membranoberfläche führen (Membranscaling). Dieser Effekt kann durch die Zugabe
von Anti-Scaling und Anti-Fouling Substanzen vermindert werden. Zusätzlich kann auch dass
dabei generierte Konzentrat soweit aufkonzentriert werden, dass in einer im Kreislauf ge-
schalteten Prozessstufe eine Präzipitatbildung stattfindet und die Salzlast partiell als Feststoff
ausgeschleust werden kann. Durch externes Seeding wird erreicht, dass die Feststoffbildung
durch Kristallisation von der Filtration räumlich getrennt wird.
Kenndaten: Sulfatrückhalt 95 bis 99%; Druck 10 bar; Permeatflux 100 bis160 L/(m² h) (Dow
filmtec NF270)
Schema
(Quelle: Preuß et al., 2010)
Bewertung
Vorteile
Geringe Chemikaliendosierung erforderlich, nur elektrische Energie notwendig
Durch die Feststoffausschleusung fällt kein Konzentrat sondern nur Feststoff an.
Nachteile
Anwendbar bisher nur für eisenfreie Wässer;
Maßnahmen gegen Membranscaling und Membranfouling notwendig;
Kosten
Betriebskosten: dominiert von Energiekosten für Pumpenleistung; Investitionskosten: im
gegenwärtigen Entwicklungsstand noch nicht ausweisbar
Beispiele techn.
Umsetzung
In Vorbereitung: Pilot-Anlage Preuß in Zusammenarbeit mit der Vattenfall Europe Mining AG

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~70~
Steckbrief Nr.
04
Verfahrens-
bezeichnung
In-Lake Reaktoren zur reduktiven Sulfatabscheidung
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Minderung der Sulfatkonzentration in
Oberflächengewässern und Erhöhung
der Alkalinität (Minderung der Säurelast)
Entwicklungs-
stand
Pilotmaßstab
Einsatzbereich Tagebaufolgeseen relevante Pro-
zesse
Sulfatreduktion, Eisensulfidbil-
dung,
(auch Eisenhydroxid-Lösungs-
prozesse, Mineralumbildung)
bestehende
Patentrechte
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Einleiten flüssiger organischer
Substrate
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Mehrstufiges Verfahren, bei dem durch Zufuhr von Metallkationen und der Sulfatreduktion
gelöstes Sulfat als Metallsulfid aus der wässrigen Phase abgeschieden wird. Die Reaktions-
schritte erfolgen in technischen Reaktoren, die schwimmend in einem See stationiert sind.
Die erste Behandlungsstufe besteht aus einem im Kreislauf geschalteten Reaktor mit Eisen-
hydroxiden und einem Sulfatreduktionsreaktor. Dort wird Sulfat unter Nutzung eines organi-
schen e
-
-Donators in Sulfid überführt und anschließend im sog. Eisenreaktor als Eisensulfid
abgeschieden (Sorption, FeS-Bildung). Ein nachgeschalteter Eisenreaktor dient als Polizeifil-
ter zum Rückhalt von Rest-Sulfid. Kenndaten: Maximale Sulfatreduktionsrate von 0,12
mmol/(L h) bei einem Durchsatz von ca. 200 L/h
Schema
Eisenreaktor
Sulfatreduktions-
reaktor
Fe(III)-Hydroxide
organisches Substrat
Zulauf
Rücklauf
Ablauf
Polizeifilter
Fe(III)-Hydroxide
Bewertung
Vorteile
Verminderter Bedarf an Pumpenergie gegenüber onsite-Anlagen am Ufer eines Rest-
sees
Nachteile
Geringe Umsatzraten große Volumina erforderlich, um große Stofffrachten zu be-
handeln
Kompliziertes Handling der Anlage hinsichtlich ihrer Stabilisierung und ihres Betriebes
im See (Statik, Erreichbarkeit)
Beeinträchtigung der mikrobiellen Raten im Winter
Kosten
Investitionskosten hoch, da aufwändige Einbauten in den Seekörper zu realisieren sind
Beispiele techn.
Umsetzung
Pilotanlage Restloch 111

