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Kleine Spree unterhalb Ausbau Spreewitz
Verfahren zur Fassung,
Ableitung und Reinigung
bergbaulich kontaminier-
ter Grundwässer

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2
Wirtschaftlicher Maßnahmevergleich ver-
schiedener Verfahren zur Fassung, Ablei-
tung und Reinigung von bergbaulich kon-
taminierten Grundwässern
Franz Glombitza, Tim Aubel, Martin Schaffrath, Eberhard Janneck

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3
Inhalt
1
Einleitung................................................................................................................................................8
2
Stand der Technik.................................................................................................................. 9
2.1
Fassungssysteme Grundwässer.............................................................................................................................9
2.1.1
Eigenschaften des gefassten Grundwassers .............................................................................................................9
2.1.2
Darstellung und Diskussion möglicher Maßnahmen zur Minderung der Eisenbelastung in Fließgewässern .............10
2.1.2.1
Oberflächennahe Wasserfassung/ Ableitung .............................................................................................................10
2.1.3
Grundwasserabsenkung durch den Einsatz von Brunnen..........................................................................................13
2.1.3.1
Vertikalfilterbrunnen....................................................................................................................................................13
2.1.3.2
Horizontalfilterbrunnen ...............................................................................................................................................14
2.1.3.3
Vakuumbrunnen .........................................................................................................................................................17
2.1.3.4
Entwässerungsquerriegel/ Tiefendrainage, Drain-and-Gate-System .........................................................................18
2.1.4
Technologievergleich..................................................................................................................................................19
2.1.4.1
Grundwasserabsenkung durch Vertikalfilterbrunnengalerien .....................................................................................19
2.1.4.2
Grundwasserabsenkung durch Horizontalfilterbrunnen im Grundwasseranstrom......................................................19
2.1.4.3
Lokale Grundwasserabsenkung durch flache Schachtbrunnen im Grundwasseranstrom..........................................20
2.1.4.4
Grundwasserabsenkung durch Entwässerungsquerriegel / Drain-and-Gate-System im Grundwasseranstrom.........20
2.1.5
Einsatz einer Dichtwand zur Verringerung der Grundwasseranströme zum Vorfluter................................................21
2.1.5.1
Dichtwand-Heber-Reaktor-Verfahren [MEM 2002].....................................................................................................21
2.2
Behandlungssysteme bergbaubelasteter Wässer/Grundwässer .........................................................................24
2.2.1
Passive Verfahren......................................................................................................................................................25
2.2.1.1
Aerobe Wetlands........................................................................................................................................................25
2.2.1.2
Anaerobe Wetlands....................................................................................................................................................27
2.2.1.3
Mechanische Verfahren..............................................................................................................................................29
2.2.2
Aktive Verfahren.........................................................................................................................................................29
2.2.2.1
Fällungsverfahren.......................................................................................................................................................29
2.2.2.1.1 Fällung mit Kalk..........................................................................................................................................................30
2.2.2.1.2 Fällung von Mangan...................................................................................................................................................32
2.2.2.1.3 Fällung von Arsen ......................................................................................................................................................32
2.2.2.1.4 Fällung von Eisen als Hydroxisulfat............................................................................................................................32
2.2.2.1.5 Sulfatabtrennung ........................................................................................................................................................32
2.2.2.1.6 Sulfatabtrennung durch Fällungen mit Aluminium und Kalziumionen.........................................................................38
2.2.2.2
Membranverfahren .....................................................................................................................................................41
2.2.2.3
Sorptionsverfahren .....................................................................................................................................................43
2.2.2.3.1 Ionenaustauscher.......................................................................................................................................................43
2.2.2.3.2 Biosorptionsprozesse .................................................................................................................................................45
2.2.2.4
Elektrochemische Verfahren ......................................................................................................................................46
2.2.2.5
Mikrobiologische Verfahren........................................................................................................................................49
2.2.2.5.1 Einleitung....................................................................................................................................................................49
2.2.2.5.2 Paques Sulfatreduktionsprozesse ..............................................................................................................................50
2.2.2.5.3 Hochleistungssulfatreduktion......................................................................................................................................53
2.2.2.5.4 Eisenhydroxisulfatbildung...........................................................................................................................................54
2.2.2.5.5 Wetlands ....................................................................................................................................................................56
2.3
Kostenvergleich der Prozesse ................................................................................................................................58

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4
2.3.1
Fällung mit Kalk..........................................................................................................................................................58
2.3.2
Sulfatabtrennung mit Bariumsalzen............................................................................................................................58
2.3.3
Fällungsprozesse mit Aluminium- und Kalziumionen ................................................................................................59
2.3.4
Membranverfahren .....................................................................................................................................................59
2.3.5
Sorptionsverfahren.....................................................................................................................................................61
2.3.6
Kosten für biologische Prozesse ................................................................................................................................62
2.3.7
Kosten für den EHS / Schwertmannitbildungsprozess ...............................................................................................63
2.4
Ökologische und umweltbeeinflussende Bewertung............................................................................................65
3
Maßnahmen im Projektgebiet Lausitz .................................................................................. 68
3.1
Einleitung..................................................................................................................................................................68
3.2
Beispiele für Grundwasserfassungen im Projektgebiet Lausitz ..........................................................................68
3.2.1
Vertikalfilterbrunnengalerie.........................................................................................................................................70
3.2.2
Gräben bzw. Grabenertüchtigungen und Drainagen ..................................................................................................70
3.2.3
Komplexes Wasser Ableitungssystem........................................................................................................................72
4
Übertragbarkeit Maßnahmen auf das Projektgebiet............................................................ 73
4.1
Einleitung..................................................................................................................................................................73
4.2
Maßnahmen am Vorfluter ........................................................................................................................................74
4.3
Beispiel Kleine Spree...............................................................................................................................................75
4.3.1
Situationsdarstellung..................................................................................................................................................75
4.3.2
Abgeleitetes Behandlungskonzept .............................................................................................................................77
5
Wirtschaftlicher Maßnahmevergleich...................................................................................79
6
Handlungs-/Entscheidungsmatrix........................................................................................82
7
Zusammenfassung................................................................................................................84
8
Literaturverzeichnis...............................................................................................................85

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5
Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1:
Querschnitt einer Anoxid Limestone Drain [SCHM 2002]
11
Abbildung 2:
Prinzipdarstellung Vertikalbrunnenfassung [FRE 2013]........................................................................... 14
Abbildung 3:
Prinzipdarstellung Horizontalbrunnenfassung [BRE 2007]....................................................................... 15
Abbildung 4:
Herstellungsverfahren Horizontalfilterbrunnen [BRE 2007]...................................................................... 16
Abbildung 5:
Prinzipdarstellung Drain-and-Gate-System [LFUG 2007] ........................................................................ 18
Abbildung 6:
HR- und DHR-Verfahrensprinzip [MEM 2004] ......................................................................................... 22
Abbildung 7:
Aufbau des Wetlands zur Abtrennung von Aluminium (Foto GEOS) ....................................................... 26
Abbildung 8:
Blick auf das Wetland zur Aluminium-abtrennung (Foto GEOS).............................................................. 26
Abbildung 9:
Abtrennung von Eisen in einem aeroben Becken mit Geotextilmatten (Foto GEOS)............................... 26
Abbildung 10: Zweistraßiges Wetland zur Abtrennung von Fe, Mn, As und Ra (Foto GEOS)........................................27
Abbildung 11: Anaerobe Reduktionskammer zur Abtrennung von Schwermetallen durch Sulfatreduktion
[BMBF 2001] (Foto GEOS) ...................................................................................................................... 28
Abbildung 12: Wetland zur Behandlung von Bergbauwasser, ........................................................................................ 28
Abbildung 13: Manganbeladene Kiesel- steine in einem Wetland (Foto GEOS) ........................................................... 28
Abbildung 14: Oberflächenbelüfter in dem Wasserzufluss (Westrandgraben) zu einer WBA (Foto GEOS) .................. 29
Abbildung 15: Oberflächenbelüfter in einer WBA............................................................................................................ 29
Abbildung 16: Zusammenstellung der "Mindest" pH Werte für eine Fällung wichtiger Metallkationen [SCHU
1996a] ...................................................................................................................................................... 30
Abbildung 17: Prozessschema der Kalkbehandlung mit vorhergehender HCO3- Abtrennung ....................................... 31
Abbildung 18: Schematische Darstellung des Kalksteins - Kalk Wasserbehandlungsprozesses ................................... 33
Abbildung 19: Schematische Darstellung eines Bariumsulfid Behandlungsprozesses zur Sulfatentfernung .................. 35
Abbildung 20: Schematische Darstellung der Wasserbehandlungstechnologie mit BaCO3 [HLA 2007] ........................ 37
Abbildung 21: Fließdiagramm des SAVMIN-Prozesses.................................................................................................. 39
Abbildung 22: Prozessschema einer zweistufigen Kalk-Walhallakalk-Wasserbehandlung............................................. 40
Abbildung 23: Prozessschema einstufiger Kalk-Walhallakalk-Wasserbehandlungsprozess........................................... 40
Abbildung 24: Schematische Darstellung des GYP-CIX Prozesses ............................................................................... 44
Abbildung 25: Darstellung von Elektrodialyse und Reversosmose................................................................................. 46
Abbildung 26: Prinzipschema Rodosanverfahren ........................................................................................................... 47
Abbildung 27: Daten RODOSAN®-Prozess nach [LMBV 2005] ..................................................................................... 48
Abbildung 28: Prinzipschema des Paques Thiopaq®-Thiomet®-Prozesses .................................................................. 51
Abbildung 29: Fließbild des Paques Thiomet®-Prozesses in der Caribou Mine............................................................. 52
Abbildung 30: Schematische Darstellung des THIOPAQ®-Prozesses für die biologische Entfernung von
Sulfat, Schwermetallen und Kalzium aus Anglo Coal Bergbauwässern................................................... 53
Abbildung 31: Prinzipschema der Hochleistungssulfabtrennung .................................................................................... 53
Abbildung 32: EHS auf dem Trägermaterial ...................................................................................................................55
Abbildung 33: Pilotanlage zur EHS Gewinnung (Foto GEOS)........................................................................................ 55
Abbildung 34: Zusammenstellung der wichtigsten biologischen und chemischen Reaktionen in einem Wetland
bei einer Sulfatreduktion .......................................................................................................................... 56
Abbildung 35: Grundwasserniederhaltung Hoyerswerda mit Horizontalfilterbrunnen [KAI 2011].................................... 69
Abbildung 36: Grundwasserniederhaltung Zerre mit Grabenneubau [LMBV 2011][KAI 2011]........................................ 70
Abbildung 37: Grundwasserniederhaltung Schwarzheide mit Tiefendrainagen [LMBV 2011] ........................................ 71
Abbildung 38: geplantes Vorflutsystem Lauchhammer(nach Sommer [SOM 2013]) ...................................................... 72
Abbildung 39: Vorzugsvariante der Sicherung der Wohnbebauung Schlosssiedlung in Lauchhammer (nach
Sommer [SOM 2013]).............................................................................................................................. 73
Abbildung 40: Kleine Spree – Ortslage Spreewitz (Fotos GEOS)...................................................................................76
Abbildung 41: Prinzipskizze zum Abfangen des Grundwasserabstromes von der Außenkippe Burghammer................ 77
Abbildung 42: Entwurf einer Handlungsmatrix................................................................................................................ 83

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6
Tabellenverzeichnis
Tabelle 1:
Vergleich Vertikalfilterbrunnen – Horizontalfilterbrunnen ............................................................................ 17
Tabelle 2:
Zusammenstellung von Kontaminationen und Behandlungsmöglichkeiten für bergbaubeeinflusste
Wässer auf der Basis von Fällungsprozessen............................................................................................ 24
Tabelle 3:
Zusammenstellung von Neutralisationsäquivalenten und Kalkmengen für die Behandlung von
Wasserinhaltsstoffen................................................................................................................................... 31
Tabelle 4:
Zusammenstellung von Daten für den Kalk und Kalk / Kalksteinprozess ..................................................34
Tabelle 5 :
Zusammensetzung des Wassers vor und nach den Behandlungsstufen [HLA 2007]................................ 36
Tabelle 6:
Daten der Wasserbehandlung mit BaS.......................................................................................................38
Tabelle 7:
Daten der Sulfatabtrennung mit Kalziumaluminat....................................................................................... 41
Tabelle 8:
Zusammenstellung heute genutzter Membranverfahren............................................................................. 42
Tabelle 9:
Daten für Membranverfahren...................................................................................................................... 43
Tabelle 10:
Prozessdaten GYP-CIX Prozess ................................................................................................................45
Tabelle 11:
Übersicht über biotechnologische Verfahren ohne Eisenoxidation ............................................................. 50
Tabelle 12:
Zusammensetzung der Minerale mit Angabe ihrer möglichen Sulfatgehalte ..............................................55
Tabelle 13:
Daten zum EHS / Schwertmannitprozess...................................................................................................56
Tabelle 14:
Spezifische Koeffizienten für Sulfatreduktion bei Wetlands ........................................................................ 57
Tabelle 15:
Kosten für die Kalkfällungsverfahren ..........................................................................................................58
Tabelle 16:
Kosten für die Wasserbehandlung mit Bariumsalzen.................................................................................. 59
Tabelle 17:
Kalziumaluminathaltige Fällungsprozesse .................................................................................................. 59
Tabelle 18:
Kostenschätzung für eine Wasserbehandlung mit NF Membranen ............................................................ 60
Tabelle 19:
Kosten für Membranverfahren .................................................................................................................... 61
Tabelle 20:
Kosten für den Gyp – Cix Prozess..............................................................................................................61
Tabelle 21:
Kosten für biologische Verfahren................................................................................................................ 62
Tabelle 22:
Kosten für den EHS - Bildungsprozess.......................................................................................................63
Tabelle 23:
Ableitung von Invest- und Betriebskosten für einen Eisenhydroxisulfatgewinnungsprozess ...................... 64
Tabelle 24:
Analyse der Folgenabschätzung................................................................................................................. 67
Tabelle 25:
Kostenvergleich von ausgewählten Wasserbaumaßnahmen ..................................................................... 79
Tabelle 26:
Vergleich der einzelnen Behandlungsvarianten.......................................................................................... 80
Tabelle 27:
Zusammenstellung orientierender Kosten für Bau- und Behandlungsmaßnahmen.................................... 81

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7
Abkürzungsverzeichnis
AB
Arbeitsbreiten
ALD
Anoxic Limestone Drain
AMD
Acid Mine Drainage
CAD
Währungseinheit Kanadische Dollar
DHR
Dichtwand Heber Reaktor
DOC
Dissolved Organic Carbon (gelöster organischer Kohlenstoff)
ED
Elektrodialyse
DER
Umkehr (Revers) Elektrodialyse
ENA
Enhanced Natural Attenuation
GW
Grundwasser
GWL
Grundwasserleiter
GWRA
Grubenwasserreinigungsanlage
HCR
Hydrogen Release Compound / Wasserstoff freisetzende Verbindung
HDS
High Density Sludge (hoch Dichte Schlamm)
HFB
Horizontalfilterbrunnen
HLSR
Hochleistungssulfatreduktion
HR
Heberreaktor
MO
Mikroorganismen
NA
Natural Attenuation
NF
Nanofiltration
OCR
Oyxgen Release Compound / Sauerstoff freisetzende Verbindung
RO
Reverse Osmose
TS
Trockensubstanz
USD
Währungseinheit US - Dollar
UWM
Unterwasser Motor
v-HFB
Verlaufsgesteuertes Spülbohrverfahren für Horizontalfilterbrunnen
WBA
Wasserbehandlungsanlage
ZAR
Südafrikanische Währungseinheit - Rand

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8
1 Einleitung
Das grenzüberschreitende EU-Ziel 3 Projekt VODAMIN arbeitet auf deutscher und tschechischer Seite gemeinsam an der
Umsetzung von Vorgaben aus der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie. Dabei liegt der Schwerpunkt auf den Braunkoh-
lenrevieren Nordböhmens und der Lausitz. Hier sind großflächige und langfristige Veränderungen von Wassermenge und
–beschaffenheit sowohl der Grund- als auch der Oberflächengewässer als Bergbaufolge eingetreten. Diese Veränderun-
gen betreffen vorrangig den pH – Wert, die Freisetzung von Eisen und erhöhte Sulfatkonzentrationen. Für eine umfassen-
de und nachhaltige Behandlung dieses Zustandes ist deshalb zunächst eine Analyse der jeweiligen Situation notwendig,
aus der bei Bedarf ein Handlungskonzept abgeleitet wird. Das besteht in der Regel aus einer geeigneten Wasserfassung
und wenn erforderlich anschließend aus einer geeigneten Wasserbehandlung. Wenn dabei Reststoffe anfallen, ist ihre
weitere Behandlung ebenfalls zu berücksichtigen.
Im Rahmen dieser Studie wird deshalb ein wirtschaftlicher Maßnahmenvergleich verschiedener Verfahren zur Fassung,
Ableitung und Reinigung von bergbaulich kontaminierten Grundwässern vorgenommen.
Dazu wird der derzeitige Kenntnisstand von Wissenschaft und Technik zur Fassung, Ableitung und Reini-
gung/Konditionierung schadstoffbelasteter Grundwässer aus Bergbaugebieten dargestellt, wobei ein besonderes Augen-
merk auf die Verhinderung des diffusen Stoffeintrages infolge Grundwasserwiederanstieg gelegt wird.
Ausgehend von den im Teilprojekt 04 „Studie zu aktuellen Reinigungsverfahren“ [DGFZ 2012],[BIL 2012b], und den im
Teilprojekt 09 „Reinigungsverfahren für Grubenwasser - Bewertung und Selektion von Verfahren “ [WOL 2013a] zusam-
mengestellten Richtlinien und Handlungsempfehlungen werden die Behandlungsverfahren präzisiert und vervollständigt,
um mögliche Fassungssysteme für diffus aufsteigende Grundwässer ergänzt sowie mögliche Kriterien für eine Bewertung
abgeleitet.
Da in den meisten Fällen zur Behandlung gefaßter diffus aufsteigender Grundwässer lange Betriebszeiträume notwendig
sind, kommen neben den Investitionskosten auch den Betriebskosten bzw. den umgerechneten spezifischen
Behandlungskosten pro m³ Wasser sowie den spezifischen Kosten für die Entfernung einer bestimmten Menge von z.B.
Eisen oder Sulfat aus einem Kubikmeter Wasser eine essentielle Bedeutung zu.
Bei diesen Darstellungen wird auch versucht, die Veränderungen der Behandlungsbedingungen, die sich aus den
unterschiedlichen Zustandskombinationen wie: große Wassermenge hohe Konzentration, kleine Wassermenge hohe
Konzentration, kleine Wassermenge niedrige Konzentration und große Wassermenge mit niedriger Konzentratione
ergeben, zu berücksichtigen. Zusätzlich soll versucht werden, durch ein Bewertungssystem Aussagen über die Eignung
der jeweiligen Art der Wasserbehandlung abzuleiten.
Das wird versucht, in diesem Bericht so allgemeingültig wie möglich unter Berücksichtigung der Reihenfolge
Wasserfassung, Wasserbehandlung, Bewertung und Darstellung an ausgewählten Beispielen zu formulieren, wobei die
Vielzahl an technischen Kombinationsmöglichkeiten und die Heterogenität der möglichen Grundwässer letztendlich doch
immer wieder zu einer Einzelfallbetrachtung führen werden.

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9
2 Stand der Technik
2.1 Fassungssysteme Grundwässer
Die Systematisierung wird nach den Punkten Fassungsart, Ausführungs- und Bauformen unter Bezug auf einige Beispiele
wie folgt vorgenommen:
Offener Graben (z. B. Westrandgraben Hoyerswerda)
Horizontaldrainage
Sickerschlitze
Horizontalfilterbrunnen (z. B. Hoyerswerda)
Vakuumbrunnen
Filterbrunnengalerie (z. B. Kortitzmühle)
Anoxic Limestone Drain
Dichtwand
o
Dichtwand,
o
Dichtwand-Heber-Reaktor (DHR)
o
Funnel-and-Gate-Verfahren
o
Reaktive Wände
Absetzbecken, Ockerseen (z. B. Dänemark)
Dabei wird es bei der Gestaltung der Grundwasserfassungssysteme insbesondere auf die Verhinderung der Verockerung
ankommen. Die Funktion der Fassungssysteme wird in Wechselwirkungen mit den angrenzenden Grundwasser- und
Oberflächenwasserkörpern betrachtet.
2.1.1
Eigenschaften des gefassten Grundwassers
Bei dem zu fassenden Wasser handelt es sich vorwiegend um Grundwasser, welches durch den Grundwasserwiederan-
stieg der Braunkohlentagebaue beeinflusst ist bzw. wird. Dabei handelt es sich um oberflächennahes sowie tieferes
Grundwasser (bis aus 50 m Tiefe) aus dem pleistozänen Grundwasserleiter (Rinnen) und z. T. auch aus den tertiären
Grundwasserleitern. Eine weitere Beeinflussung findet auch durch die Veränderung der Grundwasserfließrichtung im Zuge
des Grundwasserwiederanstieges in Richtung Vorfluter statt. Dabei kann das ansteigende Grundwasser Kippen und Hal-
den durchströmen und in den Vorfluter infiltrieren. Durch die bergbauliche Grundwasserabsenkung kam es zur zeitweiligen
Belüftung in den gewachsenen Grundwasserleitern und somit auch zur Pyritverwitterung. Das schwach saure Grundwas-
ser in den Kippen, Halden und den zeitweilig belüfteten Grundwasserleitern ist überwiegend anoxisch. Bei Grundwasser-
austritt in ein Oberflächengewässer gelangt es in Kontakt mit dem atmosphärischen Sauerstoff, wobei Eisen(II) zu Ei-
sen(III) oxidiert. Durch die Hydrolyse des Eisen(III) kommt es zur Versauerung des Wassers und zur Eisen(III) Ausfällung
(z. B. als Eisen(III)hydroxid bzw. Ferryhydrit), was letztendlich zu einer rostrotbraunen Verfärbung (Eisenocker) des Ge-
wässers führt.
Als Quellen zur Beeinflussung der Fließgewässer mit Eisen und Sulfat können punktuell austretende Grundwässer aus
Kippen und Halden aber auch flächenhafte Belastungen des Grundwassers aus dem belüfteten pleistozänen Grundwas-
serleitern der Rinnen genannt werden.