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~71~
Steckbrief Nr.
05
Verfahrens-
bezeichnung
Inlake Verfahren zur Seewasserneutralisation
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
(Initial-) Neutralisation eines Oberflä-
chengewässers
Entwicklungs-
stand
Stand der Technik
(Laufende Felduntersuchungen
zur Kosten- Eintrags- und Neut-
ralisationsmittel-Optimierung)
Einsatzbereich Tagebaufolgesee relevante Pro-
zesse
Neutralisation, (auch: Metall-
hydroxidfällung, Feststofflösung,
Temperatur- und windgetriebe-
ne Seekörperkonvektion)
bestehende
Patentrechte
Großzahl an Offenlegungsschriften
(u.v.a. DE 103 44 857 A1 2005.04.14),
Patenten (u.v.a. DE 102 27 951 B4
2007.06.21) und Schutzrechten (z.B.
DE 10 2008 044 019 A1)
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Eintrag von Kalkprodukten
(z.B. Ca(OH)
2
; CaCO
3
)
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Neutralisation eines Oberflächengewässers durch Einbringung von Kalkprodukten oder Re-
suspension bereits am Seegrund abgelagerter alkalischer Materialien. Dies kann entweder
über Dosierstationen am Ufer in Kombination mit schwimmenden Verteilersystemen auf dem
Gewässer oder mittels sog. mobiler Sanierungsschiffe (in Planung) erfolgen. Eingesetzt wer-
den gemahlene ungebrannte oder gebrannte Kalksteinprodukte wie CaCO
3
- oder Ca(OH)
2
Suspensionen. Ihr Eintrag erfolgt vornehmlich in suspendierter Form. Die Abreaktion erfolgt
zum Großteil im Seewasserkörper selbst. Windinduzierte Durchmischung des Seewasserkör-
pers ist ein gewollter und benötigter Teil des Verfahrens.
Schema
Seekörper
Abgelagerte
alkalische
Substanz
Kalk-
produkt
Reaktor zur Herstellung
einer Suspension
Suspensions-
Verteilungssystem
Schwimmende Rohrleitung
Wasserwerfer
Aufnahme von
Seewasser
Alternative Eintragsverfahren
Bewertung
Vorteile
Schnelle relativ gut prognostizierbare Wirkung des Verfahrens
Bestehende Erfahrungen auch für große Wasserkörper
Sichere Neutralisation und Fällung gelöster Metalle
Nachteile
Keine Nachhaltigkeit im Falle von fortgesetzt saurem GW-Zustrom und damit Wiederver-
sauerung
keine Sulfat-Elimination
Eintrag von suspendierten alkali. Feststoffen mit unklarer Wirkung auf Organismen
Kosten
Aktuelle Planungsgröße: 0,7 bis 1,0 ct/Mol eingetragener Alkalinität
Beispiele techn.
Umsetzung
SB Burghammer 2002-2003, 2009-2010; RS Koschen (2004 und 2005), Bockwitzer See
(2004-2007), Horstteich (2005), Hainer See (2008-2010)

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~72~
Steckbrief Nr.
06
Verfahrens-
bezeichnung
Seekörperkonditionierung
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Aufbau eines Carbonatpuffers in einem
bereits neutralisierten Standgewässer
Entwicklungs-
stand
Erste Pilotversuche im Feld
(Technikumsversuche zur wei-
tergehenden Feststofflösung)
Einsatzbereich Tagebaufolgesee relevante Pro-
zesse
Pufferaufbau durch gleichzeiti-
gen Alkalien- und CO
2
-Eintrag
bestehende
Patentrechte
Offenlegungsschrift: DE 10 2004 010
068 A1 2005.09.22
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Eintrag von Kalkprodukten
(z.B. Ca(OH)
2
; CaCO
3
) sowie
Eintag von CO
2
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Bei Seekörper Konditionierung wird neben den alkalinitätstragenden Feststoffen auch CO
2
in
den Seekörper eingetragen. Ziel ist der Pufferaufbau im Seewasserkörper, der dem kontinu-
ierlichen Eintrag von Azidität über das Grundwasser längere Zeit entgegenwirkt. Damit kön-
nen die Behandlungsintervalle verlängert und die Schwankungen der Wasserbeschaffenheit
vermindert werden. Es ist noch Gegenstand von Technikums- und Feldtests, welches Verfah-
ren am geeignetsten ist, die Neutralisationsmittel (Feststoffe) mit dem CO
2
(Gas) und der zu
konditionierenden Wasserphase in Reaktion zu bringen. Bisher wurden keine vollständigen
Seewasserkörper behandelt.
Schema
Seekörper
Abgelagerte
alkalische
Substanz
Kalk-
produkt
Reaktor
Schwimmende Rohrleitung o. ä.
Aufnahme von
Seewasser
CO
2
A
B
C
Untersuchte Möglichkeiten für den CO
2
-Eintrag
alternativ
Bewertung
Vorteile
Wie In-Lake-Behandlung, jedoch ist eine stabilere Seewasserbeschaffenheit erreichbar.
Im Falle des Eintrages von lediglich gelösten Stoffen: Behandlungsoption auch für Seen
mit bereits etablierter Biologie
Nachteile
keine Sulfat-Elimination
Im Vergleich zur reinen In-Lake-Behandlung höhere Kosten.
Kosten
Noch schlecht abschätzbar: >1 ct/Mol eingetragener Alkalinität
Beispiele techn.
Umsetzung
Pilotversuch im SB Burghammer 2007 (Keine Behandlung des gesamten Sees)
Pilotversuch im Redlitzer See (2009)

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~73~
Steckbrief Nr.
07
Verfahrens-
bezeichnung
Reaktionsteppiche für die Zustrombehandlung von Oberflächengewässern
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Minderung der Sulfat- und Eisenkon-
zentration im Anstrom von Oberflächen-
gewässern sowie Erhöhung ihrer Alkali-
nität. Schaffung neutraler Verhältnisse
im Ufersediment
Entwicklungs-
stand
Feldeinsatz im Pilotmaßstab
seit 2004
Einsatzbereich Böschungen von Tagebaufolgeseen
(Zustrombereich)
relevante Pro-
zesse
Sulfatfällung, Eisenhydroxid-
Bildung, Kalkprodukt-Lösung,
Carbonatisierung, Kolmation
bestehende
Patentrechte
Patentschrift: DE 10 2004 030 966 B4
2007.06.21
genehmigungs-
rechtl. Aspekte
Eintrag von Neutralisationsmit-
teln in Sedimente u. Gewässer
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Eintrag von Kalkprodukten in umzulagernde Sedimente und deren Deposition im Anstrom
eines Restsees. Sulfat- und Eisenfrachten im Grundwasserzustrom werden durch temporäre
Mineralneubildungen im Teppich für eine bestimmte Zeit zurückgehalten. Durch Neutralisati-
onsmitteleintrag in Ufersedimente können neutrale Bedingungen im Sediment hergestellt
werden. In Abhängigkeit von der Beschaffenheit des Kalkproduktes kann ein temporärer
Sulfatrückhalt oder ein für benthische Organismen günstiger Sediment-pH-Wert eingestellt
werden.
Schema
Bewertung
Vorteile
Maßnahme kann kostengünstig mit ohnehin notwendigen Sediment-Umlagerungen gekoppelt
werden.
Die Zielsetzung der Behandlung kann durch die Auswahl der Zuschlagstoffe gesteuert wer-
den
Nachteile
Reaktivität des eingebrachten Materials hinsichtlich des Sulfatrückhaltes nur temporär.
Kosten
Gering, da bisher nur in Kombination mit ohnehin nötigen Sedimentumlagerungen durchge-
führt
Beispiele techn.
Umsetzung
4 Testfelder im SB Lohsa II

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~74~
Steckbrief Nr.
08
Verfahrens-
bezeichnung
Oxidative Grubenwasserreingung
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Metallentfernung und Neutralisation
Entwicklungs-
stand
Stand der Technik; Entwicklung
notwendig, wenn zusätzlich zu
Fe weitere Metalle abgetrennt
werden sollen
Einsatzbereich Eisen- und aluminiumreiche versauerte
Oberflächengewässer und Sümpfungs-
wasserströme
relevante Pro-
zesse
Neutralisation, Metallhydroxid-
Bildung, Sedimentation
bestehende
Patentrechte
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Entnahme von Wasser, Eintag
von Oxidations- , Neutralisati-
ons- und Flockungshilfsmitteln
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Die klassische einfache Grubenwasserreinigung umfasst folgende drei Schritte:
1) Neutralisation des Grubenwassers in einem Reaktionsbecken durch kontrollierte pH-
abhängige Kalkhydratzugabe bei gleichzeitiger Belüftung
2)
Zugabe eines Flockungshilfsmittels (FHM)
3) Sedimentation der Schlämme in einem Sedimentationsbecken
Es können abhängig von der Anlagengröße mehrere 1000 m
3
/h mit praktisch beliebig hohen
Eisenkonzentrationen behandelt werden.
Schema
Sedimentations-
becken
Schlammabzug
Reaktionsbecken
Neutralisations-
mittel
Oxidations-
mittel
Zulauf
Ablauf
Flockungshilfs-
mittel
Paddel-
werk
Reife-
kammer
Bewertung
Vorteile
Stand der Technik;
hohe abscheidbare Frachten, gute Steuerbarkeit
Auf die Abtrennung weiterer Schadstoffe adaptierbar
Nachteile
keine Sulfat-Elimination möglich
Kosten
Hohe Investitionskosten; Kosten für das häufig verwendete Kalkhydrat zwischen 80 und
100 €/t; Energiekosten für Mischung und Gaszufuhr.
Beispiele techn.
Umsetzung
Mehrere full-scale-Anlagen durch LMBV (z.B. Rainitza), VEM (z.B. Tzschelln) und MIBRAG
(z.B. Vereinigtes Schleenhain) im Betrieb