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10
Zur Minderung der Eisenbelastung in Fließgewässern müssen mögliche Maßnahmen mit einer vergleichsweise schnellen
Wirkungsentfaltung besonders am Übergang vom Grundwasserleiter zu den Fließgewässern durchgeführt werden. Als
geeignete Maßnahmen zur Fassung des belasteten Grundwassers können folgende Punkte aufgeführt werden:
Offene Gräben,
Drainagen, Sickerschlitze und
Brunnen (z. B. Vertikalfilterbrunnen, Horizontalfilterbrunnen, Vakuumbrunnen).
Zum Schutz der Fließgewässer kann zusätzlich bzw. in Kombination eine Dichtwand zur Verringerung des Eisenaustrags
vom Grundwasserleiter in das Fließgewässer in den Untergrund eingebracht werden. Diese Maßnahme entlastet mittelfris-
tig durch Verringerung des Grundwasserabstroms gleichzeitig die o. g. flussnahen Maßnahmen [IWB 2012]. Als weitere
Möglichkeiten sind der Einsatz des „Funnel-and-Gate Verfahren“ sowie der Einsatz von „Reaktiven Wänden“ zu nennen.
2.1.2
Darstellung und Diskussion möglicher Maßnahmen zur Minderung der Eisenbelastung in
Fließgewässern
Zur Minderung der Eisenbelastung in Fließgewässern infolge des Grundwasserwiederanstiegs in Braunkohlentagebau-
Gebieten können grundsätzlich folgende Maßnahmen zum Einsatz kommen:
1.
Oberflächennahe Wasserfassung/ Ableitung durch:
a) Anlegen von Gräben (offener Graben zum Transport des belasteten Grundwassers zur Wasserbehandlung
bzw. in ein Absetzbecken oder Tagebaurestsee),
b) Drainageleitungen / Rigolen / Sickerrohrleitungen,
c) Anoxic Limestone Drain (ALD),
2.
Grundwasserabsenkung durch:
a) Vertikalfilterbrunnen (Entwässerungsbrunnengalerien),
b) Horizontalfilterbrunnen,
c) flache Schachtbrunnen (lokale Grundwasserabsenkung),
d) Entwässerungsquerriegel/ Tiefendrainage, Drain-and-Gate-System,
3.
Verringerung der Grundwasseranströme zum Vorfluter durch:
a) Dichtwand, Dichtwand Heber Reaktor (DHR),
b) Funnel-and-Gate Verfahren,
c) Reaktive Wände.
Das gefasste Grundwasser muss über Sammel-/ Pumpenschächte der Wasserbehandlung zugeführt werden. Alternativ ist
eine Einleitung des gefassten, unbehandelten Grundwassers in einen Bergbaufolgesee denkbar. Die genannten Maßnah-
men setzen im Vorfeld einen hohen Erkundungsaufwand hinsichtlich Geologie, Hydrogeologie, Geohydraulik, zur Grund-
wasserbeschaffenheit sowie zum Gefährdungspotential Grundwasser voraus. Dabei sind vor allem im ersten Schritt die
Quellen zu klären und der Transportpfad zu untersuchen. Daraus können letztendlich geeignete Maßnahmen zur Verhin-
derung/Minderung des Eintrages von belastetem Grundwasser in den Vorfluter abgeleitet werden.
2.1.2.1 Oberflächennahe Wasserfassung/ Ableitung
Mit Hilfe von Gräben (offene Entwässerung) bzw. Drainageleitungen, Rigolen, Sickerrohrleitungen (geschlossene Entwäs-
serung) können Niederschlagswässer und oberflächennahes Grundwasser gefasst und im natürlichen Gefälle zum Zielort,
z. B. zur Wasserbehandlung oder einem geeigneten Bergbaufolgesee, transportiert werden. Ebenfalls können über offene
Gräben z. B. gehobene saure Grundwässer (sog. Acid Mine Drainage - AMD) abgeleitet werden. Durch die Belüftung des

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11
Grundwassers im Graben werden Schwermetalle als Hydroxide ausgefällt, was sich positiv auf die Wasserqualität auswirkt
und den Aufwand der Wasserhandlung verringert.
Die Acid Mine Drainage können auch mit Hilfe von sogenannten Anoxid Limestone Drains (ALD) gefasst und neutralisiert
werden. Durch die Zugabe von Kalk (CaCO
3
) wird der pH-Wert angehoben und das Wasser neutralisiert. Bei dem ALD
handelt es sich um ein geschlossenes, sauerstofffreies System (s. Abbildung 1). Der Einsatz des ALD ist nach Younger
[YOU 2004] und Wolkersdorfer (TP 09) [WOL 2013a] besonders geeignet bei Wässern mit:
Acidität <300 mg/l, (angegeben als mg CaCO
3
/l)
pH-Wert <6,
Al <1 mg/l, Fe
3+
<1 mg/l,
Fe
2+
>20 mg/l,
Sauerstoffgehalt <1mg/l (unbelüftetes Grundwasser).
Abbildung 1: Querschnitt einer Anoxid Limestone Drain [SCHM 2002]
Ist im offenen Graben ein Transport des Wassers im natürlichen Gefälle nicht möglich, müssen Sammelschächte und
Heberleitungen vorgesehen werden. Der Einsatz und die Anwendungsart der Entwässerung hängen von den örtlichen
Gegebenheiten ab.
Für die Fassung sehr flach liegender, nur gering mächtiger, wasserführender Schichten können horizontale Sickerrohrlei-
tungen eingesetzt werden. Die Sickerrohre, welche aus Steinzeug, Beton, aus korrosionsbeständigen Stahl oder aus
Kunststoff bestehen können, werden in Gräben mit schwachem Gefälle zu einem Sammelschacht hin verlegt und mit zu
den Filterrohrschlitzen passendem Filterkies umgeben. Sickerrohre mit Durchmessern von 200 bis 800 mm sind gebräuch-
lich und werden in mindestens 4 bis 5 m Tiefe verlegt, wenn möglich im Bereich der Sohle der wasserführenden Schicht
[BIE 1992].

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12
Als Vor- und Nachteile dieser Methoden können genannt werden:
1. a) Entwässerungsgräben
Vorteile:
Nachteile:
bautechnisch einfach umzusetzen
geringer Wartungsaufwand zur Unterhaltung
durch regelmäßiges, mehrjähriges Ausbag-
gern der Kolmationsschicht zur Aufrechterhal-
tung der Drainagefähigkeit
bei Zuführung des gehobenen eisenreichen
Grundwassers kommt es durch den Kontakt
mit der Luft (Sauerstoff) zur Ausfällung von
Eisen(III), was zu einer Verringerung der Ei-
senkonzentration im Wasser führt und sich
somit auch positiv auf die Wasserbehandlung
auswirken kann
Bei einer vorrangig angestrebten Wasserab-
führung Verhinderung der Versickerung durch
Kolmation
bei nicht vorhandenem natürlichem Gefälle im
Graben zur Wasserbehandlung müssen He-
berleitungen vorgesehen werden
Einschränkungen in Bereichen von Kreuzun-
gen mit Straßen, Wegen und Versorgungslei-
tungen (hohe technischer, Kosten-, Zeit- und
Abstimmungsaufwand)
mögliche Zerschneidung von Siedlungs- bzw.
Lebensraumstrukturen (Errichtung von Quer-
bauwerken)
relative hohe Flächeninanspruchnahme in
Anhängigkeit der Breite und Länge des Gra-
bens
periodisches, mehrjähriges Reinigen des
Grabens
1. b) unterirdisch verlegte Drainageleitungen / Sickerrohrleitungen
Vorteile:
Nachteile:
gegenüber 1. a) durch unterirdische Verle-
gung keine Zerschneidung von Lebensraum-
strukturen
gegenüber 1. a) geringere Flächeninan-
spruchnahme
Wasserableitung
zur
Wasserbehandlung
durch übliche Sammler bzw. in Verbindung
mit Pumpschächten möglich
gegenüber 1.a) erhöhter bautechnischer Auf-
wand
langjähriger Unterhaltungs- und Erhaltungs-
aufwand der Drainagefähigkeit der Leitungen,
regelmäßiges, über mehrere Jahre dauern-
des Freispülen der Leitungen
bei nicht vorhandenem Gefälle der Leitungen
zur
Wasserbehandlung
müssen
Pump-
schächte vorgesehen werden
Einschränkungen in Bereichen von Kreuzun-
gen mit Straßen, Wegen und Versorgungslei-
tungen
1. c) Anoxic Limestone Drain (ALD) [SCHM 2002]
Vorteile:
Nachteile:
bautechnisch
einfach
umzusetzen,
geschlossener Graben, Wasser undurchläs-
sig, gefüllt mit Kalkstein Schotter, verschlos-
sen mit einem „Tondeckel“ (dichte Abde-
ckung)
effektive Methode zum Neutralisieren von
AMD
Vorbehandlung der AMD, dadurch Verringe-
rung der Nachbehandlung
Einsatz hauptsächlich bzw. nur für unbelüfte-
tes Grundwasser
variable Alkalinität, pH-Wert Schwankungen
des gefassten Wassers im Laufe der Zeit
möglich
bei nicht vorhandenem natürlichem Gefälle im
Graben zur Wasserbehandlung müssen He-
berleitungen vorgesehen werden
Einschränkungen in Bereichen von Kreuzun-
gen mit Straßen, Wegen und Versorgungslei-
tungen (hohe technischer, Kosten-, Zeit- und

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13
Abstimmungsaufwand)
mögliche Zerschneidung von Siedlungs- bzw.
Lebensraumstrukturen (Errichtung von Quer-
bauwerken)
periodisches, mehrjähriges Reinigen des
Grabensystems
steigende Transportkosten bei kalkarmen
Regionen
Fazit:
Der Bau von Drainagegräben außerhalb von Siedlungsflächen, in nicht bebauten Flächen kann parallel zum Vorfluter
relativ unproblematisch erfolgen. Vorrangig sollten die Gräben im Grundwasseranstrom zur Absenkung des flurnahen zum
Vorfluter gerichteten Grundwassers errichtet werden. Das gefasste Wasser kann zur Wasserbehandlung abgeführt, aufbe-
reitet und anschließend dem Vorfluter wieder zugesetzt werden. Besonders innerhalb von Siedlungsflächen bieten sich als
Alternative gegenüber offenen Gräben Sickerrohrleitungen an, wobei der Aufwand für die Unterhaltung etwas höher als bei
den Gräben eingeschätzt wird. Bei dem Einsatz von Anoxic Limestone Drain muss darauf geachtet werden, dass das
geförderte Grundwasser unbelüftet (sauerstoffarm) ist. Durch die Neutralisierung der Wässer können die anschließende
Wasserbehandlung und damit auch die Kosten optimiert werden.
2.1.3
Grundwasserabsenkung durch den Einsatz von Brunnen
Die Fassung von Grundwasser erfolgt überwiegend durch Brunnen. Für eine Grundwasserabsenkung mittels Brunnen
eignen sich alle nichtbindigen Böden, d. h. in der Regel Kiese und Sande mit einer Durchlässigkeit von k = 1*10
-2
m/s bis
1*10
-5
m/s, in denen sich das Wasser unter dem Einfluss der Schwerkraft bewegt [PRI 2011]. Bei den Brunnen erfolgt die
Unterscheidung nach Lage der Filterstrecke (Vertikalfilterbrunnen, Horizontalfilterbrunnen), nach Flachbrunnen (<20 m)
und Tiefbrunnen (>80 m), nach unvollkommenen und vollkommenen Brunnen sowie nach geringen (<100 l/s) und großen
(>500 l/s) Volumenströmen. Die Wasserförderung erfolgt bei Flachbrunnen mittels Saugpumpen, bei Tiefbrunnen dagegen
kommen Unterwasserpumpen zum Einsatz. Tiefbrunnenanlagen eignen sich für große Absenktiefen und werden gegen-
über Flachbrunnenanlagen als weniger störanfällig eingeschätzt [PRI 2011].
2.1.3.1 Vertikalfilterbrunnen
Vertikalfilterbrunnen sind für Standorte mit großen Grundwasserleitermächtigkeiten und Tiefen geeignet und haben eine
große Bedeutung als Entwässerungsbrunnen bei der Grundwasserabsenkung erlangt. Diese Brunnen, sog.
Bohrbrunnen
,
werden von der Geländeoberkante vertikal mittels Trockenbohrverfahren bzw. Spülbohrverfahren in den Grundwasserlei-
ter vorgetrieben. Mittels Bohrbrunnen, mit Bohrdurchmessern von 200 bis 2.000 mm, können Tiefen von über 100 m er-
reicht werden. Nach dem verrohrten Bohren wird der Brunnen so ausgebaut, dass er im wasserführenden Bereich Wasser
entnehmen kann, oberhalb aber so gegen den umgebenden Boden abgedichtet wird, dass der Brunnen keinen vertikalen
Wasserweg zwischen geohydraulisch voneinander getrennten Schichten zulässt. Der Ausbau besteht zuunterst aus dem
unten geschlossenen Sumpfrohr. Darüber folgt das Filterrohr, ein mit überbrückten Schlitzen mit auf den umgebenden
Boden abgestimmter Schlitzweite versehenes Rohr aus Kunststoff oder Edelstahl. Das Filterrohr wird im Tiefenbereich der
wasserführenden Schicht eingebaut. Hier wird der Ringraum zwischen Filterrohr und Bohrlochwandung mit einem Filter-
material verfüllt. Das Filtermaterial besteht aus Kies mit einer Körnung, die entsprechend der Filterregeln auf den umge-
benden Boden abzustimmen ist. Oberhalb des Filterrohres wird bis zum Brunnenkopf ein Vollrohr eingebaut. In diesem
Bereich wird der Ringraum zwischen Bohrloch und Rohr mit Ton oder einer Zementierung abgedichtet. Zwischen Filterkies
und Dichtungsmaterial wird ein Gegenfilter (Sand) zwischengeschaltet. Das Bohrrohr wird wieder gezogen. Der Brunnen
wird mit einer UWM-Pumpe ausgerüstet, die das anströmende Wasser über die Steigleitung aus dem Brunnen fördert. Die

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14
Auswahl der Pumpe erfolgt in Abhängigkeit von der geodätischen Förderhöhe bzw. der Gesamtförderhöhe, der Brunne-
nergiebigkeit, der Wasserbeschaffenheit und der zu erwartenden Betriebsdauer [FRE 2013].
Vertikalbrunnenfassungen zeichnen sich durch steile Absenktrichter aus und haben je Brunnen einen Betriebspunkt (vgl.
Abbildung 2). Die Brunnenmantelfläche wird durch den Aquifer begrenzt. Ein Trockenfallen der Filter ist möglich.
Abbildung 2: Prinzipdarstellung Vertikalbrunnenfassung [FRE 2013]
Bei der Schwerkraftentwässerung mittels Vertikalfilterbrunnen fließt das Wasser nur auf Grund des Höhenunterschiedes
der Wasserstände den Entnahmestellen zu. Bindet der Ausbau des Brunnens mit der Brunnensohle in eine undurchlässi-
ge Schicht ein (Grundwassersohle), so handelt es sich um einen vollkommenen Brunnen. Bei einem unvollkommenen
Brunnen (z. B. Schachtbrunnen) dagegen befindet sich die Brunnensohle oberhalb der Grundwassersohle, der Brunnen
steht „ganz“ im Grundwasser.
Der
Schachtbrunnen
ist für geringe Tiefen bis etwa 12 m (maximal 20 m) in Lockergesteinen zur Fassung von oberflä-
chennahen, wasserführenden Schichten geeignet. Beim Bau von Schachtbrunnen werden einzelne Betonbrunnenringe im
Absenkverfahren in den Grundwasserleiter eingebracht. Der Wasserzulauf kann über die Sohle und/oder über Seiten-
schlitze erfolgen. Wird dieser mit einem größeren Durchmesser (1 bis 6 m) errichtet, kann er gleichzeitig als Sammler und
Speicher der gewonnenen Wassermenge genutzt werden. Im Vergleich zum Bohrbrunnen weist der Schachtbrunnen
geringere Liefermengen auf [BIE 1992].
2.1.3.2 Horizontalfilterbrunnen
Horizontalfilterbrunnen können gleichfalls als Schwerkraftbrunnen betrieben werden. Sie sind für ständige Absenkungen in
Gebieten mit dichter Bebauung geeignet. Horizontalfilterbrunnen finden bei flach liegenden Grundwasserleitern mit ver-
hältnismäßig geringer Mächtigkeit ihre Anwendung. Sie fassen ihr Wasser mit mehreren von einem Schacht sternförmig
nach allen Seiten ausgehenden, horizontal gelagerten Filterrohrsträngen im Grundwasserleiter. Das Wasser tritt unter dem
hydrostatischen Druck des Grundwasserleiters durch die Filterrohre in den Sammelschacht ein und wird diesem mittels
Unterwassermotorpumpen entnommen. Bei diesem Ausbau spricht man vom „nassen Schacht“. Dem gegenüber steht die
Herstellung eines sogenannten „trockenen Schachtes“. Dabei werden direkt an die Filterrohrstränge Saugleitungen ange-
schlossen und zu den Pumpen geführt (s. Tabelle 1). Horizontalfilterbrunnen können mit einem Schachtdurchmesser von
etwa 3 bis 6 m und einer Tiefe von ca. 10 bis 70 m, in Abhängigkeit der wasserführenden Schichten, errichtet werden. Die

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15
horizontalen Filterrohre mit einem Durchmesser von etwa 150 bis 300 mm können Einzelstranglängen von 40 bis ca. 80 m
erreichen [BIE 1992].
Bei Horizontalfilterbrunnen stellt sich nur ein flacher Absenktrichter ein (s. Abbildung 3). Die Filter sind immer im Grund-
wasser (Verminderung der Verockerungsgefahr) und die Brunnenmantelfläche kann frei ausgelegt werden. Gegenüber
den Vertikalfilterbrunnen kann mit nur einem Betriebspunkt eine vergleichbare Förderleistung erreicht werden.
Abbildung 3: Prinzipdarstellung Horizontalbrunnenfassung [BRE 2007]
Horizontalfilterbrunnen können nach dem verrohrten Vortriebsverfahren (HFB) bzw. mit einem verlaufsgesteuerten Spül-
bohrverfahren (V-HFB) errichtet werden.
Die Herstellung des Sammelschachtes erfolgt häufig im Nassbaggerverfahren mittels Senkschuh, über den die Schacht-
ringe eingebracht werden. Die Bodenentnahme erfolgt aus dem so abgesenkten Schacht, in dem später mittels Unterwas-
serbeton die Sohle eingebaut wird. Der Einbau der Filterrohre erfolgt von dem Schacht aus radial in verschiedenen Rich-
tungen. Hierfür kommen spezielle Einbauverfahren zum Einsatz, wobei zunächst über die Horizontalbohrungen vom
Schacht aus ein Wasser-Sand/Kies-Gemisch aus der Bohrung gefördert wird. Der die Bohrung umgebende Boden wird
dabei aufgelockert und sichert so die bessere Anbindung des Filterrohres an den Aquifer.
Spezielle Herstellungsverfahren sind das Ranney-Verfahren, Fehlmann-Verfahren und das PREUSSAG-Verfahren (s.
Abbildung 4).
Ranney-Verfahren
Ausgehend von einem Betonschacht, der bis zu einigen Metern in den Aquifer (Wasserträger) hinein senkrecht abgeteuft
ist, wird beim Ranney-Verfahren ein geschlitztes, starkwandiges, geschweißtes Stahlrohr horizontal in den Aquifer getrie-
ben (s. Abbildung 4). Damit ist das Filterrohr gleichzeitig Schutzrohr, eine Kiesschüttung um den Filter entfällt. Infolge der
starken Wandung des Rohres sind hierbei nur grobe Schlitzweiten möglich, die schnell zu Sandführungen im Brunnen
führen bzw. die den Einsatz des Verfahrens nur in ungleichförmigem groben Sand oder Kies erlauben. Ein weiterer Nach-
teil ist, dass infolge des unkontrollierten Vortriebs die Vortriebsspitze je nach Bodenart die Tendenz hat, nach oben aus-
zuweichen.

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16
Fehlmann-Verfahren
Eine Verbesserung dieser Technik stellt das von dem Schweizer Unternehmer Fehlmann entwickelte Fehlmann-Verfahren
dar (s. Abbildung 4). Hierbei wird vom Schacht aus zunächst ein Bohrrohr/Schutzrohr vorgetrieben. Danach werden Spül-
und Fördergestänge ausgebaut und Filter- und Vollrohre zentrisch in die Bohrung (im Schutz des Bohrrohres) eingebaut.
Nach dem Ausbau mit dem Vollrohr-/Filterrohrstrang wird der Bohrkopf von den Mantelrohren angestoßen/abgezogen und
verbleibt im Boden. Die Bohrrohre werden nun nach und nach gezogen.
PREUSSAG-Kiesmantel-Verfahren
Eine Verbesserung des Fehlmann-Verfahrens wurde in den 1950er Jahren durch die Entwicklung des Preussag-
Kiesmantelbrunnens erzielt (s. Abbildung 4). Dieser erlaubt, bei im Wesentlichen gleicher Vortriebsart wie beim Fehlmann-
Verfahren, den Einbau einer auf den anstehenden Boden und den eingesetzten Filter abgestimmten künstlichen Kies-
schüttung. Der Vorteil dieser Technologie ist, dass mit größeren Bohrdurchmessern gearbeitet und im Ringraum zwischen
Bohrrohr und Filterrohr eine abgestimmte Kiesschüttung eingebaut werden kann. So wird das Fassungsvermögen des
Brunnens erhöht, eine größere Sicherheit gegen Sandführung und Verockerungstendenzen im späteren Betrieb erzielt.
Ranney-Verfahren (Filterrohr = Bohrrohr)
Fehlmann-Verfahren
PREUSSAG-Kiesmantel-Verfahren
Abbildung 4: Herstellungsverfahren Horizontalfilterbrunnen [BRE 2007]
Im Gegensatz zu einer Vertikalfilterbrunnenreihe zeichnen sich Horizontalfilterbrunnen u. a. durch folgende Vorteile aus:
die ganze Wasserfassung des Horizontalfilterbrunnens ist in einer großen betrieblichen Einheit zusammengefasst
und benötigt einen geringeren Platzbedarf,
sind besonders für die Nutzung von geringmächtigen und sehr ergiebigen Grundwasserleitern geeignet,
vermeiden eines übermäßigen Sauerstoffeintrag,
weisen eine vergleichsweise lange Lebensdauer infolge großer Brunnenmantelfläche bzw. geringer kritischer Fil-
tereintrittsgeschwindigkeit auf und

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17
können durch weitere Filterstränge oder Ersatzstränge im gleichen Brunnen erweitert werden [DVGW 2008].
Tabelle 1:
Vergleich Vertikalfilterbrunnen – Horizontalfilterbrunnen
Vertikalfilterbrunnen
Horizontalfilterbrunnen
Schematische Darstellung eines Vertikalfilterbrunnens
[HOU 2012]
a) „nasser Schacht“
b) „trockener Schacht“
Schematische Darstellung eines Horizontalfilterbrun-
nens [HOU 2012]
große Anzahl von Betriebspunkten für vergleichbare
Förderleistung
kleine Anzahl von Betriebspunkten für vergleichbare
Förderleistung
steile Absenktrichter
flacher Absenktrichter
trockenfallen der Filter möglich
Filter sind immer im Grundwasserbereich
Brunnenmantelfläche durch Aquifer begrenzt
Brunnenmantelfläche kann frei ausgelegt werden
ganze Mächtigkeit des Aquifer nutzbar
ganze Mächtigkeit des Aquifer nicht nutzbar, wenn z.B.
Tonbänder eingeschaltet sind
für Standorte mit großen Grundwasserleitermächtig-
keiten und Tiefen
wirtschaftliche Nutzung von geringmächtigen, sehr
ergiebigen Grundwasserleitern
Verockerungsgefahr bei Belüftung,
schnellere Alterung gegenüber Horizontalfilterbrunnen
lange Lebensdauer infolge der geringen kritischen Fil-
tereintrittsgeschwindigkeit, die Vermeidung eines
übermäßigen Sauerstoffeintrags und eine geringe Ve-
rockerungsanfälligkeit,
langsamere Alterung gegenüber Vertikalfilterbrunnen
Errichtung und Kosten einer Reihe von Vertikalfilter-
brunnen gegenüber einem Horizontalfilterbrunnen
günstiger, Aber: höhere Betriebskosten (Brunnenrege-
nerierung, Reinigung Unterwasserpumpe, Energie)
Verglichen mit einer Reihe von Vertikalfilterbrunnen
gleicher Förderleistung ist die Errichtung eines Horizon-
talfilterbrunnens auf Grund des schwierigen Ausbaues
teurer. Aber: geringere Betriebskosten im Vergleich zu
Vertikalfilterbrunnen (<20%)
2.1.3.3 Vakuumbrunnen
Der Einsatz von Vakuum-Flachbrunnen bzw. Vakuum-Tiefbrunnen ist besonders bei gering durchlässigen Böden mit
Durchlässigkeitsbeiwerten von k = 1*10
-5
m/s bis 1*10
-7
m/s zur Förderung von z. B. belasteten Wasser geeignet. Die
Herstellung erfolgt in Abhängigkeit von den geologischen Verhältnissen, den Bohrdurchmesser und der Tiefe mittels Tro-
ckenbohrverfahren oder Spülbohrverfahren. Die Bohrung kann mit einem Durchmesser von 324 bis 700 mm und einer

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18
Tiefe von bis zu 50 m ausgeführt werden. Der Brunnen wird mit einem Filterstrang ausgebaut und der Ringraum mit
Filterkies verfüllt welcher nach oben zusätzlich mit einer Tonsperre abgedichtet wird. Zur Förderung des Grundwassers
kann eine mehrstufige Unterwasserpumpe verwendet werden. Mit der Pumpe kann das Grundwasser auf die gewünschte
Tiefe abgesenkt und das Wasser z. B. in einen offenen Graben zur Ableitung in eine Wasserbehandlungsanlage oder in
einen Tagebaurestsee abgegeben werden.
Bei einem Vakuum-Tiefbrunnen wird zusätzlich über eine Vakuumleitung im Brunnen ein Unterdruck von 0,5 bis zu 0,9 bar
aufgebaut [PRI 2011]. Durch den Unterdruck können Böden mit einem geringen Durchlässigkeitsbeiwert schneller und
weiträumig besser entwässert sowie gleichzeitig der anstehende Boden stabilisiert werden.
Zur Grundwasserabsenkung im Bereich von Fließgewässern bieten sich flussnahe Grundwasserfassungen mit Trassen-
längen von etwa 500 bis 2.500 m und mittleren Tiefen von ca. 2 bis 15 m Tiefe an. Die Reichweite der Grundwasserab-
senkung hängt maßgeblich vom Aufbau des Untergrundes und dessen Durchlässigkeit ab.
2.1.3.4 Entwässerungsquerriegel/ Tiefendrainage, Drain-and-Gate-System
Entwässerungsquerriegel können zusätzlich zur Grundwasserabsenkung im Grundwasseranstrom eingesetzt werden. In
der Ausführung handelt es sich um tiefe mit Drainagematerial verfüllte Gräben, welche u. a. auch mit Drainageleitungen
versehen werden können. Die Wassersammlung und -hebung erfolgt über zentrale Schächte mit Pumpen.
Als ein Passives Verfahren wird für die Grundwassersanierung u. a. das Drain-and-Gate-System eingesetzt [LFUG 2007].
Dabei wird der Grundwasseranstrom über eine hochdurchlässige Drainage den Durchlässen, sog. Gates, unter Ausnut-
zung des hydraulischen Gradienten geleitet (vgl. Abbildung 5). Insbesondere eignen sich diese Drainagesysteme auch für
Geringleiter zur Fassung des kontaminierten Grundwasserabstroms (hydraulische Senke). Das Drainagesystem besteht
aus einem mit hochdurchlässigem Kies verfüllten Graben, welcher senkrecht zur Grundwasserfließrichtung verläuft. An der
Basis des Grabens kann zusätzlich ein Drainagerohr verlegt werden, über welches das kontaminierte Wasser einem
Schacht bzw. Gate zur Abreinigung zugeführt wird. Beim Durchströmen der mit reaktivem durchlässigem Material gefüllten
Gates können Schadstoffe abgebaut, absorbiert oder ausgefällt werden [LFUG 2007]. Das behandelte Grundwasser kann
anschließend z. B. in die Vorflut abgeführt werden. Die Füllmaterialien der Gates können entsprechend des zu behandeln-
den Wassers eingesetzt und auch ausgetauscht werden.
Abbildung 5: Prinzipdarstellung Drain-and-Gate-System [LFUG 2007]

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19
2.1.4
Technologievergleich
Im Folgenden werden die Vor- und Nachteile sowie Einsatzgrenzen der o. g. Maßnahmen gegenübergestellt.
2.1.4.1 Grundwasserabsenkung durch Vertikalfilterbrunnengalerien
Die Grundwasserabsenkung im Bereich der Vorfluter kann im Anstrom durch Brunnenriegel erfolgen. Das je Brunnen
gehobene Grundwasser wird über eine Sammelleitung gefasst und abgeleitet.
Vorteile:
Nachteile:
-
geringe Flächeninanspruchnahme der Einzel-
brunnen der Brunnentrasse, Wasserableitung
zur Wasserbehandlung, über Sammler, ggf.
Pumpschächte durch offene Gräben oder
Rohrleitungen
-
technisch unproblematisch realisierbar
-
ganze Aquifer-Mächtigkeit nutzbar
-
erfolgreicher Einsatz bei der Entwässerung
von Tagebauen
-
hohe Unterhaltungskosten durch Stromver-
brauch der Pumpen, mehrjährige Überprü-
fung der Brunnen (Funktionstüchtigkeit, Pum-
pen, Filter), ggf. Neuerrichtung von Brunnen
-
hohe Ansprüche an das Material für den
Brunnenausbau und Pumpe gegenüber sau-
ren Grundwassers (geringer pH-Wert)
2.1.4.2 Grundwasserabsenkung durch Horizontalfilterbrunnen im Grundwasseranstrom
Vorteile:
Nachteile:
-
geringe Flächeninanspruchnahme gegenüber
einer Vertikalfilterbrunnenreihe, Wasserablei-
tung über offene Gräben bzw. Rohrleitungen
zur Wasserbehandlung
-
Grundwassergewinnung und Wasserförde-
rung befinden sich an einem einzigen Ort,
dadurch Vereinfachung der Betriebsführung,
Wartung, Kontrolle und Unterhaltung der An-
lage und Kosteneinsparung
-
unkomplizierte
technische
Realisierbarkeit
(Voraussetzung geologische/ hydrogeologi-
sche Vorerkundung)
-
Zurückhaltung
von
oberflächennahem
Grundwasser, z. B. im Bereich von angren-
zenden Kippen und Halden am Vorfluter
-
Verockerungs- und Alterserscheinung setzen
erfahrungsgemäß später ein als bei Vertikalfil-
terbrunnen
-
Einsatz nur für geringmächtige Grundwasser-
leiter
-
Waagerechte Fassungsstränge können unter
Umständen Grundwassergewinnung nicht voll
nutzen, wenn die ganze Mächtigkeit der was-
serführenden Schicht z. B. durch Tonbänder
getrennt wird, hier wäre ein Vertikalbrunnen
besser geeignet
-
Unterhaltungskosten durch Stromverbrauch
der Pumpen, mehrjährige periodische Über-
prüfung der Pumpen, ggf. Austausch von de-
fekten Pumpen
-
hohe Materialgüte Anforderung, Pumpen
müssen für den Einsatz in sauren Medien
ausgelegt sein

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20
2.1.4.3 Lokale Grundwasserabsenkung durch flache Schachtbrunnen im Grundwasseranstrom
Vorteile:
Nachteile:
-
geringe Flächeninanspruchnahme der einzel-
nen Brunnen, Wasserableitung über offene
Gräben bzw. Rohrleitungen zur Wasserbe-
handlung
-
unkomplizierte
technische
Realisierbarkeit
(Voraussetzung geologische/ hydrogeologi-
sche Vorerkundung)
-
Zurückhaltung
von
oberflächennahem
Grundwasser, z. B. im Bereich von angren-
zenden Kippen und Halden am Vorfluter
-
Einsatz nur für geringe Flurabstände
-
hohe Unterhaltungskosten durch Stromver-
brauch der Pumpen, mehrjährige Überprü-
fung der Pumpen, ggf. Austausch von defek-
ten Pumpen
-
hohe Materialgüte Anforderung, Pumpen
müssen für den Einsatz in sauren Medien
ausgelegt sein
2.1.4.4 Grundwasserabsenkung durch Entwässerungsquerriegel / Drain-and-Gate-System im Grund-
wasseranstrom
Vorteile:
Nachteile:
-
geringe
Flächeninanspruchnahme
der
Schächte
-
gute technische Realisierbarkeit (Vorausset-
zung geologische/ hydrogeologische Vorer-
kundung)
-
Grundwasserhebung erfolgt über zentrale
Schächte und nicht über viele Einzelbrunnen,
damit deutliche Senkung der anfallenden Fol-
gekosten
-
geringer Energieverbrauch
-
Drain-and-Gate-System: Maßnahme findet di-
rekt im Untergrund des kontaminierten GWL
statt, dadurch ist meist eine Wasserbehand-
lungsanlage nicht notwendig
-
Einsatz nur in unbebauten Bereichen, vorran-
gig im Grundwasseranstrom möglich
-
hohe Unterhaltungskosten durch Stromver-
brauch der Pumpen, mehrjährige Überprü-
fung der Pumpen, ggf. Austausch von defek-
ten Pumpen
-
hohe Materialgüte Anforderung, Pumpen
müssen für den Einsatz in sauren Medien
ausgelegt sein
-
Drain-and-Gate-System: hohe Investitions-
kosten, umfangreicher Eingriff durch Tief-
baumaßnahmen in den Untergrund, aus-
schließlich nur für Standorte mit geringem
Flurabstand geeignet
Fazit:
Durch den Bau von Brunnenriegeln/ Wasserhaltungssystemen kann der Eintrag von belastetem Grundwasser in den Vor-
fluter verhindert bzw. gemindert werden. Der Bau der Anlage zur Fassung des Grundwassers ist sowohl in unbebauten
Gebieten als auch innerhalb von Siedlungsflächen realisierbar. Mit der errichteten Anlage ist es technisch möglich, den
Grundwasserflurabstand auf ein gewisses Niveau abzusenken bzw. einzustellen. Durch Kombination der o. g. Brunnenar-
ten und, wenn technisch ausführbar, der Grundwasservorabsenkung durch den Bau von offenen Gräben bzw. Sickerrohr-
leitungen im Anstrombereich kann die Maßnahme optimiert werden. Zusätzlich ist der Bau eines Sammlersystems erfor-
derlich, durch welches das gefasste Wasser zur Wasserbehandlung abgeführt, dort aufbereitet und anschließend dem
Vorfluter wieder zugeführt wird.
Ein erheblicher Nachteil dieser Anlagen ist die hohe Anzahl der zu errichtenden Brunnen und vor allem die sehr hohen
laufenden Folgekosten zum Betreiben dieser Anlagen.

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21
2.1.5
Einsatz einer Dichtwand zur Verringerung der Grundwasseranströme zum Vorfluter
Dichtwände haben u. a. die Aufgabe den Untergrund gegenüber Ein- bzw. Austritt von grundwassergefährdenden Stoffen
abzudichten und somit beim Einsatz von Förderbrunnen eine weitreichende Grundwasserabsenkung zu vermeiden bzw.
die zu fördernde Wassermenge gering zu halten [PRI 2011]. Das Prinzip besteht darin vertikale Dichtwände bis in einen
Grundwasserstauer einzubinden. Für Langzeitmaßnahmen werden in Abhängigkeit von der Tiefe bevorzugt Dichtwände
nach dem Schlitzwandverfahren (Dichtwand: 0,4-1,0 m breit, max. 100-170 m tief) oder Hochdruck-Düsenstrahlwände
(Dichtwand: 0,4-2,5 m breit, max. 20-50 m tief) hergestellt [PRI 2011]. Als Dichtungsmaterial kommen als Baustoffe Ton
(Bentonit), Sand, Steinmehl, Flugasche, Zement und Wasser zum Einsatz. Entsprechend ihres Einsatzortes müssen
Dichtwände (Schlitzwände) Anforderungen zur Wasserdichtigkeit und auch zur chemischen Resistenz gegen aggressives
Grundwasser erfüllen. Das an der Dichtwand aufsteigende Wasser kann, wenn notwendig, durch Brunnen am Rand der
Dichtwand gefasst, gesammelt und zur Wasserbehandlung abgegeben werden.
Für die Verringerung der Grundwasseranströme zum Vorfluter und zur Verbesserung der Wasserqualität können ebenfalls
in-situ-Maßnahmen aus dem Bereich der Grundwassersanierung zu Einsatz kommen. Interessant erscheinen dabei als
geeignete Maßnahmen die Dichtwand Heber Reaktor (DHR) Methode, das Funnel-and-Gate Verfahren sowie der Einsatz
von Reaktiven Wänden.
2.1.5.1 Dichtwand-Heber-Reaktor-Verfahren [MEM 2002]
Bei dem Heber-Reaktor-Verfahren (HR) wird ein vorhandenes hydraulisches Grundwassergefälle (>0,5 – 1 %) oder bei
dem Dichtwand-Heber-Reaktor-Verfahren (DHR) die durch eine Dichtwand erzeugte Potentialdifferenz zur Förderung von
schadstoffbeeinflussten Grundwasser nach dem sog. Heberprinzip genutzt (s. Abbildung 6). Die Reinigung des kontami-
nierten Grundwassers erfolgt je nach Schadstoffart und -menge in verschiedenen, oberirdisch angeordneten und in das
Hebersystem integrierten Reaktoren. Nach der Behandlung kann das gereinigte Grundwasser in den nicht kontaminierten
Grundwasserleiter oder in einen Vorfluter abgeschlagen werden. Durch die mögliche freie Anordnung von verschiedenen
Reaktoren ist das DHR-Verfahren zur Behandlung von vielen Schadstoffen geeignet. Den limitierenden Faktor des Verfah-
rens mittels Heberprinzip stellt der max. Flurabstand von 8 m dar.

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22
HR-Verfahren
DHR-Verfahren
Abbildung 6: HR- und DHR-Verfahrensprinzip [MEM 2004]

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23
Die Vor- und Nachteile einer Dichtwand sind:
Vorteile:
Nachteile:
-
Zurückhaltung bzw. Verminderung des an-
strömenden Grundwasser zum Vorfluter
-
durchgängige Dichtheit auch bis in größere
Tiefen
-
DHR-Verfahren: einfaches Prinzip, kein Ein-
satz von Pumpen, energiesparend, überwa-
chungsarm, Selbststeuerung des Systems,
geringere Baukosten z. B. gegenüber Funnel-
and-Gate-Systemen, gute Zugänglichkeit und
Überprüfbarkeit der oberirdischen Reaktoren
-
erhöhter Erkundungsaufwand,
-
Einbindung in einen flächenhaft ausgebilde-
ten Grundwasserstauerhorizont (mindestens
2 m),
-
Prüfung der notwendigen Platzverhältnisse
für die notwendige Dichtwandtrasse, zur Er-
richtung Dichtwand wird eine Trassenbreite
von 30 bis 40 m benötigt,
-
hoher Kosten- und Zeitaufwand
-
DHR-Verfahren: Anwendung des Verfahrens
ist beschränkt auf einen Grundwasserflurab-
stand von max. 8 m
Investitionsaufwand: Die spezifischen Kosten für eine im Schlitzverfahren hergestellte überlange und tiefe Dichtwand sind
unter 5 dargestellt.
Fazit
Die Errichtung von Dichtwänden im Grundwasseranstrom zu Oberflächengewässern kann erheblich dazu beitragen, einen
Großteil des beeinflussten Grundwassers zurückzuhalten. Gleichzeitig verringern sich damit auch die zu fördernden
Grundwassermengen sowie die Aufbereitungsmengen und -kosten in der Wasserbehandlung. Sie bieten eine gute Kombi-
nationsmöglichkeit mit den unter 2.2 genannten Maßnahmen zur Wasserbehandlung.
Gesamtfazit
Für die Realisierung von Maßnahmen zur Verringerung des Stoffeintrags durch bergbaulich beeinflusste Grundwässer
(z. B. Eisen, Sulfat) in Vorflutern im Zuge des Grundwasseranstiegs ist die Kombination verschiedener Verfahren erforder-
lich. Dabei müssen aber gleichzeitig die o. g. Nachteile der Maßnahmen berücksichtigt werden. Es ist besonders darauf zu
achten, dass die problemorientierte Wirkung von Grundwasserhebeanlagen zur lokalen Absenkung des Grundwassers
durch Einmalinvestitionsvorhaben nicht erreicht wird. Es fallen ständig laufende Kosten, z. B. für Strom und Wartungsar-
beiten, für den Betrieb der Anlage an, für welche die finanziellen Mittel bereitgestellt werden müssen. Eine Kombination
der Fassung von Grundwasser sowie zur Ableitung der gehobenen Grundwässer zur Wasserbehandlung und/oder zu
einem Absetzbecken/ Tagebaurestsee kann mittels einem Graben/ Grabensystem erfolgen. Als problematisch ist die Rea-
lisierung von Grabensystemen in Siedlungsbereichen zu sehen. Hier sollten oberflächennah verlegte Drainageleitungen
zum Einsatz kommen.

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24
2.2 Behandlungssysteme bergbaubelasteter Wässer/
Grundwässer
Während unter 2.1 unterschiedliche Wasserfassungssysteme und Möglichkeiten zur Reduzierung der anfallenden Was-
sermengen dargestellt worden sind, sollen unter 2.2 verschiedene Behandlungsmethoden bergbaubedingt belasteter
Wässer dargestellt werden. Dabei wird zunächst zwischen aktiven und passiven Verfahren unterschieden. Die Grenzen
sind jedoch gleitend, denn auch die unter den passiven Verfahren dargestellten verschiedenen Wetlandsysteme verfolgen
durch ihre Konstruktion und Gestaltung verschiedene Zielstellungen je nach der Art der zu behandelnden Wässer. Ähnli-
che Überschneidungen gelten für die mikrobiologischen Verfahren, die bei den verschiedenen Konstruktionen an Teilpro-
zessen beteiligt sind und dadurch zu dem gewünschten Behandlungsergebnis beitragen. So spielen sie genau so eine
Rolle bei den aeroben und anaeroben Wetlandkonstruktionen wie bei den Technologien auf der Grundlage der mikrobiel-
len Sulfatreduktion oder der Eisenoxidation. Nicht unerwähnt sollen auch die durch Pflanzen erreichbaren Ergebnisse
einer Wasserbehandlung sein, denen ebenfalls schwer eine Sonderstellung zugeordnet werden kann. [PHI 2014]
Im Mittelpunkt der dargestellten Behandlungen stehen wieder die durch den Bergbau oder seinen Folgeprozessen verän-
derten Wasserzusammensetzungen und deren Korrekturen. Das betrifft vor allem die Abtrennung von Metallkationen wie
Eisen, Zink, Mangan, Aluminium, Chrom, Nickel und den unterschiedlichen Radionukliden, von Metalloiden wie Arsen und
Selen, die Senkung des Salzgehaltes durch die Reduzierung von Sulfat und Karbonat sowie die Korrektur des pH Wertes.
Tabelle 2 zeigt die wichtigsten Kontaminationen mit Ausnahme der Radionuklide und die existierenden Behandlungsmög-
lichkeiten auf der Basis der gegenwärtigen Kenntnisse. Für das im Projekt VODAMIN behandelte Gebiet der Lausitz be-
trifft das vorzugsweise die Regulierung des pH Wertes sowie die Senkung der Eisen- und Sulfatkonzentration. Dabei wer-
den ergänzend zu den Teilprojekten TP04 und TP09 für eine Abtrennung zunächst die geeigneten Fällungsprozesse auf-
geführt, gefolgt von den Membranprozessen, den elektrochemischen Prozessen, den Sorptionsprozessen und den mögli-
chen mikrobiologischen Abtrennungsprozessen. Eine Fällung als Mineral wurde immer dann angegeben, wenn bekannte
praktizierte Verfahren vorhanden sind. Bei Sulfat wäre das die Fällung als Gips/ Anhydrit, Schwerspat, Ettringit oder als
Hydroxysulfat. Bei Mangan ist eine solche Fällung als Braunstein bekannt, während Arsen als Skorodit abgetrennt werden
kann.
Tabelle 2:
Zusammenstellung von Kontaminationen und Behandlungsmöglichkeiten für bergbaubeeinflusste
Wässer auf der Basis von Fällungsprozessen
Kontamination
Fällungsprozesse
Membran-
Elektrochemische
Sorption
Mikrobiologische
Wasserinhaltsstoff
Sulfid
Karbonat Hydroxid als Mineral
prozesse
Prozesse
Ionenaustausch
Prozesse
Fe
X
X
X
X
X
X
X
Al
X
X
X
X
X
Zn
X
X
X
X
X
X
Mn
X
X
X
X
X
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X
Cr
X
X
X
X
X
Cd
X
X
X
X
X
X
Ni
X
X
X
X
X
Ca
X
X
X
X
X
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Mg
X
X
X
X
As
X
X
X
X
X
X
SO
4
2-
X
X
X
X
X
HCO
3
-
X
X
X
X
(X)

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25
2.2.1
Passive Verfahren
Die passiven Verfahren sind in der Regel Wetlandsysteme, die künstlich gestaltete oder bereits natürlich vorhandene
Ökosysteme sind. In ihnen herrschen solche Bedingungen, die zu einer Abtrennung oder Reduzierung von unerwünschten
Wasserinhaltsstoffen führen (Natural Attenuation - NA). Dabei kann der Abtrennungsprozess durch die Zufuhr von fehlen-
den Reaktionspartnern oder durch die Art der Gestaltung so beeinflusst werden, dass die Geschwindigkeit der Abtren-
nungsprozesse beschleunigt wird. Damit existiert ein Übergang zu den aktiven Verfahren (Enhanced Natural Attenuation -
ENA). Dazu können sowohl Sauerstoff- als auch verschiedene Kohlenstoffverbindungen benutzt werden. Als eine Mög-
lichkeit zur Beschleunigung wird die Verwendung von „Slow Released Compounds“ gesehen, die Defizite bei der Versor-
gung von Wasserstoffionen, Sauerstoff und Kohlenstoff ausgleichen und dadurch zu einer Erhöhung der Abbaugeschwin-
digkeit führen sollen. Die für die Reaktion notwendige Kohlenstoffquelle kann als HRC (Hydrogen Release Compound) in
den Prozess eingeführt werden und besteht in der Regel aus einem Polylactatester, der langsam über einem langen Zeit-
raum eine Kohlenstoffquelle freisetzt. Der Name HCR resultiert aus der Vorgeschichte, da dieser Prozess ursprünglich für
die Freisetzung von Wasserstoff zur Reduzierung von chlorierten Kohlenwasserstoffen entwickelt worden ist. Wenn Sau-
erstoff notwendig ist, dann ist eine langfristige Versorgung nach OCR (Oxygen Release Compound) durch den Einsatz
bestimmter Peroxide wie MgO2 eine bekannte Maßnahme [RAP 2000].
Ebenso sind in vielen Fällen bei den in den Wetlands ablaufenden Prozessen Reaktionen von Mikroorganismen integriert.
Eine Darstellung der dabei ablaufenden Reaktionen ist unter dem Kapitel der mikrobiologischen Prozesse (2.2.2.5) zu-
sammengestellt.
Die Gestaltung der Wetlands richtet sich deshalb in erster Linie nach der Zusammensetzung des zu behandelnden Was-
sers. Danach werden die notwendigen Reaktionszonen ausgelegt. Ihre Größe richtet sich nach dem zu behandelnden
Volumenstrom und der für die Prozesse notwendigen Reaktionszeit, die für die Verweilzeit des Wassers auschlaggebend
ist. Da die abgetrennten Wasserinhaltsstoffe in dem Wetland verbleiben, sind die Länge der Betriebsdauer und die not-
wendigen Folgeprozesse für die Behandlung der Rückstände vorzusehen. Nicht behandelt werden dabei in diesem Kapitel
die Prozesse einer Wasserbehandlung durch eine Kippeninfiltration und die „Inlake“ Prozesse. Beide Varianten lassen sich
schwer ökonomisch bewerten und mit den anderen vorgestellten Verfahren vergleichen .Sie werden aber bei den ökologi-
schen Betrachtungen und Vergleichen der Folgen bei einer möglichen Anwendung berücksichtigt.
2.2.1.1 Aerobe Wetlands
Ein Beispiel für ein solches Wetland ist die Wetlandkonstruktion zum Abtrennen von Aluminium aus saurem Drainagewas-
ser des Schieferbergbaues. In Abbildung 7 ist die Konstruktion schematisch dargestellt. Das saure aluminiumhaltige Was-
ser fließt über eine Kalksteindrainage, dabei wird der pH Wert so verändert, dass Aluminiumhydroxid ausfällt, sich in dem
Absetzteich sammelt und von dort entfernt werden kann [JAN1996] [JAN 1997](Abbildung 7). Abbildung 8 zeigt ein Bild
des Wetlands.