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~75~
Steckbrief Nr.
09
Verfahrens-
bezeichnung
Membranelektrolyse
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Metallentfernung, Neutralisation und
partielle Sulfatentfernung
Entwicklungs-
stand
Betrieb einer Pilotanlage im
Feld (aktuell Verfahrens-ertüch-
tigung m. CO
2
-Einsatz im Test)
Einsatzbereich Eisen- und sulfatreiche versauerte
Oberflächengewässer
relevante Pro-
zesse
Wasserspaltung, Hydroxid-
Ausfällung, Abtrennung von
Sulfat über ionenselektive
Membranen. CO
2
-Eintrag
bestehende
Patentrechte
RODOSAN®-Verfahren: Eingetragenes
Markenzeichen
genehmigungs-
rechtliche As-
pekte
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Nutzung der elektrochemischen Wasserspaltung zur Neutralisation des Wassers und zur
partiellen Abtrennung von Sulfat über eine anionen-permeable Membran. Betriebsdaten
2007-2008 ohne CO
2
-Einsatz: Minderung der Sulfatkonzentration um 17-27% bei Sulfat-
Zulaufkonzentrationen zwischen 800 und 900 mg/L und 6 bis 10 m
3
/h erreicht. Dem ur-
sprünglich azidischen Wasser (Azidität: 3,3 mol
Azi
/m
3
) wird eine Alkalinität von 4,5 mol
Alk
/m
3
zugeführt, womit dieses im Ablauf eine Alkalinität von 1,2 mol
Alk
/m
3
aufweist. Aktuelle Leis-
tungsdaten bei Betrieb unter CO
2
-Einsatz liegen nur geschätzt vor. Bei ansteigender Sulfat-
abreinigung bis 50% nehmen die Energiekosten entsprechend zu.
Schema
Zulauf saures, metall- und sulfathaltiges Wasser
Ablauf
Membran
e
-
6H
2
O + 6e
-
=>
3H
2
+ 6OH
-
e
-
3 SO
4
2-
Fe(OH)
3
Fe(II),
Fe(III)
SO
4
2-
3H
2
O + 6e
-
=>
1.5O
2
+ 6H
+
3H
2
SO
4
Kopplungsprodukte
Kathodenraum
Anodenraum
Bewertung
Vorteile
Kein hoher Chemikalieneinsatz
Variable Erzeugung von Kopplungsprodukten mit Vermarktungspotenzial
Bei Einsatz von CO
2
Steigerung der Sulfat-Abtrennungsleistung auf 40 bis 50% und Er-
zeugung einer Ablauf-Alkalinität von bis zu 5 mol
Alk
/m
3
Nachteile
Keine vollständige Sulfat-Elimination
Kosten
Hoch; Abhängig von der abzureinigenden Sulfatfracht
Beispiele techn.
Umsetzung
Pilotanlage am Standort der GWRA Rainitza