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26
Abbildung 7: Aufbau des Wetlands zur Abtrennung von Aluminium (Foto GEOS)
Abbildung 8: Blick auf das Wetland zur Aluminium-
abtrennung (Foto GEOS)
Abbildung 9: Abtrennung von Eisen in einem
aeroben Becken mit Geotextilmat-
ten (Foto GEOS)

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27
Bei Wetlands, die aus kombinierten aeroben und anaeroben Abschnitten bestehen, werden die aeroben Zonen in der
Regel für die Oxidation von Eisen, Mangan und Arsen genutzt. Die Abtrennung aus dem Wasser kann durch Sedimentati-
on und/oder Adsorption an textilen Filtersystemen oder in einem Kies- bzw. Sandfilter erfolgen.
Abbildung 10: Zweistraßiges Wetland zur Abtrennung von Fe, Mn, As und Ra (Foto GEOS)
Die Abtrennung erfolgt nach einem Oxidationsprozess und einer Fällung des Eisens durch eine Adsorption an der Oberflä-
che von Armleuchteralgen (Characaen) und einer Speicherung im Zellinneren der Algen. [KUN 2002] ,[GLO 2003], [BMBF
2001]
2.2.1.2 Anaerobe Wetlands
Anaerobe Wetlands beruhen auf Reaktionen unter Sauerstoffmangel. In ihnen laufen deshalb reduzierende Prozesse ab.
Am besten bekannt ist dabei die partielle Sulfatreduktion zur Abtrennung von Sulfat, Eisen und Schwermetallen sowie
Arsen. Um diesen Prozess zu steuern wird eine Kohlenstoffquelle für die an den Reaktionen beteiligten Mikroorganismen
benötigt. Als Kohlenstoffquelle wurde Methanol für die sulfatreduzierenden Bakterien dosiert. [GLO 2007] In anderen Pro-
zessen wird Azetat, Glycerin oder Lactat verwendet, aber auch Kompost, Holz oder Stroh kann genutzt werden. Das Do-
sieren einer Chemikalie hat jedoch den Vorteil, den Prozess durch die Zugabe unterschiedlicher Mengen beeinflussen
bzw. steuern zu können.

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28
Abbildung 11: Anaerobe Reduktionskammer zur Abtrennung von Schwermetallen durch Sulfatreduktion [BMBF
2001] (Foto GEOS)
In vielen Fällen wird eine Kombination aus aeroben und anaeroben Zuständen zum Abtrennen von Sulfat, Eisen, Mangan,
Arsen und Radium genutzt. In Abbildung 12ist eine solche Kombination dargestellt. Die Wasseraufgabe erfolgte hinten
rechts. In dem ersten Teil fand eine Oxidation des Eisens und eine Bildung von arsen- und eisenhaltigen Flocken statt, die
durch Geotextilmatten und in einem Kiesbett im zweiten Teil abgetrennt wurden. Danach wurde das Wasser in den anae-
roben Zustand zur partiellen Sulfatreduktion versetzt und gelangte in den mit Pflanzen bewachsenen Teil. Dort fand eine
Abtrennung von Ra durch Aufnahme in die Pflanzen und Mangan als Braunstein statt. Das Wasser wurde wieder mit Sau-
erstoff angereichert und der Vorflut zugeführt. [KIß 2004]
Abbildung 12:
Wetland zur Behandlung von Bergbauwasser,
Abtrennung von Eisen, Mangan, Arsen und
Radium (Foto GEOS)
Abbildung 13: Manganbeladene Kiesel-
steine in einem Wetland
(Foto GEOS)

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29
2.2.1.3 Mechanische Verfahren
Abbildung 14: Oberflächenbelüfter in dem Wasserzu-
fluss (Westrandgraben) zu einer WBA
(Foto GEOS)
Abbildung 15: Oberflächenbelüfter in einer WBA
(Foto GEOS)
Ziel dieser Verfahren ist eine Abtrennung von Hydrogenkarbonat aus den Wässern durch eine intensive Belüftung. Das ist
ein wichtiger Schritt bei einer nachfolgenden Behandlung der Wässer mit Kalk. Er soll einen zusätzlichen Verbrauch von
Kalk zur Fällung der Karbonate vermeiden bzw. reduzieren. Gleichzeitig wird eine Senkung der Salzlast im Wasser sowie
eine Minimierung der entstehenden Schlammmenge erreicht. Dabei hat sich der Einsatz von Oberflächenbelüftern wie in
Abbildung 14 und Abbildung 15 gezeigt, bewährt [JAN 2007], [JAN 2008]. Bei kleineren Wassermengen ist ebenfalls eine
Behandlung des Wassers in einer Kaskade möglich.
2.2.2
Aktive Verfahren
In die Kategorie der aktiven Verfahren sollen die verschiedenen Fällungs- und Membrantrennprozesse, die elektrochemi-
schen und Sorptionsprozesse sowie die mikrobiologischen Verfahren eingeordnet werden. Zu den Sorptionsprozessen
werden dabei auch die Ionenaustauschsysteme gezählt. Bei dieser Darstellung ist aber auch wieder zu sehen, dass es
zwischen den einzelnen Prozessen Übergänge gibt und eine erfolgreiche Wasserbehandlung oft aus mehreren kombinier-
ten Behandlungsschritten besteht.
2.2.2.1 Fällungsverfahren
Die Fällungsverfahren haben die Abtrennung von Metallkationen sowie die Senkung der Salzlast durch eine Reduzierung
von Sulfat und Karbonat zum Ziel. Die Fällungsverfahren beruhen dabei auf der Bildung von schwerlöslichen Verbindun-
gen. Das können Oxide, Hydroxide, Karbonate oder Sulfide sein, aber auch bestimmte schwerlösliche Minerale wie
Schwerspat, Ettringit oder Schwertmannit.
Der gegenwärtig am häufigsten angewendete Prozess zur Senkung der Metallkationenkonzentration ist die Fällung mit
Kalk. Daneben sind aber auch Behandlungen mit Kreide oder Natronlauge möglich und bekannt. Die notwendigen dosier-
ten Mengen hängen von der Konzentration und Art der abzutrennenden Kationen ab.

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30
Abbildung 16: Zusammenstellung der "Mindest" pH Werte für eine Fällung wichtiger Metallkationen [SCHU 1996a]
2.2.2.1.1Fällung mit Kalk
Bei der Fällung mit Kalk werden entweder Branntkalk CaO, Kalkhydrat Ca(OH)
2
oder eine Kalkmilchsuspension dosiert.
Die bei diesen Kalktechnologien anfallenden Reaktionen können im Kern wie unter (1) dargestellt beschrieben werden.
Durch die pH Wert Verschiebung erfolgt eine Fällung der Metalle als Hydroxid. Abbildung 16 zeigt die notwendigen pH
Werte für die Fällung von einer Reihe von Kationen als Hydroxid.
3 Ca(OH)
2
(s) + 2 Fe
3+
3 Ca
2+
+ 2 Fe(OH)
3
(1)
Als Nebenreaktionen zur Fällung der vorhandenen Metallionen als Hydroxid Me(OH)
2
oder Me(OH)
3
kann dabei CaCO
3
mit dem HCO
3
-
des Wasser sowie MgCO
3
oder basisches Magnesiumkarbonat gebildet werden, wenn ein Kohlensäure-
überschuss existiert und Magnesiumionen vorhanden sind.
Ca(OH)
2
+ HCO3
-
CaCO
3
+ H
2
O + OH
-
(2)
Tabelle 3 zeigt die notwendigen Kalkmengen bei der Behandlung eines typischen Bergbauwassers, das neben den Me-
tallkationen Eisen, Aluminium und Mangan auch Karbonat enthält.

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31
Tabelle 3: Zusammenstellung von Neutralisationsäquivalenten und Kalkmengen für die Behandlung von Was-
serinhaltsstoffen
Species
Konzentration
g/m³
mol / m³
Neutralisationsäquivalente
mol / m³
Menge Ca(OH)
2
g/m³
Anteilige Mengen
Kalkhydrat [ % ]
Fe
2+
246
4,405
8,810
326,4
46,5
Fe
3+
4
0,072
0,215
8,0
1,1
Al
3+
0,48
0,018
0,053
2,0
0,3
Mn
2+
5,7
0,104
0,207
7,7
1,1
H
2
CO3
299,6
4,830
4,830
357,8
51,0
Summe reines Ca(OH)
2
701,8
100,0
Kalkhydrat technisch (75 %)
963
Aus der Tabelle wird sichtbar, dass bei einer Behandlung eines solchen Wassers mit Kalk besonders hohe Mengen durch
eine Fällung des Hydrogenkarbonats als Calcit verbraucht werden können. In diesen Fällen ist eine Abtrennung des Hyd-
rogenkarbonats vor der Kalkzugabe durch eine intensive Belüftung des Wassers zu empfehlen. Da in vielen Fällen das
Eisen als zweiwertiges Eisen in dem Wasser vorliegt, ist bei der pH Wert Einstellung zur Fällung als Hydroxid gleichzeitig
eine Belüftung zur Oxidation in den dreiwertigen Zustand erforderlich. Das ist deshalb notwendig, weil Fe
3+
bereits ab
einem pH Wert von 4-5 als Hydroxid beginnt auszufallen, während Fe(OH)
2
erst bei pH Werten im alkalischen ab ca. 8
ausfällt. Abbildung 17 zeigt das Prozessschema der Wasserbehandlung mit einer vorhergehenden HCO
3
-
Abtrennung
durch Begasung und einer partiellen Schlammrückführung zur Bildung von stabilen größeren Schlammflocken. Dadurch
sollen die Sedimentationsgeschwindigkeit und der Trockensubstanzgehalt des Schlammes erhöht werden.
Abbildung 17: Prozessschema der Kalkbehandlung mit vorhergehender HCO3- Abtrennung

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32
2.2.2.1.2 Fällung von Mangan
Mangan existiert in der Regel in den Bergbauwässern im zweiwertigen Zustand durch die Entstehung und Bildung der
Wässer unter reduktiven Bedingungen. Zur Fällung von Mangan ist eine Oxidation des zweiwertigen Mangans in den
vierwertigen Zustand notwendig. Dabei fällt das Mangan durch die anschließende Bildung von Braunstein MnO
2
aus.
2 Mn
2+
+ O
2
+ 2 H
2
O
2 MnO
2
+ 4 H
+
(3)
Die Oxidation kann dabei auf chemischem Wege bei pH Werten im alkalischen Bereich oder durch Mikroorganismen im
pH Bereich 5 – 7 stattfinden. In Abbildung 13 sind die dabei in einem Wetland entstehenden manganüberzogenen Kiesel-
steine ersichtlich. In der Regel werden für die Manganabtrennung kontinuierlich durchflossene regenerierbare Sandfilter
verwendet, in denen sich auf der Oberfläche der Sandpartikel ein Biofilm ausbildet, der diese Manganoxidation auslöst
[CZE 1995], [MOU 1992].
2.2.2.1.3 Fällung von Arsen
Die Abtrennung von Arsen über einen Fällungsprozess kann entweder durch die Bildung eines Arsensulfides als Sekun-
därreaktion eines Sulfatreduktionsprozesses oder als Skorodit, einem Eisen-Arsenhaltigen Mineral der Zusammensetzung
Fe
3+
[AsO
4
] • 2H
2
O erfolgen.
2.2.2.1.4 Fällung von Eisen als Hydroxisulfat
Eine Besonderheit ist die Fällung von Eisen als Hydroxisulfat z. B. als Schwertmannit (siehe auch Kapitel 2.2.2). Diese
Fällung ist in einem sauren pH Bereich von 2,7 – 3,3 in Gegenwart von Sulfationen möglich, wenn die Eisenionen in einem
dreiwertigen Zustand existieren. Das ist bei Bergbauwässern in der Regel fast immer dann der Fall, wenn durch einen
mikrobiellen Prozess im sauren pH Bereich zweiwertiges Eisen zu dreiwertigem oxidiert wird. Eine solche Fällung ist eben-
falls möglich, wenn die Oxidation auf chemischem Wege erreicht wird. Der mikrobielle Prozess ist unter den mikrobiellen
Reaktionen dargestellt.
2.2.2.1.5 Sulfatabtrennung
Die Recherche der chemischen Prozesse für eine Sulfatabtrennung zeigt, dass nach den gegenwärtig bekannten vorlie-
genden Kenntnissen im Mittelpunkt der Behandlungen Fällungsprozesse mit Kalziumsalzen sowie mit Barium- und mit
Aluminiumsalzen stehen. [LOR 2003]. Die dabei erreichbaren Endkonzentrationen sind unter anderem von der Konzentra-
tion an begleitenden Na
+
und Cl
-
Ionen abhängig. [SCHU 1996 a, b]
Sulfatabtrennung durch Fällungen mit Kalziumionen
In den meisten Fällen korreliert eine hohe Eisenkonzentration mit einer hohen Sulfatkonzentration. Das ist auf die Entste-
hungsgeschichte der Ionen zurückzuführen. Wenn die Sulfatkonzentrationen das Löslichkeitsprodukt mit dem Fällungsa-
gens in einem Fällungsprozess übersteigt, ist eine Ausfällung zu erwarten. Da in der Regel dieser Fällungsprozess mit
einer Abtrennung von Eisen und anderen Metallionen verbunden ist, sollen die Sulfatabtrennungsprozesse dargestellt und
ihre Anwendbarkeit analysiert werden.

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33
Die Sulfatabtrennung durch eine Fällung mit Kalziumionen beruht auf der Bildung von schwerlöslichem Kalziumsulfat.
Dabei werden die Kalziumionen entweder als Kalziumhydroxid durch gelöschten oder ungelöschten Kalk in fester oder
flüssiger Form zugegeben oder durch Kalziumkarbonat (Kalkstein) zugesetzt.
Ca(OH)
2
(s) + H
2
SO
4
CaSO
4
.
2H
2
O (s)
(4)
CaCO
3
(s) + H
2
SO
4
+ H
2
O
CaSO
4
.
2H
2
O (s) + CO
2
(g)
(5)
Die auf diese Weise erreichbare Konzentration von Sulfat ist von der Löslichkeit der gebildeten Gipskristalle abhängig und
liegt in Abhängigkeit von der Wasserzusammensetzung und den pH Werten zwischen 1500 und > 2000 mg/L. Dabei füh-
ren besonders Mg und Na Ionen zu einer höheren Löslichkeit und damit zu höheren Restsulfatwerten.
Geringere Sulfatkonzentrationen können deshalb durch eine kombinierte Kalk - Kalksteinbehandlung erreicht werden [GEL
2001]. Dabei erfolgt zuerst eine Behandlung des sauren Wassers mit Kalkstein um den pH Wert des Wassers zu neutrali-
sieren und Gips zu fällen sowie CO
2
zu produzieren. In einem anschließenden Behandlungsschritt wird der pH Wert mit
Kalk bis auf pH 12 angehoben und das vorhandene Magnesium als Mg(OH)
2
gefällt. Das führt zu einer Steigerung der
Gipsfällung sowie zu einer verbesserten Kristallisation. Gleichzeitig werden vorher fast alle Schwermetalle durch diese pH
Wert Anhebung gefällt. Der pH Wert wird anschließend in einem dritten Schritt durch die Zugabe von CO
2
und die Fällung
des überschüssigen Kalks als Kalziumkarbonat wieder neutralisiert. Das benötigte CO
2
wird dabei in der ersten Prozess-
stufe gewonnen und das gebildete Kalziumkarbonat wieder in die erste Prozessstufe zurückgeführt. Der gebildete Kalk-
schlamm ist durch die weitgehende vorherige Abtrennung aller Schwermetalle in der zweiten Prozessstufe relativ sauber.
Auf diese Weise kann der Sulfatgehalt bis auf ca. 1200 mg/L gesenkt werden. Die schematische Darstellung des Kalk-
stein/ Kalk Behandlungsprozesses ist in der Abbildung 18 gezeigt.
Abbildung 18: Schematische Darstellung des Kalksteins - Kalk Wasserbehandlungsprozesses

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34
Eine Besonderheit hinsichtlich der Prozessführung ist der HDS Prozess. Dabei wird der gebildete Gipsschlamm in den
Reaktionsraum zurückgeführt, um bei der weiteren Fällung von Gips und der Bildung der Gipskristalle als Kristallisations-
keim zu wirken. Dadurch werden kristallinere Schlämme mit einer höheren Dichte erreicht.
Sulfatabtrennung durch Fällungen mit Bariumionen
Bariumsulfat ist in Wasser äußerst gering löslich. Die Löslichkeit in reinem Wasser beträgt bei 18°C nur 2,3 mg/L. Da die
Löslichkeit von Bariumchlorid mit 375 g/L, Bariumhydroxid mit 34,8 g/L und Bariumkarbonat mit16,2 mg/L bedeutend hö-
her als die Löslichkeit des Bariumsulfates sind und Bariumsulfid im Wasser sogar hydrolisiert, eignen sich fast alle Bari-
umsalze hervorragend für die Abtrennung von Sulfat. Für einen solchen Fällungsprozess werden deshalb bevorzugt Bari-
umkarbonat, Bariumhydroxid oder Bariumsulfid verwendet.
BaCO
3
(s) + H
2
SO
4
+ H
2
O
BaSO
4
(s) + H
2
CO
3
(g)
(6)
Ba(OH)
2
(s) + H
2
SO
4
BaSO
4
(s) + 2H
2
O
(7)
BaS(s) + H
2
SO
4
BaSO
4
(s) + H
2
S(g)
(8)
Bariumhydroxid und Bariumsulfid sind über einen weiten pH Bereich geeignet. Dagegen ist Bariumkarbonat vorwiegend
unter neutralen und alkalischen Bedienungen verwendbar, während es unter stark sauren Bedingungen weniger gut ge-
eignet ist.
Die Anwendung der Bariumsalze für die Fällungen wird in der Regel von den Kosten bestimmt. Bariumsalze sind relativ
teuer. Deshalb wird zum Teil versucht, das gewonnene Bariumsulfat thermisch zu reduzieren und zur Prozesskostensen-
kung wieder zu rezyklisieren oder für die Gewinnung von reinem Schwefel zu nutzen.
BaSO
4
(s) + C (S)
BaS(s) + 2CO
2
(g)
(9)
Tabelle 4: Zusammenstellung von Daten für den Kalk und Kalk / Kalksteinprozess
Prozess
Kalk
Kalkstein/Kalk
Vorbehandlung
nein
nein
Zusammensetzung
-
Zulaufwasser
Fe > 3 mg/l ,SO
4
> 2000 mg/l
Fe > 3 mg/l, SO
4
> 2000 mg/l
-
Ablaufwasser
Fe < 3 mg/l,
Fe < 3 mg/l, SO
4
min: 1219 mg/l
Rückstände
Fe(OH)
3
–Schlamm, Schwermetall-
schlamm, Gips
Fe(OH)3 –Schlamm
Schwermetallschlamm
Gips, Größere Schlammenge
Vorteile
robustes störungsarmes erprobtes
Verfahren, Schwermetalle werden
neben Eisen gefällt,
Neben Schwermetallen werden Spu-
renmetalle Mg und Karbonat abge-
trennt, Sulfatkonzentration durch Gips-
löslichkeit bestimmt und minimiert, Ca
Gehalt im Wasser durch Kalzitbildung
minimiert

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35
Prozess
Kalk
Kalkstein/Kalk
Nachteile
bei hohen HCO3- Konzentrationen
hoher Kalkverbrauch durch Kalzitbil-
dung
Wenig angewendet, viel Schlamm, nur
für saure Wässer geeignet
Optimierungsmöglichkeiten
HCO
3
-
Abtrennung durch Belüftung vor
Kalkzugabe
Erhöhung der Schlammdichte durch
Schlammrückführung (HDS)
Die Verwendung von Bariumsulfid zur Wasserbehandlung ist in der Abbildung 19 dargestellt. Das saure sulfathaltige Was-
ser wird mit Bariumsulfid versetzt. Um den pH Wert konstant zu halten, wird CO
2
in den Reaktor eingetragen. Das gebilde-
te Bariumsulfat wird aus dem Reaktor abgezogen und das Sulfat wieder zu Sulfid umgewandelt. Das Wasser wird in einer
zweiten Stufe mit Luft gestrippt um das enthaltene H
2
S auszutreiben. Aus dem H
2
S kann dann Schwefel gewonnen wer-
den. Nach dem Stripp Prozess wird das Wasser wieder mit Kalk behandelt, um einmal den pH Wert einzustellen und zum
anderen die enthaltenen Schwermetalle abzutrennen.
Abbildung 19: Schematische Darstellung eines Bariumsulfid Behandlungsprozesses zur Sulfatentfernung
Zur Charakterisierung und Bewertung eines solchen Bergbauwasserbehandlungsprozesses mit Bariumsalzen wurde ein
mehrstufiger Prozess analysiert. [HLA 2007]
Um den Sulfatgehalt unter die Konzentrationen der Gipslöslichkeitsgrenze zu senken und den Kalziumgehalt ebenfalls zu
minimieren, wurde in einem weiteren Prozess eine Fällung mit BaCO
3
vorgeschlagen. Magnesium stört den Fällungspro-
zess immer dann, wenn es als Magnesiumsulfat vorhanden ist. Deshalb wurden in einer ersten Stufe Magnesium und die
Schwermetalle mit Kalk gefällt. Anschließend erfolgt die Abtrennung des Sulfats als Bariumsulfat mit Bariumkarbonat.
Gleichzeitig fällt das Kalzium als Kalziumkarbonat aus. Die Schlämme werden abgetrennt und das BaCO
3
sowie das CaO

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36
werden durch einen thermischen Prozess zurückgewonnen. Dazu wird die Mischung aus BaSO
4
und CaCO
3
bei ca.
1050 °C mit Kohlenstoff behandelt und das Sulfat zu Sulfid reduziert.
Aus dem CaCO
3
wird dadurch wieder das CaO unter Freisetzung von CO
2
gewonnen. BaS wird in Wasser aufgelöst.
Durch Strippen mit CO
2
wird das Sulfid ausgetrieben und BaS in BaCO
3
umgewandelt. Das ausgetriebene Sulfid wird in
einer Zinklösung gefangen und durch Zitrat (Pipco-Prozess) zu elementarem Schwefel umgewandelt. Der Prozess wurde
allerdings nur im Labormaßstab erprobt.
In der Tabelle 5 sind die Werte der Zusammensetzung des Wassers nach den einzelnen Behandlungsstufen und für das
Rohwasser angegeben. Abbildung 20 zeigt den gesamten Prozess mit den Stufen 1 „Kalkbehandlung“, 2 „Sulfatentfer-
nung“, 3 „BaCO
3
– Rückgewinnung“ und 4 „Schwefelgewinnung“.
Tabelle 5 :
Zusammensetzung des Wassers vor und nach den Behandlungsstufen [HLA 2007]

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37
Abbildung 20: Schematische Darstellung der Wasserbehandlungstechnologie mit BaCO3 [HLA 2007]
Aus den angegebenen Daten für eine Amortisation in 10 Jahren kann auf eine zugrunde gelegte behandelte Wassermen-
ge von ca. 500 m³/h geschlossen werden. In den Datenblättern werden jedoch 800 m³/h angegeben. ( 20 ML/d)
Eine wesentliche Einschränkung für die Anwendung dieser Fällungsprozesse mit Barium resultiert aus den Umweltaufla-
gen. Da Bariumverbindungen sehr toxisch sind, ist ihre Verwendung für die Wasserbehandlung sehr problematisch.

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38
Tabelle 6: Daten der Wasserbehandlung mit BaS
Prozess
BaS
BaS / BaCO3
Prozessinformation
Vorbehandlung
nein
Mg und Schwermetallabtrennung
notwendig
Zusammensetzung
-
Zulaufwasser
SO4: 27500 mg/l
SO4: 2270 mg/l
-
Ablaufwasser
SO4 119 mg/l
SO4: 200 mg/l
Rückstände
Sulfidschlamm
S ° und Schwermetallschlamm
Vorteile
geringe Konzentrationen von Sulfat,
Rückgewinnung von teurem BaS
geringe Konzentrationen von Sulfat,
Rückgewinnung von teurem BaS
Nachteile
geringe Spurensalzentfernung, Pro-
duktion von Schlamm
geringe Spurensalzentfernung, Pro-
duktion von Schlamm, mehrstufiger
Prozess
Optimierungsmöglichkeiten
Recycling von Schlamm
Keine Informationen
2.2.2.1.6 Sulfatabtrennung durch Fällungen mit Aluminium und Kalziumionen
Grundlagen
Eine weitere Möglichkeit zur Sulfatentfernung besteht durch die Fällung des Sulfates zusammen mit Kalzium und Alumini-
um als Ettringit bei hohen pH-Werten:
6Ca
2+
+ 2Al(OH)
3
(s) + 3SO
42-
+37 H
2
O
3CaO 3CaSO
4
Al
2
O
3
31H
2
O + 6H
3
O
+
(10)
In einigen Fällen wird die Zusammensetzung des Ettringits auch mit 32 Mol Wasser angegeben [SCHU 1992]. Die Sen-
kung des Sulfatgehaltes durch die Ettringitbildung kann bis auf unter 50 mg/L erfolgen. Die Fällung von Ettringit findet in
einem pH-Wertebereich zwischen 11,6 und 12,0 statt. Dabei wird neben dem Sulfat auch das Kalzium entfernt. Dieses
Verfahren ist vor allem darauf orientiert, die Konzentrationen des Sulfates nach der Gipsfällung noch weiter zu senken.
Wenn keine ausreichende Konzentration an Kalziumionen vorhanden ist, wird die Fällung mit einem Kalziumaluminat
notwendig.
Die Ettringitbildung durch die Zugabe des Kalziumaluminates besteht aus einem mehrstufigen Prozess. Zuerst wird Gips
gebildet, anschließend das metastabile Monosulfoaluminat (Gleichung 12), welches sich im alkalischen pH-Gebiet durch
einen weiteren Einbau von Gips zum stabilen Trisulfoaluminat umwandelt [SCHU 1992].
H
2
SO
4
+ Ca(OH)
2
CaSO
4
+ 2 H
2
O
(11)
3 CaO Al
2
O
3
12H
2
O + CaSO
4
3 CaO Al
2
O
3
CaSO
4
12H
2
O
(12)
(metastabil)
3 CaO Al
2
O
3
12H
2
O + 3 CaSO
4
2H
2
O + 14 H
2
O
3CaO 3CaSO
4
Al
2
O
3
32H
2
O
(13)
(Trisulfoaluminat / Ettringit)

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39
Die auf diese Weise erreichbaren Sulfatkonzentrationen liegen in einem Bereich < 200 mg/L. Der Prozess der Ettringitbil-
dung wird durch die Anwesenheit von Na
+
Ionen gestört. Bei höheren Konzentrationen wird die Ettringitbildung verzögert
oder sogar unterbunden. Ebenso führen Fluoridionen zu einer Störung, da sie an Stelle von Kalziumsulfat als Kalziumfluo-
rid in das Mineral eingebaut werden und Fluorettringit entsteht. Die Fluoridkonzentration wird dabei bis auf ca. 3 mg/L
gesenkt und liegt somit noch unter der Löslichkeit des Kalziumfluorides.
Prozesse
Die Verfahren der Sulfatentfernung über eine Ettringitbildung sind als SAVMIN-Verfahren [SMI 1999] und als CESR (
C
ost
E
ffective
S
ulphate
R
emovel) oder Walhalla-Prozess bekannt [SCHU 1996b].
Die Grundschritte des SAVMIN-Prozesses bestehen aus einer Anhebung des pH-Wertes mit Kalk bis auf einen pH-Wert
von 12. Dabei werden die gelösten Schwermetalle und Magnesium gefällt. Anschließend werden in diese Lösung Gipskris-
talle als Kristallisationskeime eingetragen, um eine Gipsbildung zu initiieren. Ein Teil des gebildeten Gipses wird zurückge-
führt, um wieder als Kristrallisationskeim zu wirken. In der dritten Stufe wird dem noch an Gips übersättigtem Wasser Alu-
miniumhydroxid zugesetzt. Die Zugabe des Aluminiumhydroxides führt dabei zur Ettringitbildung. Der Ettringitschlamm
wird abgetrennt. In einer weiteren Stufe wird das Wasser mit CO
2
zur pH-Werteinstellung behandelt. Dabei fällt relativ
sauberes CaCO
3
oder Ca(HCO
3
)
2
aus und kann entfernt werden. Der Ettringitschlamm wird durch Schwefelsäure zersetzt
und das Aluminiumhydroxid regeneriert, um es wieder in den Prozess einzutragen (Gleichung 14).
3CaO 3CaSO
4
Al
2
O
3
32H
2
O(s) + 6H
3
O
+
6Ca
2+
+ 3 SO
4
+ 2 Al(OH)
3
(s) + 38 H
2
O
(14)
Die wesentlichen Elemente des Prozesses sind in der Abbildung 21 dargestellt.
Abbildung 21: Fließdiagramm des SAVMIN-Prozesses
Der Unterschied zwischen dem SAVMIN- und dem CESR / Walhalla-Prozess besteht darin, dass beim Walhalla-Prozess
die Zugabe von Kalziumaluminat anstelle von Aluminiumhydroxid zur Ettringitbildung erfolgt. Das Kalziumaluminat hat eine
ähnliche Zusammensetzung wie Tonerdezement. Außerdem erfolgt beim Walhalla-Prozess keine Rückführung des Ett-
ringits.
In einer Demonstrationsanlage in der Stillfontein Gold Mine in Süd Afrika wurden 500 m³ eines Wassers mit 600 - 800 mg
Sulfat/L nach dem SAVMIN-Verfahren behandelt und der Sulfatgehalt auf unter 200 mg/L gesenkt. Der Durchsatz betrug
dabei 1,1 m³/h.
Zulauf-
wasser
Entsorgung / Verwertung
Me-Fällung
Gips-Fällung
Ettringit-
Fällung
Neutrali-
sierung
Ettringit-
spaltung
Al(OH)
3
Reycling
Kalkmilch
Al(OH)
3
Gips
Me-
Hydroxide
H
2
SO
4
Rückführung
CO
2
Impfkristalle
gereinigtes,
sulfatarmes
Wasser

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image
image
image
image
40
Der CESR-Prozess wurde in einer Behandlungsanlage mit einem Durchsatz von 350 Gallonen pro Minute (79,5 m³/h -
USA Gallone oder 95,34 m³/h britische Gallone) eingesetzt wobei die Sulfatkonzentrationen weniger als 100 mg/L im be-
handelten Wasser betragen haben sollen.
Die nachfolgenden Darstellungen sind das Ergebnis der Analyse einer Wasserbehandlung eines sulfatreichen Poren- und
Drainagewassers mit einem Mengenstrom von 40 m³/h und Sulfatkonzentrationen von ca. 18 g/l.
Mit dem Kalk wird Magnesium neben den anderen Metallen gefällt und ein Teil des Sulfates als Gips abgetrennt. Nach der
Fällung findet eine Trennung von Wasser und Schlamm statt. Dabei fallen ca. 20 Volumen-% einer Schlammfraktion an
und 80 % an freiem Wasser, das anschließend mit Walhallkalk behandelt wird. ( Abbildung 22) Der magnesium- und gips-
haltige Kalkschlamm aus der ersten Fällung muss jedoch auch weiter behandelt werden. Deshalb lag es nahe, nach der
pH-Werteinstellung mit Kalk, die Fällung mit dem Walhallkalk gleich anschließend, ohne eine Abtrennung des mit Kalk
gebildeten Schlammes durchzuführen. Das Schema dieses als einstufig bezeichneten Prozesses ist in der Abbildung 23
dargestellt.
Abbildung 22: Prozessschema einer zweistufigen Kalk-Walhallakalk-Wasserbehandlung
Abbildung 23: Prozessschema einstufiger Kalk-Walhallakalk-Wasserbehandlungsprozess
Zur besseren Abtrennung des Wassers aus dem Kalk - Ettringitgemisch wird eine Flockungsstation dazwischen geschal-
tet. Der Schlamm wird anschließend in einem Dekanter entwässert.
Daten und Aussagen zu diesen Prozessen sind in der Tabelle 7 enthalten.
Kalk
WK + Ca(OH)
2
FHM
CO
2
11,35 kg/m³
WK 25 kg
< 0,1kg/m³
Kalk: 9,55 kg
Wasser
Wasser
0,500 m³
Wasser
0,15 m³
Ra
1 m³
0,8 m³
pH neutral
Schlamm
Wasser
0,65 m³
0,350 m³
pH ca 12
τ = 18 h
pH ca 12
τ = > 10h
Schlamm
Sedimentation
Reaktionszeit
24,7 Vol %
161 kg Schlamm feucht
Schlamm
TS:28,8 %
26,65 kgTS
46,39 kg TS
73,04 kg TS
Kalkfällung
200L Schlm
Ettringitbldg
+
716L Schlm
Flockung
Dekanter
2,2 kg/m³
Kalk
WK + Ca(OH)
2
FHM
CO
2
11,35 kg/m³
WK 32 kg/m³
<0,1 kg/m³
Kalk:12 kg/m³
Wasser
Wasser
0,550 m³
Wasser
0,100 m³
Ra
1 m³
pH neutral
Schlamm
Wasser
0,900 m³
0,450 m³
pH ca 12
pH ca 12
τ = > 10 h
Schlamm
Reaktionszeit
38,8 Vol %
311 kg Schlm feucht
TS: 28,8
89,79 kg TS
89,79 kg TS
Kalkfällung
200L Schlm
Ettringitbldg
+
720 LSchlm
(920 L ges).
Flockung
Dekanter

image
image
image
image
image
41
Tabelle 7: Daten der Sulfatabtrennung mit Kalziumaluminat
Prozess
SAVMIN
CESR / Walhalla
Ettringit / Walhalla
Prozessinformationen
Vorbehandlung
Nein
Nein
pH Wert auf > 10 einstel-
len, Schwermetalle abtren-
nen bei geplanter Verwer-
tung von Ettringit
Zusammensetzung
-
Zulaufwasser
SO4: 649 mg/l
SO4: 29.100 mg/l
SO4: 18.000 mg/l,
Schwermetalle
-
Ablaufwasser
SO4: 69 mg/l
SO4: 19.000 mg/l
SO4: > 0 mg/l
Rückstände
Schlamm
Schlamm
Ettringit und Schwermetall-
schlamm
Vorteile
geringe Konzentrationen
von Sulfat, Recycling von
Ettringit, Spurenmetallent-
fernung
geringe Konzentrationen
von Sulfat, Spurenme-
tallentfernung
geringe Konzentrationen
von Sulfat, Spurenme-
tallentfernung
Nachteile
Produktion von Schlamm
Produktion von Schlamm
große Schlammmengen
Optimierungsmöglichkeiten
Recycling von Schlamm
Recycling von Schlamm
Verwertung von Ettringit
2.2.2.2 Membranverfahren
Die Entwicklung der Membranprozesse ist eng mit dem ständig steigenden Bedarf an Trinkwasser und seiner Gewinnung
durch die Entsalzung des Meerwassers verbunden. 1964 war es erstmalig möglich, aus einem Brackwasser mit einer
Cellulose-Acetat Membran durch eine Umkehrosmose Süßwasser herzustellen.
Die gegenwärtig technisch erprobten und vielfach angewendeten druckgetriebenen Membranprozesse der Nanofiltration,
Mikrofiltration, Ultrafiltration und Umkehrosmose wurden in der zweiten Hälfte der neunziger Jahre bis zur technischen
Reife entwickelt und erlauben heute die vielseitigsten Trennprozesse.

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image
image
image
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42
Tabelle 8: Zusammenstellung heute genutzter Membranverfahren nach [RAU 1997], zitiert in [PET 2005]
Eine ganz besondere Rolle bei den Anwendungen spielen die Umkehrosmose (RO) und die Nanofiltration (NF). Die Re-
versosmose ist heute die Schlüsseltechnologie für die größten Wasserversorger. Betreibermodelle für Großanlagen wer-
den dabei zu Preisen < 0,6 USD/m³ angeboten (Vivendi-Israel), [SAM 2006].
Die Nanofiltration wird erfolgreich bei der Vorbehandlung zur Meerwasserentsalzung durch RO und der Trinkwasseraufbe-
reitung eingesetzt. So wird die Nanofiltration zur Trinkwasseraufbereitung für 800.000 Menschen in Paris genutzt [MEL
2003]. Anlagen mit großen Kapazitäten sind vor allem in den arabischen Ländern installiert worden. (Al
Jubail / Saudi Arabien mit 98.000 m³ Trinkwasser pro Tag entsprechend einer Leistung von > 4000 m³/h).
Die Nanofiltration scheint deshalb als Ausgangspunkt für eine Sulfatabtrennung ein geeigneter Membranprozess zu sein
und ist dadurch in Betracht zu ziehen. Dabei sind Kenntnisse über die Eigenschaft der Membranen und ihr Verhalten bei
der Trennung der einzelnen im Wasser vorhandenen Moleküle besonders wichtig.
Ebenso werden Membranverfahren zur Behandlung von Bergbauwässern mit Radionukliden neben einer hohen Salzlast
aus Sulfat und Karbonat sowie mit Schwermetallen verwendet. Dabei handelt es sich meistens um Kombinationen die aus
mehreren Behandlungsschritten wie Fällungs- Ionenaustausch- und Membrantrennprozessen bestehen. Ein Beispiel dafür
ist das Verfahren der Wasserbehandlung in Helmsdorf [KIß 1997] Eine Besonderheit ist das Rodosanverfahren. Es ist
eine Kombination die aus einem elektrischen Prozess und einem Membrantrennprozess besteht und unter 2.2.2.4 näher
erläutert ist.
Membranprozess
Phasen
Triebkraft
Membrantyp
Anwendung
Umkehrosmose
fl/fl
Druckdifferenz bis 200 bar
asymetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Aufbereitung wässriger
Systeme
Nanofiltration
fl/fl
Druckdifferenz bis 60 bar
asymetrische Lösungs-
Diffusions-Membran mit ein-
gebauten ionogenen Gruppen
Fraktionierung von gelösten
Stoffen in wässriger Lösung
Ultrafiltration
fl/fl
Druckdifferenz bis 10 bar
asymetrische Porenmembran
Konzentrieren, Fraktionieren
und Reinigen makromoleku-
larer wassriger Lösungen
Mikrofiltration
fl/fl
Druckdifferenz bis 3 bar
(a)symetrische Porenmembran
Aufkonzentrierung bzw.
Entfernung partikulärer
Bestandteile
Elektrodialyse
fl/fl
Elektrisches Feld orthogonal
zur Membran
symetrische Lösungs-
Diffusions-Membran mit ein-
gebauten ionogenen Gruppen
Abtrennung von Ionen aus
wässrigen Lösungen
Pervaporation
fl/g
Absenken des permeatsei-
tigen Partialdruckes
asymetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Abtrennung von Spurenstoffen
aus wässrigen oder
organischen Lösungen
Gastrennung
g/g
Überdruck feed bis 80 bar
oder partielles Vakuum
permeatseitig
asymetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Trennung: Wasserstoff/Stick -
stoff, Kohlendioxid/Methan,
Sauerstoff/ Stickstoff

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image
image
image
image
43
Tabelle 9: Daten für Membranverfahren
Prozess
Reversosmose RO
Nanofiltration NF
EDR
Rodosan
Prozessinformation
Vorbehandlung
Ja
Ja
Ja
ja
Zusammensetzung
-
Zulaufwasser
-
Ablauf
SO
4
:4920 mg/l
SO
4
: 113 mg/l
SO
4
: 2500 mg/l
SO
4
: < 100 mg/l
SO
4
: 4178 mg/l,
Schwermetalle
SO
4
:264 mg/l
SO
4
: 1800 mg/l
SO
4
: 800 mg/l
Rückstände /
Nebenprodukte
Ja Schlamm / Sole –
Konzentrat
Ja Schlamm / Sole –
Konzentrat
Ja Schlamm / Sole –
Konzentrat
Ja Schlamm / Sole
- Konzentrat, H2,
Düngemittel
Vorteile
Trinkwasser-qualität
Trinkwasser-qualität
Trinkwasserqualität
Nachteile
Salzverkrustungen,
begrenzte Membran-
lebensdauer, unge-
eignet für Kesselstein
bildende Wässer
Salzverkrustungen,
begrenzte Membran-
lebensdauer, unge-
eignet für Kesselstein
bildende Wässer
Salzverkrustungen,
begrenzte Membranle-
bensdauer, ungeeignet
für Kesselstein bilden-
de Wässer
Bei Salzverkrus-
tungen, kurze
Membranlebens-
dauer, Stromstärke
steigt mit sinken-
dem SO
4
Gehalt,
Störung durch Cl
-
Ionen, nicht für
große Durchsätze
geeignet
Optimierungen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustungen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustungen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustungen
Eintrag von CO
2
zur Erhöhung der
Leitfähigkeit
2.2.2.3 Sorptionsverfahren
In die Rubrik der Sorptionsverfahren sollen die Ionenaustauschprozesse und die Biosorptionsverfahren eingeordnet und
dargestellt werden.
2.2.2.3.1 Ionenaustauscher
Ein reiner Ionenaustauschprozess, der nur das Anion Sulfat entfernt, ist zwar bekannt, in der Regel aber in der Bergbau-
wasserbehandlung nicht anzutreffen. Meistens bestehen die Ionenaustauschprozesse aus einem Anionen- und Kationen-
austauschprozess, um zusätzlich die Metallkationen zu entfernen und einen metallarmen Gipsschlamm zu erzeugen
und / oder sind mit den entsprechenden Fällungsprozessen aus dem gleichen Grund kombiniert. Ein solcher Prozess ist
der GYP-CIX-Prozess [SCHO 2001], [GUS 1997].