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~76~
Steckbrief Nr.
10
Verfahrens-
bezeichnung
Eisensulfatfällung
Allgemeine Kenndaten
Behandlungs-
ziel
Sulfat- und Eisenentfernung
Entwicklungsstand Test im Pilotmaßstab
Einsatzbereich Eisen- und sulfatreiche versauerte
Oberflächengewässer und Sümpfungs-
wasserströme
relevante Prozes-
se
Mikrobiell katalysierte Metall-
hydroxisulfat-Bildung
bestehende
Patentrechte
genehmigungs-
rechtliche Aspekte
Entnahme von Wasser
Verfahrensbeschreibung
-Beschreibung
+ Kennzahlen
Mikrobielle Eisenoxidation bei pH-Werten zwischen 2,8 und 3,2 durch Zufuhr von Luftsauer-
stoff. Regenerierbare Aufwuchskörper (eingehängte Rahmen mit „Sessilbändern“) dienen der
Schaffung von Oberflächen, an denen Eisenhydroxisulfate (Schwertmannit) mikrobiell kataly-
siert abgeschieden werden können. Das gut belüftete Grubenwasser verweilt dazu 2 bis 20
Stunden in einem Oxidationsbecken von 8,14 m
3
. Eine innere Umwälzung von ca. 30 m
3
/h
sorgt für die notwendige Durchmischung und den Kontakt des Wassers mit den sessilen und
suspendierten Mikroorganismen. Es wurden maximale Oxidationsraten von 35 g
Fe(II)
/(m
3
h)
(einzelne Versuchsphasen: 17-26 g
Fe(II)
/(m
3
h) erreicht. Durch die interne Schlammrückführung
konnten minimale Fe(II)-Konzentrationen von < 30 mg
Fe(II)
/L (Zulauf: ca. 324 mg
Fe(II)
/L) bei
einem maximalen Durchsatz von 2,1 m
3
/h erreicht werden.
Schema
Zulauf
Ablauf
Kettenräumer
Schlammpumpe
Aufwuchsträger
Belüftungskammer mit Wendelbelüfter
Rührer
Schlammsammelrinne
Umwälzpumpe
Fällungsbecken
Rührer
Umwälzpumpe
Bewertung
Vorteile
Keine Einstellung des pH-Wertes mit kostenintensiven Neutralisationsmitteln nötig
Partielle Abscheidung von Sulfat möglich
Gewinnung eines Stoffes, für den potenzielle Weiterverwendung besteht.
Gute Feststoff-Sedimentationseigenschaften
Nachteile
Geringe Raumraten
Kosten
Es liegen keine Kostenschätzungen vor; Abhängig vom Vermarktungserfolg für die Fällungs-
produkte
Beispiele
techn. Umset-
zung
Pilotanlage an einem Standort der Vattenfall Europe Mining AG

Anlage 2

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~78~
Reaktive reduktive Barriere Skadodamm
(2004-2010)
Sulfatreaktor
Burghammer
Inlake Neutralisation Scheibe
(2011-2012)
Reaktive Teppiche Lohsa II (seit 2004)
Reduktive Inlake-Behandlung RL 111
(2002-2005; 2007-2008)
Reaktive reduktive Barriere Südanstrom
Senftenberger See (2000-2003)
Inlake-Behandlung durch Kalkresuspension
Koschen (2004-2005)
Inlake-Behandlung Burghammer
durch Ascheresuspension (2001-2003)
Periodische Inlake-Behandlung
Burghammer durch Kalkeintrag
(seit 2009)
Inlake-Behandlung RL122 bei Töbritz
Inlake-Behandlung Burghammer
durch Ascheresuspension und CO
2
(2007)
Inlake-Behandlung Jahnteich
(2011)
Inlake Behandlung mit CO
2
Lichtenauer See
Inlake Behandlung mit CO
2
Redlitzer See (2009)
Inlake Behandlung mit CO
2
Restloch 28
Aquatisches Testfeld
zur Untersuchung
des Ammonium-Abbaus
GWRA Tzschelln
GWRA Rainitza
GWRA Pößnitz
GWRA Lichterfeld
GWRA Schwarze Pumpe
GWRA Kringelsdorf
Rodosan-Membranelektrolyse (seit 2006)
Eisenhydroxisulfatfällung
Eisensulfidfällung (u.a. 2000 -2002)
Inlake-Behandlung Horstteich (2005)
Standort einer aktuell betriebenen Full-Scale-Anlage
Inlake-Behandlung
Grundwasserstrom-Behandlung
Oberflächenwasserstrom-Behandlung
Standort einer aktuell betriebenen Pilotanlage/eines aktuell
durchgeführten Pilotversuches
Ehemaliger Standort einer heute nicht mehr betriebenen
Pilotanlage/eines abgeschlossenen Pilotversuches
Standort einer geplanten Pilotanlage/eines geplanten
Pilotversuches
Geplante, aktuelle und ehemalige Standorte von
Anlagen im Pilot- und full-scale-Maßstab zur
Behandlung bergbaubeeinflusster Wässer in der
Lausitz

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~79~