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image
image
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44
Abbildung 24: Schematische Darstellung des GYP-CIX Prozesses
Der GYP-CIX-Prozess besteht aus einem Kationenaustauschersystem und einem Anionaustauschersystem und ist für die
Entfernung von gelöstem Sulfat und Kationen geeignet. In den Regenerierungsstufen wird jeweils ein reiner Gipsschlamm
erzeugt. Das schematische und vereinfachte Fließbild ist in der Abbildung 24 dargestellt.
Das unbehandelte Wasser wird in einen Kationenbeladungsteil gepumpt und passiert dort verschiedene Kontaktstufen, wo
die vorhandenen Kationen, vor allem Ca
2+
, aus dem Wasser durch den Kationenaustauscher entfernt werden.
R-H + Ca
2+
(+ SO
42-
)
R
2
-Ca + 2H
+
(+ SO
42-
)
(15)
Nach dem Passieren der Kationenaustauscher wird das Wasser in eine Entgasungseinrichtung gepumpt, in der das Kar-
bonat ausgetrieben und die Alkalinität entfernt wird. Anschließend gelangt es in ein Anionenaustauschersystem, wo die
Sulfationen entfernt werden.
2R-OH + SO
4
2-
(+ Ca
2+
)
R
2
-SO
4
+ 2OH
-
(+ Ca
2+
)
(16)
Das so behandelte Wasser hat einen neutralen pH-Wert und besitzt nur noch geringe Konzentrationen an Kalzium und
Sulfat einschließlich sowie an Schwermetallen. Die Anzahl der notwendigen Ionenaustauscher-Kontakteinheiten und Be-
handlungsschritte ist von der Qualität des Wassers und den Anforderungen an das behandelte Wasser abhängig.
Eine Besonderheit des GYP-CIX-Prozesses ist die Gestaltung der Regenerierungstechnik, die nur geringe Kosten verur-
sacht und Gips als einziges Nebenprodukt produziert. Im Unterschied zu anderen Ionenaustauschprozessen wird Ca(OH)
2
sowie H
2
SO
4
für die Regenerierung der Ionenaustauscher verwendet, wobei in beiden Fällen Gips produziert werden
kann.
R
2
-Ca + 2H
+
+ SO
42-
2 R-H + Ca
2+
+ SO
42-
(17)
Gipsschlamm
Gipsschlamm
Schwefelsäure
Bergbauwasser
beliebiger pH Wert
Entgasung
gereinigtes Wasser
pH = 7
Kationenbeladung
Kationenregenerierung
Anionenbeladung
Anionenregenerierung
Beladungsseite
Regenerierungsseite

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image
image
image
45
R
2
-SO
4
+ 2OH
-
+ Ca
2+
2R-OH + SO
42-
+ Ca
2+
(18)
Eine weitere Kombinationsmöglichkeit ergibt sich aus der Verbindung des GYP-CIX-Prozesses mit Fällungsprozessen. So
wurde bei der Behandlung eines Wassers aus einer Goldmine in einem Pilotprozess zuerst eine Oxidationsstufe mit H
2
O
2
für die Oxidation von Mangan und Eisen eingeführt, dann eine Kalkbehandlung für die pH-Wertanhebung auf einen pH-
Wert von 5 und anschließend eine Zugabe von Na
2
S. Die sich anschließende weitere pH–Wert-Anhebung auf 8 führte zu
einer Fällung der Metallsulfide und Metallhydroxide. Danach erfolgte die Wasserbehandlung in einem Anionenaustau-
scher. Der Sulfatgehalt wurde auf diesem Wege von 6,3 g/L auf 3,3 g/L nach den Fällungsprozessen und auf weniger als
50 mg/L nach dem GYP-CIX-Prozess gesenkt. [FEN 2000]
Tabelle 10:
Prozessdaten GYP-CIX Prozess
Prozess
Cyp - Cix
Prozessinformationen
Vorbehandlung
nein
Zusammensetzung
-
Zulaufwasser
-
Ablaufwasser
SO
4
: 4472 mg/l
SO
4
: < 240 mg/l
Rückstände /
Nebenprodukte
Ja / Schlamm / Gips
Vorteile
Trinkwasserqualität
geringe Regenerierungskosten
Nachteile
Schlammproduktion
Optimierungsmöglichkeiten
Recycling von Schlamm
2.2.2.3.2 Biosorptionsprozesse
Bei einer Zusammenstellung von Sorptionsprozessen ist neben den Ionenaustauschprozessen auch die Biosorption zu
berücksichtigen. Diese Vorgänge beruhen auf den Wechselwirkungen zwischen Mikroorganismen und Metallionen und
finden vor allem in den Wetlands statt. Daneben sind die Wechselwirkungen zwischen Pflanzen und den Metallen in den
Böden zu beachten die unter dem Begriff der Phytoremediation dargestellt und zu Metallabtrennungsprozessen genutzt
werden können. [PHI 2014]
Bei den Biosorptionsprozessen werden Metalle als Anionen oder Kationen an funktionelle Gruppen der Zellwand oder an
von Mikroorganismen gebildeten Enzymen und extrazellulären Substanzen (Schleimschichten bzw. Polysacharide und
oder Polyproteine) gebunden. Dabei sollen diese Prozesse keine aktiven durch Lebensprozesse gesteuerten Vorgänge
sein, die durch Bioakkumulation und Aufnahme in das Zellinnere gekennzeichnet sind. Die Konzentration der gebundenen
Metallionen ist von der Konzentration in dem zu behandelnden Wasser, dem pH Wert, der Kontaktzeit und der Art der
Bindung abhängig. Verfahren zur Behandlung von Bergbauwässern sind wegen der oft teuren Biomassen und den oft
existierenden Konkurrenzionen nur für die Abtrennung von Radionukliden oder von Edelmetallen bekannt. [STE
2007],[TSE 1990],[TSE 2007]

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46
2.2.2.4 Elektrochemische Verfahren
Abgeleitet von dem klassischen Prozess der Elektrolyse und der Wanderung von Ionen in einem elektrischen Feld, gibt es
mehrere Prozesse der Wasserbehandlung, die auf diesen Eigenschaften beruhen.
Dazu zählen vor allem die Elektrodialyse (ED) und die auf ihr beruhenden Prozesse sowie die Elektrokoagulation und die
Elektrosorption.
Die Elektrodialyse ist ein Membranprozess, bei dem ein elektrisches Potenzial für die Bewegung von Ionen verwendet
wird, die durch eine selektive Membran wandern und ein salzarmes gereinigtes Wasser zurücklassen. In der Abbildung 25
sind die Unterschiede von Elektrodialyse und Reversosmose dargestellt.
Abbildung 25: Darstellung von Elektrodialyse und Reversosmose
Zwischen beiden Prozessen gibt es auch Zwischenformen oder Übergangsformen wie die elektrische Reversosmosedialy-
se, auf die aber nicht näher eingegangen werden soll.
Die Elektrodialyse ist nur fähig, gelöste dissoziierte und damit elektrisch geladene Ionen der Salze zu entfernen. Die unge-
ladenen Wassermoleküle verbleiben in der Membrankammer während die Ionen durch die Membran wandern. Parallel zu
dem zugeführten salzhaltigen Wasser fließen zwei Ströme in den rechts und links angeordneten Membrankammern. Dabei
wird der Wasserstrom während des Durchströmens der Kammer kontinuierlich von den vorhandenen Salzen abgetrennt
(Produktstrom) während der andere Strom mit den gelösten Salzen ständig angereichert wird (Konzentratstrom). Für die
Sulfatabtrennung müssen die Anionen eine anionenselektive Membran passieren, für die Kationen ist eine kationenselek-
tive Membran vorhanden. Durch die Anordnung von solchen ionenselektiven Membranen werden die Anionen und die
Kationen in Konzentratströmen gefangen, während die Wassermoleküle in dem Produktstrom zurückbleiben. Jedes dieser
Membranpaare ist eine Zelle.

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47
Eine Grundeinheit einer Elektrodialyse besteht aus bis zu mehreren hundert Zellpaaren, die mit Elektroden bestückt sind
und wird ein Membran-Stack genannt [VAL 2001].
Die Elektrodialyse wird hauptsächlich für die Entsalzung von Brackwasser und zur Gewinnung von Trinkwasser verwen-
det. Bei einer Bergbauwasserbehandlung sind Daten bekannt, die eine Behandlung von 5,8 m³/h eines Bergbauwasser
zeigen, wobei der Gesamtsalzgehalt von 3,2 g/L auf 0,640 g/L gesenkt werden konnte. Dabei wurde ein Restsulfatgehalt
von 5 mg/L im Wasser bei einer Wasserrückgewinnung von 84 % erreicht.
In der Tabelle 9 sind neben den Membranprozessen die elektrochemischen Prozesse der Umkehrelektrodialyse (EDR)
und des Rodosanverfahrens dargestellt. Der EDR Prozess wurde dabei vor allem für die Behandlung eines nicht „Kalk-
steinbildenden“ Wassers entwickelt. Bei diesen Wässern dominiert Chlorid als Hauptanion. Der Prozess wurde an einem
NaCl-haltigen Wasser einer Goldmine erprobt und ebenfalls für die mögliche Sulfatabtrennung geprüft. Die Vorbehandlung
des Wassers bestand in einer Oxidation und Abtrennung des enthaltenen Eisens und Mangans durch Kaliumpermanganat
unter Zusatz eines Flockungshilfsmittels. Die anschließenden Konzentrationen beider Elemente lagen bei < 2,5 mg/L.
Das Prinzipschema des RODOSAN®-Verfahrens und die dabei ablaufenden Prozesse sind in der Abbildung 26 und Abbil-
dung 27 dargestellt. Das Prinzip des Verfahrens beruht auf der Spaltung von Wasser zu Wasserstoffionen und Hydroxidi-
onen und der Reduktion der Wasserstoffionen zu Wasserstoff an der Kathode in dem von dem sauren Wasser durchflos-
senen Kathodenraum. Eine für Sulfat durchlässige Membran trennt den Anodenraum von dem Kathodenraum. In dem
Anodenraum werden die Sulfationen entladen und die entstehenden Radikale bilden Schwefelsäure bzw. Peroxidisulfat.
Sie können als Ammoniumsulfat oder Ammoniumperoxidisulfat abgetrennt werden [FRI 1999], [FRI 2004] Für die Bildung
der Ammoniumverbindungen wird ein „Anolyt" in den Anodenraum eingetragen.
Im Kathodenraum steigt der pH-Wert durch die überschüssigen OH – Ionen. Durch diese Verschiebung des pH-Wertes
fallen die Hydroxide von Eisen und Aluminium im Kathodenraum aus.
Abbildung 26: Prinzipschema Rodosanverfahren
Der in der GWRA-Rainitza auf diesen Reaktionen beruhende erprobte RODOSAN®-Pilotprozess führte zur Ableitung der
in Abbildung 27 gezeigten möglichen Mengenströme
SO
4
2-
-
+
Produkte an der Kathode:
- behandeltes Wasser
- Wasserstoff H
2
- Metallhydroxide:
Fe(OH)
3
, Al(OH)
3
,...,
Produkte an der Anode:
- H
2
SO
4
- (NH
4
)
2
SO
4
- (NH
4
)
2
S
2
O
8
-Chlorhaltige Produkte
saures Wasser
Elektrolyte

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48
Abbildung 27: Daten RODOSAN®-Prozess nach [LMBV 2005]
Neu in der Diskussion über geeignete Wasserbehandlungsverfahren sind Techniken, die mit den Begriffen Elektrosorption
und Elektrokoagulation bezeichnet werden. [WOL 2013]
Dabei wird unter Elektrokoagulation oder auch Elektroflockung das Abtrennen von Wasserinhaltsstoffen durch eine
elektrisch induzierte Flockung verstanden. Zu diesem Zweck wird eine als Anode geschaltete Elektrode aus Aluminium in
dem zu behandelnden Wasser installiert, die sich auflöst und durch die Bildung von Aluminiumionen das Entstehen einer
Flockung auslöst. Die Kathode besteht aus Eisen. Zusätzlich bewirkt der Stromfluss eine Reduktion, durch die Wasserstoff
und freie Elektronen gebildet werden. Dadurch werden Metallionen reduziert und können abgetrennt werden. Die auf die-
sem Prinzip beruhenden Anlagen werden vorzugsweise zur Behandlung von Galvanikabwässern genutzt. [DLK 2014]
Die Elektrosorption nutzt dagegen das Anlegen einer Gleichspannung zwischen einem Adsorber und einer Platinelektrode.
Das elektrische Feld fällt dabei vom Adsorber zum Wasser hin ab. Da die angelegte Spannung unterhalb der Überspan-
nung liegt handelt es sich um eine vollständig polarisierte Elektrode mit einer Gegenladungswolke in der Wasserschicht.
Die Platinelektrode ist nicht polarisiert. Bei geringen Spannungen ergeben sich hohe elektrische Felder an den Grenzflä-
chen, die auf die Wasserstruktur Einfluss nehmen und die Adsorption verändern. Auf diese Weise können nichtionische
Adsorbenzien durch Bindung an einen Adsorber wie Aktivkohle abgetrennt werden. [JAN 1999]
Weitere Prozesse zur Wasserbehandlung sind die Vakuumdestillation und das Eindampfen von salzreichen bzw. sulfatrei-
chen Wässern. Dabei werden die im Wasser vorhanden Salze abgetrennt und teilweise einer Nutzung zugeführt. Ein sol-
cher Prozess ist oft bei der Behandlung von Deponiesickerwässern als letzte Behandlungsstufe vor der Verbringung der
Rückstände anzutreffen. Die Kosten sind maßgeblich von den Energiekosten für die Abtrennung des Wassers abhängig.
Bei Bergbauwasserbehandlungen existierte eine solche Technologie in der Uranmine Dolni Rozinka (CZ) zur Gewinnung
von Na
2
SO
4
im Zusammenhang mit der Wasserbehandlung der sauren sulfathaltigen Grubenwässer [MIT 1997].
Aufbereitung 10 Mio m³/a
H
2
: Produktion 400.000 m³/a
- H
2
SO
4
2340 t/a
- (NH
4
)
2
SO
4
2900 t/a
- (NH
4
)
2
S
2
O
8
5000 t/a
Saures Wasser
SO
4
2-
: 2100 t/a
Biomasse BHKW
Windkraftanlagen
Regionale
Landwirtschaft
Anolyt / Elektrolyte
Strom / Wärme
Wasserhaushalt
Biomasse
Reststoffe

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image
image
image
image
49
2.2.2.5 Mikrobiologische Verfahren
2.2.2.5.1 Einleitung
Eine Sulfatabtrennung ist prinzipiell auch durch biologische Prozesse möglich, wobei eine Abtrennung auch durch geeig-
nete Pflanzen und gegebenenfalls Algen erfolgen kann, da diese ebenfalls wie alle Lebewesen Sulfat für den Aufbau der
schwefelhaltigen Aminosäuren benötigen. Einen besonderen Umfang nehmen die unterschiedlichen mikrobiologischen
Sulfatreduktionsprozesse ein, da je nach der Lebensart der Mikroorganismen sowohl eine autotrophe Sulfatreduktion mit
einem anorganischen Energieträger und der Verwendung von CO
2
neben einer heterotrophen Sulfatreduktion unter Ver-
wendung von organischen Kohlenstoff- und Energiequellen möglich ist.
2 (CH
2
O) + MO + 2 H
+
+ SO
42-
Biomasse + H
2
S + 2 CO
2
+ 2H
2
O
(19)
(CO
2
) + MO + H
2
+ 2 H
+
+ SO
42-
Biomasse + H
2
S + 2 CO
2
+ 2H
2
O
(20)
Gleichung (19) zeigt den chemoorganoheterotrophen Sulfatreduktionsprozess und Gleichung (20) den chemolithoautotro-
phen Sulfatreduktionsprozess. Dabei bedeuten „MO“ Mikroorganismen und „Biomasse“ die aus den Substraten gebildete
Menge an Mikroorganismen. Beide Prozesse sind gegenwärtig technisch oder zumindest im Pilotmaßstab erprobt.
Das gebildete Sulfid wird bei Anwesenheit von Schwermetallen zur Fällung der Schwermetalle genutzt
Fe
2+
+ S
2-
FeS
(21)
Daneben finden aber auch Oxidations- und Reduktionsprozesse statt. Das ist der Fall, wenn z. B. Fe
3+
-Ionen vorhanden
sind und / oder das gebildete Sulfid zu elementarem Schwefel durch vorhandene Sauerstoffspuren in Gegenwart von
Mikroorganismen oxidiert wird.
2 Fe
3+
+ S
2-
2 Fe
2+
+ S°
(22)
2 S
2-
+ O
2
+ 2 H
+
2 S° + 2 OH
-
(23)
Neben diesen auf den unterschiedlichen Lebensgewohnheiten der Mikroorganismen beruhenden Prozessen sind die sich
ergebenden technologischen Besonderheiten zu berücksichtigen. Diese bestehen vor allem in der Wahl und Auswahl der
geeigneten Reaktorsysteme wie Festbettreaktoren, Fluidbedreaktoren oder wiederum als spezifische Besonderheit den
kontinuierlich betreibbaren Sandfilter mit den jeweils vorhandenen Vor- und Nachteilen.
Je nach umgesetzten Sulfateinheiten pro Zeiteinheit kann zwischen einer Hochleistungssulfatreduktion (HLSR) und einem
partiellen durch eine Prozessgröße gesteuerten Sulfatabbau unterschieden werden. Die dabei abgetrennten Sulfatmengen
bewegen sich zwischen 1 – 2 g/lh und wenigen Milligramm / l d. Letztere Prozesse spielen insbesondere bei Wetlandkon-
struktionen eine entscheidende Rolle, da bei ihnen in der Regel die Abtrennung von Schwermetallen und Radionukliden im
Mittelpunkt steht und weniger die Sulfatentfernung. In Tabelle 11 sind auf der Sulfatreduktion beruhende verschiedene
Verfahren und ihre spezifischen Daten zusammengestellt. In der Tabelle sind auch Daten für ein Wetland zur Abtrennung
von Radionukliden enthalten sowie Daten für eine gesteuerte Versickerung von Wasser in einer Halde, bei der durch die
partielle Sulfatreduktion eine Festlegung von Schwermetallen insbesondere Eisen erfolgt.

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50
Tabelle 11:
Übersicht über biotechnologische Verfahren ohne Eisenoxidation
Prozess
Bioreaktor
Paques
THIOPAQ
Hochleistungs-
sulfatreduktion
HLSR
Wetlands radio-
aktives Inventar
Haldenversicke-
rung
Prozessinforma-
tion
Vorbehandlung
ja
ja
ja
nein
Ja - Fe, Mn Ab-
trennung
Zusammenset-
zung
-
Zulauf-
wasser
-
Ablauf
SO4: 8342 mg/l
SO4: 198 mg/l
SO4: 2400 mg/l
SO4: 196 mg/l
SO4: 3000 mg/l
SO4:<200–0 mg/l
SO4: 1200 mg/l
SO4: 1100 mg/l
SO4: ca. 2500
mg/l
SO4: 500 mg/l
Rückstände
Ja Schwefel
Ja Schwefel
Ja Schwefel
nein
nein
Vorteile
Spurenmetall-
entfernung, Re-
cycling von H
2
S,
Erhöhung Puf-
ferkapazität durch
Eintrag von CO
2
Spurenmetall-
entfernung, Re-
cycling von H
2
S,
Erhöhung Puf-
ferkapazität durch
Eintrag von CO
2
Spurenmetall-
entfernung, Erhö-
hung Pufferkapa-
zität durch Ein-
trag von CO
2 ,
kleine Wasser-
verweilzeit, gerin-
ger spezifischer
Substratver-
brauch
Spurenmetall-
entfernung, pas-
sive Behandlung,
keine Schlamm-
produktion
passive auch
absatzweise
Behandlung, SO4
Abbau kann ge-
steuert werden,
keine Schlamm-
produktion,
Nachteile
Kosten für C- und
Energiequelle,
Erhöhung der Mn
und As Löslich-
keit
Kosten für C- und
Energiequelle,
Erhöhung der Mn
und As Löslich-
keit
Kosten für C- und
Energiequelle,
Erhöhung der Mn
und As Löslich-
keit
Geringe Sulfatab-
trennung, Kosten
für C- und Ener-
giequelle, Erhö-
hung der Mn und
As Löslichkeit
Regenerierung
von Poren bzw.
Schluckbrunnen
Optimierungs-
möglichkeiten
Recycling von
Schlamm, Ver-
wenden billiger C-
und Energiequel-
len
Recycling von
Schlamm, Ver-
wenden billiger C-
und Energiequel-
len
Verwenden billi-
ger C- und Ener-
giequellen
Optimale Reakti-
onsbeckengestal-
tung
Zusatz von En-
zymen, und /
oder C - Quelle
zur Reaktions-
steigerung
2.2.2.5.2 Paques Sulfatreduktionsprozesse
Von Paques BV (Balk, NL) wurden verschiedene Prozesse der Schwefel- und Sulfatreduktion vorwiegend zur Metallab-
trennung aber auch zur Reduzierung des Salzgehaltes entwickelt. Die Prozesse sind unter den Namen THIOPPAQ
®
,
THIOMET
®
und SULPHATEQ
®
bekannt. Weltweit sind seit 1982 über 500 Prozesse auf dieser Basis realisiert worden.
Als Kohlenstoffquelle werden entweder Ethanol oder Acetat verwendet. Das gebildete HS
-
wird, wenn notwendig, für die
Fällung von Metallen genutzt. Dabei wird sichtbar, dass nahezu jedes Wasser durch seine spezifische Zusammensetzung
eine diese Zusammensetzung berücksichtigende angepasste Technologie verlangt. Das Prinzipschema dieses Prozesses
ist in der Abbildung 28 dargestellt.
Der erste Prozess dieser Art wurde als Pilotprojekt durch Shell Res. Ltd und Budelco BV entwickelt und in Budel Dorplein
(NL) bei der Budelco BV (NL) einem Zinkproduzenten installiert. Es ist eine biologische Anlage zur Entfernung von Sulfat
und Rückgewinnung von Zink [BAR 1990], [BAR1991], [GAD 1993].

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51
Nachdem eine Pilotanlage gebaut worden war, wurde durch Paques eine industrielle Anlage errichtet. Behandelt wurden
ab 30.10.1992 7000 m³ Wasser/d in einem 1800 m³ Reaktor aus Beton. Die Verweilzeit betrug dabei ca. 6 h. Das Wasser
besaß 3050 mg /L Sulfat, 250 mg/L Zink sowie Spuren von Cadmium, Kobalt und Kupfer. Der pH-Wert betrug 4,5. Als
Kohlenstoffquelle wurden 1132 mg/L Ethanol zugesetzt. Das behandelte Wasser enthielt 500 mg/L Sulfat, 639 mg/L über-
schüssiges Sulfid, das nicht für die Fällung der Metallkationen verbraucht worden war und 1739 mg/L Karbonat. Der pH-
Wert betrug 7,5. Die Konzentrationen der Metalle Zink, Kobalt, Kupfer und Kadmium lagen unter 0,01 mg/L.
Die Konzentration suspendierter Partikel lag bei 5 mg/L, die maximale behandelte Wassermenge betrug 350 m³/h.
Bei dem Elektronikproduzenten „Philips electronic“ in Stadskanaal NL, wurde ein Abwasser mit Metallen und Sulfat neben
organischen Verbindungen behandelt. Die anfallende Abwassermenge betrug 8 m³/h. Die Anlage bestand aus 3 anaerob
Reaktoren. In den 1. und den 2. Reaktor wurde Acetat dosiert. Dabei wurde zuerst das Nitrat umgesetzt und anschließend
das Sulfat reduziert und für die H
2
S-Produktion genutzt. In einem separaten 3. Reaktor, der ein kontinuierlich durchflosse-
ner Rührkesselreaktor war, wurden mit Hilfe des Sulfids die Metalle gefällt (Thiopaq
®
-H
2
S Biogenerator), [REI 2000].
Abbildung 28: Prinzipschema des Paques Thiopaq®-Thiomet®-Prozesses
Die Thiopaq
®
-Thiomet
®
-Technik wurde in der Caribou–Mine New Brunswick in Kanada für die selektive Rückgewinnung
von Cu und Zn und die Abtrennung von Cd und Pb aus 700 m³/d eines sauren Drainagewassers (AMD) angewendet,
bevor das Wasser in eine Kalkbehandlungsanlage zur Eisen- und Aluminiumabtrennung eingeleitet worden war.
Die Anlage ist ein Gemeinschaftsprojekt von der Breakwater Resources Ltd, BioteQ Environmental Technologies und
Paques. Für die Sulfidproduktion wird elementarer Schwefel genutzt, der in einer anaeroben Stufe durch
Desulphuromo-
nas acetoxidans
zu H
2
S umgesetzt wird.
4 S° + CH
3
COOH + 2H
2
O
4 H
2
S + 2CO
2
(24)
Dabei wird aus dem S
8
-Ring des elementaren Schwefels durch den Kontakt mit Sulfid
ein Polysulfid gebildet, das durch
die Mikroorganismen zu Sulfid umgesetzt wird.
S
8
+ HS
-
S
8
S
2-
+ H
+
(25)
Die Anlage startete im November 2001 und erreichte die geplante Kapazität nach 3 Monaten.
gelöste
Metalle
H
2
S - Gas
S/SO
4
- Lösung
Elektronen-
donator
H
2
S - Biogenerator
MeS
Fällungsprozess
gelöste
Metalle
H
2
S - Gas
S/SO
4
- Lösung
Elektronen-
donator
H
2
S - Biogenerator
MeS
Fällungsprozess

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image
image
image
image
52
Abbildung 29: Fließbild des Paques Thiomet®-Prozesses in der Caribou Mine
Die Kosten für die Herstellung des notwendigen Sulfides werden mit 660 CAD/t
1
H
2
S (415 €/t) angegeben [HUI 2005].
Zur Behandlung von sauren, sulfatreichen Wässern, bei denen nicht die Rückgewinnung von Metallen im Vordergrund
steht, sondern nur die pH-Verschiebung und die Reduzierung der Sulfatfracht, wurde die THIOPAQ
®
-Technologie modifi-
ziert. Diese modifizierte Technologie besteht aus 3 Teilschritten. Zuerst werden Schwermetalle durch ein neutrales bis
alkalisches Wasser, das neben den Sulfidionen auch Karbonationen enthält, gefällt. Dieses Wasser entsteht im Prozess
durch die Sulfatreduktion und wird partiell zurückgeführt.
3 SO
4
2-
+ 2C
2
H
5
OH
3 HS
-
+ 3HCO
3-
+ CO
2
+2H
2
O
(26)
HS
-
+ 0,5 O2
S° + OH
-
(27)
In Abbildung 30 ist diese Variante schematisch dargestellt.
1
CAD = Kanadische Dollar
H
2
S - Biogenerator
Schwefel
Kohlenstoff
Kontaminiertes
Wasser
pH: 3,7
Zn: 450 mg/L
Cu: 30 mg/L
Fe: 150 mg/L
SO4:3800 mg/L
V: 700m³/d
H
2
S - Gas
Schrägklärer
Kalkzugabe
Klärer
Vorflut
Zn/Cu Sulfide
Schlamm
31000 m³/a
statt:
52000 m³/a
Kalkmilch

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image
image
image
image
53
Abbildung 30: Schematische Darstellung des THIOPAQ®-Prozesses für die biologische Entfernung von Sulfat,
Schwermetallen und Kalzium aus Anglo Coal Bergbauwässern
Nach der Abtrennung der gefällten Schwermetalle erfolgt die biologische Sulfatreduktion und anschließend in einer dritten
Stufe die Umwandlung des gebildeten Sulfides zu elementarem Schwefel. Dieser wird anschließend abgetrennt [REI
2005]. Die Oxidation des Sulfides findet dabei durch einen aeroben mikrobiologischen Prozess in einem separaten Reak-
tor statt. Dazu wird in den Reaktor Luft eingetragen und der Sauerstoffgehalt im Reaktor über das Redoxpotenzial kontrol-
liert. Die behandelte Wassermenge betrug 125 m³/h. Der Sulfatgehalt wurde von 2400 mg/L auf 300 mg/L gesenkt sowie
der pH-Wert von 2,9 auf 8 verschoben.
2.2.2.5.3 Hochleistungssulfatreduktion
Parallel zu den Arbeiten in Bremen und den Niederlanden wurde eine Hochleistungssulfatreduktion (HLSR) entwickelt, die
eine möglichst hohe Sulfatabbaurate zum Ziele hatte. In der Abbildung 31 ist das Prinzipschema dargestellt [GLO 2001],
[GEOS 2002].
Abbildung 31: Prinzipschema der Hochleistungssulfabtrennung
Kontaminiertes
Wasser
Vorbehandlung
Biologische
Sulfatreduktion
Biologische
Schwefel Produktion
Karbonate
Hydroxide
Kohlenstoff
Luft
Schwefel
Vorflut
Luft
Abgas
Prinzip der Anlage / Technologie
Schlamm
C-Quelle,
Schwefel
Nährstoffe
Metall-
abtrennung
Nach-
behandlung
Bioreaktor
Sulfat-
reduktion
sulfat-
reiches
Wasser
sulfat-
armes
Wasser

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image
image
image
image
54
Dabei wurde ein Teil des sulfidhaltigen Wassers benutzt, um den pH-Wert des zu behandelnden Wassers anzuheben und
die vorhandenen Schwermetalle zu fällen. Damit sollte ein Verblocken des verwendeten Festbettreaktors verhindert wer-
den.
Um die Investkosten für den Reaktor klein zu halten, wurde auf sehr kleine Wasserverweilzeiten orientiert. Diese lagen in
einem Bereich von 1 – 2 h und waren nur durch die Verwendung eines Festbettes möglich, auf dem die Mikroorganismen
angesiedelt worden waren. Dadurch waren die Mikroorganismenkonzentrationen unabhängig von der Wasserverweilzeit.
Diese geringen Verweilzeiten hatten ebenfalls einen geringen spezifischen Kohlenstoffverbrauch für die sulfatreduzieren-
den Mikroorganismen zur Folge, da alle konkurrierenden Substratverbrauchsprozesse weitgehend ausgeschaltet sind. Die
auf diese Weise erreichbaren Sulfatabbauraten liegen bei ca. 0,8 – 1 kg SO
4
/(m³ h) und der spezifischen Methanolver-
brauch bei ca. 0,2 g Methanol je g Sulfat.
2.2.2.5.4 Eisenhydroxisulfatbildung
Eine Abtrennung von Eisen mit einer partiellen Sulfatabtrennung ist auch im sauren pH-Gebiet möglich. Dazu ist neben
der Anwesenheit von Fe
3+
-Ionen ein ausreichender Sulfatgehalt erforderlich. Wenn das der Fall ist, dann kann durch die
Fällung von Jarosit oder Schwertmannit ein Teil des Sulfats zusammen mit dem Eisen abgetrennt werden.
Fe
2+
+ MO + CO
2
Fe
3+
+ Biomasse
(28)
Fe
3+
+ SO
42-
+ OH
-
Fe
8
O
8
(OH)
x
(SO4)
y
(29)
y = 1,0 ... 1,75
x = 8 – 2y
(Schwertmannit)
Fe
3+
+ SO
42-
+ OH
-
+ K
+
KFe
3
[(OH)
6
/(SO
4
)
2
]
(30)
(Jarosit)
Die Gleichungen 28 – 30 zeigen dabei die Reaktionen des Bildungsprozesses. Nach der mikrobiellen Oxidation des Fe 2+
erfolgt die Bildung des Hydroxisulfates. Jarosit entsteht bei pH Werten < 2, Schwertmannit im pH Bereich 2,5 – 3,5. Für die
Jarositbildung ist außerdem die Anwesenheit von 1- wertigen Kationen wie Na+, K+ oder NH4 + notwendig. In der Tabelle
12 ist die Zusammensetzungen der Minerale dargestellt. Dabei wird davon ausgegangen, dass das Eisen als Fe2+ vorliegt
und durch einen mikrobiellen Prozess im sauren pH-Gebiet zu Fe3+ oxidiert wird. In der Abbildung 32 sind die ausgefalle-
nen Eisenhydroxisulfate und in der Abbildung 33 eine Anlage zu ihrer Gewinnung dargestellt.

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image
image
image
image
image
55
Abbildung 32: EHS auf dem Trägermaterial
(Foto GEOS)
Abbildung 33:
Pilotanlage zur EHS Gewinnung (Foto GEOS)
Tabelle 12:
Zusammensetzung der Minerale mit Angabe ihrer möglichen Sulfatgehalte
Verbindung
Formel
Molmasse
[g/mol]
Sulfatgehalt
[ % ]
Masseverhältnis
SO4 / Fe
Schwertmannit
Fe
8
O
8
(OH)
x
(SO4)
y
Y = 1,0 / x = 6,0
Fe
8
O
8
(OH)
6
(SO4)
772,9
12,4
0,215
Y = 1,75 / x = 4,5
Fe
8
O
8
(OH)
4,5
(SO4)
1,75
819,4
20,5
0,376
Jarosit
KFe
3
[(OH)
6
/(SO
4
)
2
]
500,8
38,4
1,147
Je nach der Art der gebildeten Minerale sind die Mengen an gebundenem Sulfat unterschiedlich. In der Tabelle 12 sind
deshalb auch die Mengen des gebundenen Sulfates und die Grenzen bei verschiedenen Zusammensetzungen der Mine-
rale angegeben. Der in der Regel anzutreffende Schwertmannit kann demnach zwischen 12,4 und 20,5 % an Sulfat bezo-
gen auf sein Molekulargewicht binden.
Bezogen auf das abgetrennte Eisen liegen die gebundenen Sulfatmengen bei 0,21 bis 0,38 g SO
4
/g Fe für Schwertmannit
und bei 1,14 g SO
4
/g Fe für Jarosit. Daraus kann die bei einer Eisenabtrennung mögliche Reduzierung des Sulfatgehaltes
abgeleitet werden.
Wenn ein Kippen-, Drainage- oder Grundwasser mit 500 mg Fe/l belastet ist, dann sind bei Ausfällung von Schwertmannit
in der Regel maximal zwischen 110 und 188 mg/l Sulfat abtrennbar. Dagegen wird bei Ausfällungen von Jarosit eine höhe-
re Menge an Sulfat gebunden.
Für die Umsetzung dieses Prozesses in einer Technologie sind Wasserverweilzeiten in einer Größe von 1 - 2 Stunden
notwendig. Die zur Oxidation notwendigen Mikroorganismen sind auf einem Trägermaterial ähnlich wie bei den Sulfatre-
duktionsprozessen fixiert. Da auf diesem Trägermaterial auch die gebildeten Eisenhydroxisulfate abgeschieden werden,
müssen diese so flexibel gestaltet sein, dass die Eisenminerale von ihnen entfernt und durch ein Schlammräumersystem

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56
aus dem Oxidationsraum gefördert werden können. Der für diesen Oxidationsprozess notwendige Sauerstoffeintrag ist mit
einem Belüftungssystem zu sichern. Da die Mikroorganismen CO
2
als Kohlenstoffquelle nutzen, ist bei CO
2
armen Wäs-
sern eine CO
2
Zufuhr vorzusehen. In der Tabelle 13 sind Daten zu dem Prozess zusammengestellt.
Tabelle 13:
Daten zum EHS / Schwertmannitprozess
Prozess
EHS / Schwertmannit
Prozessinformation
Vorbehandlung
nein
Zusammensetzung
-
Zulauf
-
Ablauf
Fe
2+
: 200 – 700mg/l, SO
4
:ca 2000 mg/l
Fe
3+
: 100 – 300 mg/l, SO
4
: < 2000 mg/l
Rückstände
Schwertmannit
Vorteile
Saubere verwertbare Eisenverbindung, geringerer Kalkver-
brauch für Wasserbehandlung
Nachteile
Keine vollständige Eisenabtrennung
Optimierungsmöglichkeiten
Recycling von EHS in den Prozess, Zuführung von CO
2
bei
C - Limitation
2.2.2.5.5 Wetlands
Zur Behandlung von sauren, sulfatreichen und insbesondere schwermetallionenhaltigen Bergbauwässern werden sehr oft
Wetlands benutzt, um die Wasserqualität zu verbessern [ROB 1995], [JON 1996], [SHI 1996], [NIS 1995].
Das Reaktionsprinzip beruht dabei ebenfalls auf der Initiierung einer Sulfatreduktion und der Bindung der Schwermetalle
an dem gebildeten Sulfid oder ihrer Fällung durch die gebildeten Hydroxid- und Karbonationen.
Mikrobiologie:
MO + C
org
+ SO
4
2-
X + S
2-
+ CO
2
+ H
2
O + OH
-
MO + Me
n+
MO + Me
n+ -1,2,3,...
Chemie:
Sulfidfällung
Me
2+
+ S
2-
MeS
Reduktion
Me
3+
+ S
2-
Me
2+
+ S
0
Karbonatfällung
Me
2+
+ CO
32-
MeCO
3
Hydroxidfällung
Me
2+
+ 2 OH
-
Me(OH)
2
Biosorption/Bioakkumulation:
Me + X
MeX
Abbildung 34: Zusammenstellung der wichtigsten biologischen und chemischen Reaktionen in einem Wetland bei
einer Sulfatreduktion

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image
image
image
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57
Die Abbildung 34 enthält die wichtigsten biologischen und chemischen Reaktionen die in einem Wetland bei einem Sulfat-
reduktionsprozess ablaufen. Vor der Sulfatreduktion findet in der Regel eine Nitratreduktion statt. Durch die Mikroorganis-
men wird dabei in beiden Prozessen eine organische Kohlenstoffquelle in Biomasse und zu CO2 bzw. zu HCO3- umge-
wandelt. Durch die anschließende Autolyse der Biomasse und die erneute Verstoffwechselung wird der gesamte organi-
sche Kohlenstoff letztendlich vollständig zu CO2 bzw. HCO3- umgewandelt. Dadurch entsteht ein mineralreicher Schlamm
der arm an organischen Kohlenstoffverbindungen ist.
Bei dieser Umwandlung werden die vorhandenen Sulfationen als Elektronenakzeptor genutzt und das Sulfat dabei zum
Sulfid reduziert.
Durch die gebildeten Sulfidionen, Hydroxyl- und Karbonationen werden die vorhandenen Schwermetalle gefällt bzw. in
einigen Fällen erst reduziert und anschließend gefällt. Um einen reduzierenden Zustand zu erreichen muss der Sauerstoff
vollkommen entfernt werden. Dazu ist neben einem größeren Angebot an Kohlenstoff vor allem auch eine große Wasser-
verweilzeit notwendig. Diese Verweilzeiten liegen in der Regel bei oft mehr als 100 Stunden. Dadurch sind die spezifi-
schen Verbrauchskoeffizienten für den Kohlenstoffbedarf zur Sulfatreduktion abweichend von den Beträgen für die Hoch-
leistungssulfatreduktion, die bei kleinen Wasserverweilzeiten bestimmt worden sind.
In der Tabelle 14 sind die spezifischen Koeffizienten für den Bedarf an C, N und P für zwei unterschiedliche Prozesssitua-
tionen angegeben [GLO 2003], [GLO 2005]. Diese beiden Situationen unterscheiden sich durch das Stickstoffangebot.
Einmal ist mit einem Überschuss an Stickstoff gearbeitet worden, der auch zu einem höheren spezifischen Kohlenstoff-
verbrauch geführt hat. Die Werte sind auf den Verbrauch von 1 g DOC sowie 1 g Sulfat bezogen worden.
Für die Abtrennung von 1 g Sulfat werden dabei im vorliegenden Falle je nach der Prozessart zwischen 340 und 730 mg
DOC benötigt [GLO2003]. Bei einem Überangebot an organischem Kohlenstoff und geringen Sulfat- und Nitratkonzentrati-
onen ist auch mit einer Methanbildung als unerwünschter Nebenreaktion zu rechnen. Eine Behandlung der Reststoffe ist in
der Regel nicht vorgesehen, weil eine solche Wasserbehandlung immer nur für einen bestimmten Zeitraum vorgesehen ist
und nach der Beendigung eine Verwahrung oder Sicherung der entstandenen Reststoffe erfolgt.
Tabelle 14:
Spezifische Koeffizienten für Sulfatreduktion bei Wetlands
Koeffizienten
Dimension
Betrag
C – limitiert
Betrag
Ohne NH
4
, NH
4
limitiert
Bezogen auf DOC
g SO
4
/g DOC
mg N / g DOC
mg P / g DOC
1,37
19,06
6,22
2,93
6,9
1,49
Bezogen auf SO
4
mg DOC / g SO
4
mg N / g SO
4
mg P / g SO
4
730,07
13,92
4,55
340,99
2,33
0,51
Der entstandene überschüssige Schwefelwasserstoff wird bei dem Einstellen von sauerstoffreichen Bedingungen zu ele-
mentarem Schwefel oxidiert.

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image
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58
2.3 Kostenvergleich der Prozesse
In den nachfolgenden Tabellen wird versucht, aus den unterschiedlichsten Prozessdarstellungen Aussagen über die In-
vest- und Betriebskosten zu erhalten. In einigen Fällen können dabei genauere Angaben abgeleitet werden. Dort wo das
möglich ist, wurden sie auch zusammengestellt. Bei diesen Aufstellungen werden auch Angaben zu den spezifischen
Kosten für die Behandlung von einer Wassermenge oder für die Abtrennung eines Inhaltstoffes abgeleitet. Das ist auch
deshalb interessant, da nicht in jedem Falle eine Abtrennung bis auf ein Minimum erfolgte und aus wirtschaftlichen, pro-
zesstechnischen oder genehmigungsrechtlichen Fragestellungen nur eine Teilabtrennung durchgeführt worden ist. An-
gaben, die aus einem anderen Wirtschaftsraum als der € - Region erhalten wurden, sind bedingt durch die schwankenden
Wechselkurse in der Regel nicht in
€ umgerechnet
sondern in der jeweiligen Landeswährung angegeben worden. Neben
den verwendeten Literaturdaten sind in den Angaben auch Daten aus den von GEOS erstellten Anlagen und Experimen-
talstudien enthalten.
2.3.1
Fällung mit Kalk
Die Kosten für eine Wasserbehandlung durch eine Fällung mit Kalk sind von der zu behandelnden Wassermenge und der
Zusammensetzung des Wassers abhängig. Sie liegen bei den Investkosten abhängig von der zu behandelnden Wasser-
menge und Zusammensetzung des Wassers bei ca. 10 – 15 Mio. € für eine Anlage zur Behandlung von ca. 3000 m³/h. Die
Betriebskosten betragen ca. 87 – 98
€ / t Fe ohne eine Abtrennung und Deponierung des Fe haltigen Schlammes. Sie
können sich auf ca. 660 € / t Fe erhöhen, wenn der Fe - haltige Schlamm auf ca. 30 – 40 % TS abgepresst wird, dadurch
40 % Fe enthält, und anschließend auf Grund seiner Inhaltsstoffe deponiert wird. In der Tabelle 15 sind die Daten für die
Kalkfällungsverfahren zusammengestellt worden.
Tabelle 15:
Kosten für die Kalkfällungsverfahren
Technologie
Kalk
Kalkstein / Kalk
Unterhaltskosten / Wartung
gering
Gering
Investkosten
Ca 10 Mio.
€ für Anlage zur Behand-
lung von 3200 m³/h und 300 – 700 mg
Fe/l
Unbekannt
Spezifische Behandlungskosten
Abhängig von Deponierung und / oder
Verwertung des Schlamms 0,20 – 0,80
€/m³
0,10 USD / m³
Spezifische Kosten
Ca. 0,0087 – 0,10
€/ kg Fe ohne Kos-
ten für Abtrennung und Behandlung
von Schlamm
0,056 USD / kg SO
4
, (ca.0,050 €/kg
SO
4
)
2.3.2
Sulfatabtrennung mit Bariumsalzen
Eine Kostenanalyse des in Abbildung 20 dargestellten Prozesses mit BaCO
3
ohne eine Berücksichtigung der Behandlung
der anfallenden Schwermetallschlämme und ohne Berücksichtigung der Gehälter, Löhne sowie des Kapitaldienstes zeigt
Betriebskosten für die Abtrennung von 2 g SO
4
/l von ZAR
2
1,28 / m³ = 0,183 $/m³ (7,0 ZAR = 1$ 2007!). Die Investkos-
ten werden mit 50 000 000 ZAR = 7,14 Mio $ angegeben und Amortisationskosten von R 1.08 / m³. Mögliche Erlöse von
2
ZAR = Südafrikanische Rand

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image
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59
ZAR 2.76 / m³ für den entstandene Schwefel und das behandelte Wasser werden berichtet. Der Schwefelpreis wurde
dabei mit 450,00 ZAR/t = 64 $/t angesetzt, der Wasserpreis mit 2,50 ZAR/m³ = 0,36 $/m³. Die Kapazität der Anlage soll
für eine Behandlung von 800 m³/h Wasser ausgelegt worden sein. Bemerkenswert sind die geringen spezifischen Kosten
für die Sulfatabtrennung, die bei < 10
€ Cent / kg Sulfat liegen sollen.
In der Tabelle 16 sind Kosten für die Verwendung
von BaS und BaCO
3
angegeben.
Tabelle 16:
Kosten für die Wasserbehandlung mit Bariumsalzen
Prozess
BaS
BaS / BaCO
3
Unterhaltskosten / Wartung
gering
Relativ hoch
Investkosten
0,48 Mio. USD für die Behandlung von
1000 m³/d und eine Sulfatabtrennung
von 2000 mg/l
7,14 Mio. USD für eine Behandlung
von 12000 – 19000 m³/d
Spezifische Behandlungskosten
0,36 USD / m³ für 2000 mg SO
4
/l
0,183 USD / m³ für 2000 mg/l
Spezifische Kosten
Ca. 0,18 USD / kg SO
4
0,09 USD / kg SO
4
2.3.3
Fällungsprozesse mit Aluminium- und Kalziumionen
Die Kosten dieser Prozesse sind abhängig von der Zusammensetzung des zu behandelnden Wassers und der dadurch
bedingten notwendigen Menge an Chemikalien. So werden für eine Kalkbehandlung 0,10 USD/m³ bei einer Sulfatkonzent-
rationsänderung um 2 g/L angegeben, während die Kosten für die Behandlung mit BaS für die gleiche Sulfatkonzentrati-
onsänderung bei 0,36 USD/m³ liegen. Für den CESR (Walhalla) Prozess wurden für die Abtrennung von 1,5 g Sulfat 0,79
USD/m³ errechnet, während ein SAVMIN-Prozess bei einer Sulfatänderung von nur 500 mg/l zu Kosten von 0,17 USD/m³
führte [LOR 2003]. Bei diesen Kosten sind keine Aufwendungen für eine Schlammbehandlung oder einen Recyclingpro-
zess berücksichtigt worden. Die Analyse der Behandlung eines Porenwassers mit 18 g SO
4
/l führte zu Kosten von 28
€/m³
ohne Schlammbehandlung. Dabei wurden Kosten für den benötigten kalziumaluminathaltigen Walhallakalk von 480
€/t angesetzt. Bei einer Schlammbehandlung erhöhen sich die Beträge um die Kosten für eine Entwässerung, den Trans-
port, die Immobilisierung und gegebenenfalls Deponierung bis auf ca. 50 – 60
€/m³.
die Daten sind in der Tabelle 17 ent-
halten.
Tabelle 17:
Kalziumaluminathaltige Fällungsprozesse
Prozess
SAVMIN
CESR/Walhalla
Ettringit / Walhalla
Unterhaltskosten / War-
tung
gering
relativ hoch
Keine Information
Investkosten
0,31 Mio. USD für die Be-
handlung von 1000 m³/d
unbekannt
5,8 Mio. € für die Behand-
lung von 40 m³/h incl.
Schlammbehandlung
Spezifische Behand-
lungskosten
0,17 USD / m³
0,79 USD / m³ für Abtren-
nung von 1500 mg/l SO
4
28
€/m³
ohne Schlammbe-
handlung
Spezifische Kosten
ca. 0,29 USD / kg SO
4
0,53 USD / kg SO
4
1,6
€/kg SO
4
2.3.4
Membranverfahren
Die Kosten für eine solche Wasserbehandlung können nur geschätzt werden. Sie werden einmal besonders von den
Energiekosten beeinflusst. So liegen die Energiebedarfswerte für die Wasserbehandlung zur Gewinnung eines hochreinen

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60
Wassers mit einer sehr geringen Leitfähigkeit entsprechend einem Widerstand von 18 MΩ
bei ca. 2,5
- 3,5 kWh/m³. Auf
der anderen Seite werden Kosten für die Behandlung bzw. Gewinnung von Trinkwasser angegeben, die bei < 1 €/m³
Wasser liegen sollen und mit einem Energiebedarf von ca. 0,2 kWh/m³ bei einem Dead End Betrieb und Cross flow Filtra-
tion verbunden sind [PET 2005]. Ebenso werden Betreibermodelle für Großanlagen zu Preisen < 0,6 USD/m³ angeboten
(Vivendi-Israel). Von besonderer Bedeutung sind dabei vor allem die Stromkosten. Gegenwärtig muss in Deutschland mit
Stromkosten für Industrieabnehmer von >> 60 €/MWh gerechnet werden [IGB2006]. Neuere Daten sehen dabei Kosten
von 180 – 240
€/MWh vor
und werden durch die EEG Umlagen beeinflusst.
Auf der Basis der bekannten Daten für NF-Membranen und Annahmen aus der möglichen Prozessführung wurden orien-
tierende Kostenschätzungen für eine Wasserbehandlung zur Sulfatkonzentrationssenkung abgeleitet. Die wichtigsten dazu
verwendeten Daten sind in der Tabelle 18 zusammengestellt worden. Sie gehen von einer zu behandelnden Wassermen-
ge von 3000 m³/h aus. Die Sulfatkonzentration in dem zu behandelnden Wasser wurde mit 2500 mg/l angenommen.
Da das Verhältnis von produziertem Permeat zur eingespeisten "Feedmenge" von vielen Faktoren abhängig ist und zwi-
schen 30 % bei Meerwasserentsalzung mit 35.000 mg Salzgehalt/L und 95 % bei einer Emulsionsaufbereitung liegt, wurde
für das relativ salzarme Grundwasser ein Wert von 80 % angenommen. Das bedeutet, dass 1 m³ Wasser in 200 l Retentat
und 800 l Permeat aufgeteilt wird.
Tabelle 18:
Kostenschätzung für eine Wasserbehandlung mit NF Membranen
Ausgangsdaten
Betrag
Dimension
Wassermenge:
Sulfatgehalt
Trennung
3000
2500
80
m³/h
mg/l
%
Permeat:
Menge
Konzentration
2400
0
M³/h
g/l
Retentat:
Menge
Konzentration
600
12,50
m³/h
g/l
Membranfläche:
Spezifischer Durchsatz
Gesamtfläche
100
24000
L/(m²Xh)
Investkosten:
Spezifisch
gesamt
500 – 1000
12-24
€/m²
Mio
Betriebskosten:
Spezifisch
Gesamt
0,8
19 – 20
€/m³
Mio
€/a
Eine Zusammenstellung der unterschiedlichen Kosten für verschiedene Membranverfahren ist in der Tabelle 19 enthalten.
Dabei sind aber die neuen höheren Energiekosten nicht berücksichtigt worden.

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61
Tabelle 19:
Kosten für Membranverfahren
Prozess
Reversosmose
Nanofiltration NF
EDR
RODOSAN
Unterhaltskosten/Wartung
hoch
hoch
hoch
hoch
Investkosten
0,44 – 0,53 Mio.
USD für 1000 m³/d
500 – 1000 €/m²,
2 – 24 Mio.
72 000 m³/d,
(0,17 – 0,33 Mio.
für 1000 m³/d)
0,56 – 0,67
Mio. USD für
1000 m³/d
4,7 Mio.
€ für 1200
m³/d
Spezifische Behandlungskos-
ten
0,88 USD / m³
0,60 – 0,80
€/m³
0,48 USD / m³
0,012 – 0,16
€/m³
(6
€/m³
- Maxi-
mum)
Spezifische Kosten
0,183 USD / kg SO
4
0,24 – 0,32
€/kg
SO
4
0,114 USD / kg
SO
4
0,77
€/kg SO
4
2.3.5
Sorptionsverfahren
Sowohl bei den reinen Ionenaustauscherprozessen als auch dem GYP-CIX Prozess fällt eine Regenerierungslösung und /
oder ein Gipsschlamm an. Die beladene Lösung aus der Regenerierung sowie der anfallende Schlamm sind zu behandeln
oder zu entsorgen. Kosten für die Anwendung des GYP-CIX Prozesses zur Behandlung eines Bergbauwassers wurden
aus dem Vergleich verschiedener Verfahren abgeleitet. Dabei waren die Kosten abhängig von der Wasserqualität und der
zu behandelnden Wassermenge und lagen in einem Bereich von 0,24 - 0,60 USD/m³ zu behandelndes Wasser [SCHO
2001]. Bei dieser Analyse ist von einer zu behandelnden Wassermenge von 136.000 m³/d und einer Sulfatkonzentration
zwischen 1,207 - 2,887 g/L ausgegangen worden. Die Berechnung beruht auf der Fallstudie für die Wasserbehandlung in
der Griitvkeu Proprietary Mine Ltd in Süd Afrika und diente für die Berechnung der Wasserbehandlung der Grootvlei
Proprietary Mines Ltd. Dabei betrugen die Investitionskosten für diese Anlage 26 – 29 Mio. USD abhängig von der ange-
strebten Sulfatrestkonzentration und betrugen ca. 0,10 USD/m³ bei einem Restwert von 750 mg SO
4
/L und 0,12 USD/m³
für 250 mg/L Sulfat. Die Betriebskosten variierten von 0,13 USD/m³ bis 0,26 USD/m³ [ROB 1998] (Tabelle 20). 86 % dieser
Betriebskosten betrafen dabei die Regenerierung der Ionenaustauscher mit Ca(OH)
2
und H
2
SO
4
Tabelle 20:
Kosten für den Gyp – Cix Prozess
Prozess
Gyp - Cix
Unterhaltskosten / Wartung
moderat
Investkosten
26 – 29 Mio. USD für 136000 m³/d bzw. 0,10 USD /m³ mit
750 mg SO
4
/l und 0,12 USD / m³ bei 250 mg SO
4
/l
Spezifische Behandlungskosten
0,13 – 0,26 USD / m³
Spezifische Kosten
Ca < 0,15 USD / kg SO
4

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62
2.3.6
Kosten für biologische Prozesse
Die Kosten für die biologischen Prozesse werden durch die Investitionen für den Reaktionsraum, die Kosten für die not-
wendigen Chemikalien und die Behandlung der entstehenden Produkte beeinflusst. Da die zusammengestellten Techno-
logien sehr unterschiedlich sind, ergeben sich auch große Unterschiede in den Kosten. So werden die Kosten für die Her-
stellung des notwendigen Sulfides aus Schwefel für die Fällungsprozesse mit 660 CAD/t H
2
S (415 €/t) angegeben [HUI
2005]. In der Tabelle 21 sind Kosten für die unterschiedlichen biologischen Verfahren bzw. die Prozesse mit einem biolo-
gischen Sulfatreduktionsprozess angegeben.
Die dabei in der Tabelle 21 für die Hochleistungssulfatreduktion zusammengestellten orientierenden Kosten gehen von
einer zu behandelnden Wassermenge von 1000 m³/h mit einem Sulfatgehalt von 3000 mg/l aus. Das Sulfat soll dabei
vollständig abgebaut werden. Die Verweilzeit wird mit 2 h angenommen und das Reaktorvolumen mit 3000 m³. Die Ab-
schreibungen für die Anlage werden mit 10 Jahren angesetzt und der Kapitaldienst mit 7 % Zinsen.
Der spezifische Methanolverbrauch wurde mit 0,2 g/g SO
4
verwendet. Der Preis für Methanol unterliegt großen Schwan-
kungen und bewegte sich im Bereich von 150 – 300 €/t auf dem Spotmarkt in Amsterdam [BAN 2004] Er wurde deshalb
mit 200
€/t auf der Basis von 2007
angesetzt. Als Stickstoff- und Phosphatquelle wurde die Verwendung von Diammoni-
umhydrogenphosphat angenommen. Der zugrunde gelegte Preis bezieht sich auf Feinchemikalien. Die spezifischen Kos-
ten liegen dann bei 0,07
€/ kg abzubauendes Sulfat und 0,20 €/m³
zu behandelndes Wasser. Sie erhöhen sich auf 0,08
€/kg Sulfat und 0,24 €/m³ Wasser, wenn die Kosten für die Investitionen mit berücksichtigt werden. Bei diesen Kosten sind
keine Aufwendungen für die Behandlung der Rückstände sowie keine möglichen Erlöse für abgetrennte Metalle oder
Schwefel enthalten.
Tabelle 21:
Kosten für biologische Verfahren
Prozess
Bioreaktor
Paques
THIOPAQ
Hochleistungs-
sulfatreduktion
HLSR
Wetland mit radi-
oaktivem Inventar
Haldenversickerung
Unterhaltskosten /
Wartung
moderat
moderat
moderat
gering
gering
Investkosten
0,24 Mio.
USD für
1000 m³/d
bei Delta
2000 mg
SO
4
/l
Unbekannt
Anlage für 3000
m³/d
2 Mio. € für
24000 m³/d
ca. 100.000
€ für
Reduktionskammer
mit 200 m³ und
freiem Volumen
von 120 m
3
14 – 20 Mio. € / 72
000 m³/d
(bei 40 – 70 Brunnen)
Spezifische Be-
handlungskosten
0,27 USD /
m³ bei
Delta SO
4
2000 mg/l
Nur schätzbar
0,24
€/m³
Ca. 0,01 – 0,03
€/m³
0,15
€/m³
Spezifische Kosten
0,135 USD
/ kg SO
4
0,147€
/ kg
SO
4
( aus der
Sulfidproduktion
abgeleitet)
0,08
€/kg SO
4
0,1 – 0,3€/kg
SO
4
0,07
€/ kg SO
4

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63
Bei dem dargestellten Wetland handelt es sich um Prozesse unter reduktiven Bedingungen. Die Investitionskosten bezie-
hen sich deshalb nur auf die Gestaltung des für eine Sulfatreduktion notwendigen Reaktionsraumes. Das ist in der Regel
ein Becken mit einem solchen Volumen, durch das Verweilzeiten zwischen 50 und 100 Stunden in Abhängigkeit von der
zu behandelnden Wassermenge eingestellt werden können. Bei dem zur Betrachtung herangezogenen Verfahren lag die
maximale zu behandelnde Wassermenge bei 5 m³/h und das dazu notwendige freie Beckenvolumen bei 200 m³. Als Koh-
lenstoffquelle wurde Methanol verwendet. Die dosierte Menge lag bei 0,20 L/m³ bzw. 0,16 kg/m³ Wasser. Die gemittelten
Analysen lassen bei diesem Kohlenstoffeintrag einen Sulfatabbau von ungefähr 0,1 g/l erkennen. Durch die fehlende
Rückstandsbehandlung sind die spezifischen auf die Wassermenge bezogenen Kosten sehr gering und liegen in einem
Bereich von wenigen
€ Cent/m³.
In die Tabelle wurden auch Kosten aufgenommen, die entstehen würden wenn Wasser in eine Kippe eingetragen wird, um
dort unter reduzierten Bedingungen über eine Sulfatreduktion eine Metallabtrennung und Immobilisierung zu erreichen.
2.3.7
Kosten für den EHS / Schwertmannitbildungsprozess
In der Tabelle 22 sind Daten und Kosten für die Eisenhydroxisulfatbildung zusammengestellt worden, die aus früheren
Arbeiten sowie einem BMBF-Projekt abgeleitet worden sind [GEOS 2001], [BMBF 2006].
Danach liegen die Kosten für die Behandlung von 1 m³ Wasser bei weniger als 3 Cent, wenn von Anlagengrößen für eine
zu behandelnde Wassermenge von mehr als 1.000 m³/h ausgegangen wird.
Dieser Prozess ist vorrangig ein Eisen-Abtrennungsprozess und kann lediglich als ergänzender Sulfatabtrennungsprozess
angesehen werden, da nur derjenige Sulfatanteil entfernt wird, der mit dem Eisen abgetrennt wird. Das ist dann von Vor-
teil, wenn die Sulfatkonzentrationen unter den Konzentrationen der Gipslöslichkeit liegen und mit einer reinen Kalkfällung
keine weitere Sulfatkonzentrationssenkung erreicht wird.
Deshalb ist eine Kombination mit anderen Sulfatabtrennungsprozessen wie dem RODOSAN
®
-Verfahren, den Membran-
verfahren oder auch den anderen Fällungs- und Ionenaustauschprozessen, bei denen die hohen Eisenkonzentrationen
stören würden, denkbar.
Tabelle 22:
Kosten für den EHS - Bildungsprozess
Prozess
EHS / Schwertmannit
Unterhaltskosten / Wartung
gering
Investkosten
ca. 800.000
€ für die Behandlung von
1000 m³/h
Spezifische Behandlungskosten
ca. 0,03
/ m³
Spezifische Kosten
ca. 0,1 € / kg EHS (100 %TS)
Bedingt durch die mögliche Verwertung der abgetrennten Eisenverbindungen und die gegenwärtig stetig steigenden Prei-
se für Rohstoffe (1000 - 1500
€/t Eisenpigment) kann dabei der Prozess der
Wasserbehandlung hinsichtlich der Kosten
erheblich entlastet werden, wenn diese Eisenabtrennung vorgeschaltet wird.
Wenn eine Verwertung der anfallenden Eisenhydroxisulfate nicht möglich ist, dann entstehen durch die Lagerung der
sauren sulfathaltigen Schlämme gegebenenfalls in einer speziellen Deponie erhebliche Kosten. Da ein solcher Prozess
der Lagerung noch nicht existiert und nicht als Standardtechnologie angesehen werden kann, sind auch genehmigungs-
rechtliche Probleme zu erwarten.

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64
In der Tabelle 23 sind die Invest- und Betriebskosten für einen solchen Prozess ausgehend von einer Wassermenge von
1000 m³/h abgeleitet worden. Dabei liegt dem Prozess eine Wasserverweilzeit von 2 Stunden in dem Reaktionsraum zu-
grunde. Für die Energiekosten wurden die 2008 geltenden Kosten von ca. 0,05
€/KWh angesetzt.
Tabelle 23:
Ableitung von Invest- und Betriebskosten für einen Eisenhydroxisulfatgewinnungsprozess
Kategorie
Dimension / Bemerkung
Betrag
Grundlagen
Wassermenge
Fe ( als Fe
2+
)
HCO
3
-
Oxidationsgeschwindigkeit
Durchschnitt
Maximum
Spezifische Geschwindigkeit
Spezifische Geschwindigkeit
m³/h
mg/l
mg/l
mg/h
mg/h
mg/lh
mg/m²h
1000
< 500 – 700
200 – 400
525
875
350
2,6
Kosten Anlagenbedarf
Gesamt
Behandlungsbecken
2000 m³
Einbauten / Träger
Belüftungssystem
Aufbereitungsanlage /
Mess-Regeltechnik
220.878
40.903
40.000
500.000
800.000 €
Preise
Elektroenergie
30 KWh/30 kg O
2
/h
0,048 €/KWh
11.500
€/a
Betriebskosten
Gesamt
Abschreibungen
Kapitaldienst
Wartung/Instandhaltung
Personal 2 AK
80.000
€/a
56.000
€/a
50.000
€/a
70.000 €/a
256.000
€/a
Kostenermittlung
Investionsfolgekosten
Energiekosten
sonstige Betriebskosten
Erlöse/Koppelprodukte
15.000
€/a
256.000
€/a
Spezifische Größen
Investitionskosten
Betriebskosten
ca. 10 Cent/m³
ca. 3 Cent/m³

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65
2.4 Ökologische und umweltbeeinflussende Bewertung
Für die Bewertung der verschiedenen Prozesse wurden neben den einschlägigen ökonomischen und technischen Kennzif-
fern auch die vorgegebenen Kriterien der Europäischen Kommission für Folgenabschätzungen nach den "Impact Asses-
sment Guidelines“ herangezogen [COM 2002] [EC 2005] [EU 2006].
In Anlage 1 sind die zu berücksichtigenden Kriterien und die Schlüsselfragen für die ökonomischen, sozialen und umwelt-
betreffenden Sachverhalte entsprechend des EU-Leifadens für Folgenabschätzungen [EU 2006] zusammengestellt.
Die Einflussanalyse erfolgt dabei nach mehreren Analysenschritten. Die Hauptschritte sind:
Problemidentifikation
Definieren des zu bewertenden Gegenstandes / Objektes
Entwicklung der wichtigsten Optionen
Analyse ihrer Einflüsse und Wirkungen
Vergleich der Optionen
Festlegung eines Monitoring- und Prüfsystems
Die Bestimmung und Identifizierung der Einflussgrößen erfolgt dabei jeweils in 3 Schritten:
1. Schritt : Identifizierung des Einflusses bzw. der Wirkung
2. Schritt: Qualitative Einschätzung der meisten signifikanten Einflüsse und Wirkungen
3. Schritt: fortgeschrittene qualitative oder quantitative Analyse der Einflüsse und Wirkungen
Um diese Analysen annähernd einheitlich zu gestalten sind entsprechende Tools entwickelt worden und über das Internet
zugänglich (IQ–Tools) [IQT 2006]. Das gesamte Verfahren einschließlich der qualitativen und quantitativen Darstellung
erfolgt nach einem Algorithmus, der als Road Map vorgegeben ist.
In die Analyse wurden noch zwei zusätzliche Behandlungsvarianten aufgenommen, die keine Wasserfassung benötigen
und als naturnahe Verfahren eingesehen werden können. Das sind einmal die Infiltration, bei der ein Wasser in eine Kippe
oder den Boden wieder infiltriert wird oder die sogenannten „in Lake“ Verfahren, die in einem Wasserkörper durchgeführt
werden.
Auf der Basis des Leitfadens zur Folgenabschätzung in der Neufassung vom März 2006 [EU 2006] wurde versucht, eine
Bewertung der unterschiedlichen Prozesse und Technologien vorzunehmen. Diese Bewertung kann nur einen orientieren-
den Charakter haben, da eine umfassende Bewertung der Folgenabschätzung nur durch ein zusammenfassendes Ergeb-
nis der Bewertung der unterschiedlichen betroffenen Gruppen und Personenkreise und durch Fachleute erfolgen kann.
Die Bewertung wurde in Anlehnung an die international durchgeführten Folgenabschätzungen zum Einfluss von Lagerstät-
ten [BIO 2007] durch die Vergabe von Punkten im Bereich -2 bis +2 vorgenommen. Dabei bedeutet -2 einen sehr oder
relativen großen negativen Einfluss, während +2 einen entsprechenden starken und positiven Einfluss auf die jeweils be-
trachtete Kategorie ausübt. 0 bedeutet entweder keine mögliche Bewertung oder eine neutrale Wirkung. Die Ergebnisse
der Bewertung sind in Tabelle 24 enthalten.
Aus den in dem Anhang 1 aufgeführten maßgebenden Kriterien und Schlüsselfragen entsprechend des Leitfadens für
Folgenabschätzungen kann aus den in der Tabelle 1 der Anlage 1 dargestellten wirtschaftlichen Kriterien abgeleitet wer-
den, dass im Falle einer Wasserbehandlung insbesondere einer Sulfatabtrennung mit steigenden Kosten zu rechnen ist,
und gegebenenfalls Innovation und Forschung stimuliert werden können. Die Prüfung der in der Tabelle 2 angegebenen

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66
ökologischen Auswirkungen (Tab. 2, Anlage 1) führt zu den Aussagen, dass die Wasserqualität verbessert wird und je
nach Verfahren aber die Bodenqualität und die Grundwasserqualität beeinflusst werden können. Wenn die Rückstände bei
den Behandlungsverfahren als Abfälle deklariert werden müssen, dann existiert eine Beeinflussung der Abfallproduktion.
Weiterhin ist in jedem Falle mit einem zusätzlichen Energieverbrauch zu rechnen. Aus den Kriterien zur sozialen Wirkung
nach Tabelle 3 der Anlage 1 kann abgeleitet werden, dass durch eine verbesserte Wasserqualität die Lebensbedingun-
gen verbessert werden und durch einen möglichen neuen Prozess zusätzlich eine noch zu definierende Zahl von Arbeits-
plätzen geschaffen werden kann.
Die Auswertung der ökonomischen Kategorien zeigt für die Wasserbehandlungsarten als günstigste Variante die In-lake-
Behandlung gefolgt vom Wetland, der Kippeninfiltration, der EHS-Bildung und dem Rodosanprozess.
Die Bewertung der Umwelteinflüsse zeigt die In-lake-Behandlung mit der Kippeninfiltration auf gleichem Niveau gefolgt
vom Wetland, EHS und Rodosanprozess, wobei die letzten drei ebenfalls gleichen Punktzahlen besitzen.
Die Gesamtbewertung führt zu einer Reihenfolge von In-lake-Behandlung (+12), Kippeninfiltration und Wetland (+9), ge-
folgt von EHS (+7) und anschließend dem Rodosanprozess (+6). Die Fällungsprozesse und die meisten Membranprozes-
se besitzen dagegen eine negative Punktzahl.
Diese Reihenfolge sagt aber nichts über die Anwendbarkeit dieser Verfahren im konkreten Fall einer Sulfatabreicherung
oder Eisenabtrennung aus. Gerade die aus der Folgenabschätzung mit hoher Punktzahl hervorgegangenen Verfahren
Wetlands und In-lake-Behandlung sind auf Grund der diesen Verfahren zu Grunde liegenden Reaktionsmechanismen
nicht für die Behandlung großer Wassermengen in einem erforderlichen kurzen Zeitraum geeignet. Die Folgenabschät-
zung kann deshalb immer nur einer Prüfung der grundsätzlichen technischen Anwendbarkeit, die sich aus Leistungskenn-
ziffern und Reaktionsmechanismen ableitet, nachgeordnet sein.

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67
Tabelle 24:
Analyse der Folgenabschätzung
Fällungsprozesse
Membranprozesse
mikrobiologische Prozesse
naturnahe Prozesse
Technologie / Prozess
Kalkstein/Kalk Bariumsulfat
Barium -
karbonat
SAVMIN
CESR/
Walhalla
Umkehros -
mose
Nanofiltration
Anionenaus-
tausch
Rodosan
Elektro-
dialyse
Paques
Thiomet
Paques
Thiopaq
chemolitho -
autotroph
HLSR (Hoch-
leistungssul-
fatreduktion)
EHS
Wetlands
In lake
Behandlung
Kippen
Infiltration
Ökonomische Einflüsse
1
Wettbewerb, Handel,
Investitionen
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-1
2
2
-1
2
Wettbewerb auf dem EU-
Binnenmarkt
0
-1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1
1
1
1
1
3
Betriebskosten und
Geschäftsbetreib
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
2
2
2
4
Administrative
Geschäftskosten
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
5
Eigentumsrechte
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
-2
-2
0
0
-1
-1
0
-1
6
Innovation und Forschung
0
0
0
0
0
0
0
0
1
0
1
1
1
1
1
0
1
1
7
Verbraucher und Haushalte
0
0
0
0
0
0
0
0
1
0
1
0
0
0
1
0
0
0
8
spezifische Sektionen oder
Regionen
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
1
0
0
1
9
Dritte Länder und
internationale Beziehungen
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
10
Öffentliche Hand
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
11
Makroökonomische Umwelt (
Umfeld)
0
0
0
0
0
0
0
0
2
0
1
1
0
0
2
0
0
0
Summe
-3
-4
-3
-3
-3
-3
-3
-3
1
-3
-2
-3
-2
-1
2
4
6
3
Umwelteinflüsse
1
Luftqualität
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
2
Wasserqualität und
Ressourcen
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
2
3
Bodenqualität und
Ressourcen
0
0
0
0
0
1
1
0
1
0
1
1
0
0
1
0
0
0
4
Klima
1
1
1
1
1
0
0
0
0
0
1
1
1
1
1
0
1
1
5
Erneuerbare oder nicht
erneuerbare Ressourcen
-1
-1
-1
-1
-1
0
0
0
1
0
1
1
0
0
1
0
0
0
6
Biodiversität, Flora, Fauna,
Landschaft
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
7
Landverwendung/
Flächennutzung
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
0
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
0
0
8
Abfallproduktion,
Abfallgenerierung, Recycling
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
1
2
2
1
1
1
1
2
1
0
0
9
Wahrscheinlichkeit oder Grad
der Umweltrisiken
-1
-2
-2
-1
-1
-1
-1
-1
0
0
-1
-1
-1
-1
0
0
0
0
10
Mobilität und Verbrauch von
Energie
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-1
1
-2
-2
-2
-1
-1
-1
2
2
2
11
ökologische Folgen der
Firmenaktivität
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-2
-1
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12
Lebewesen- und
Pflanzengesundheit,
Sicherheit von
Nahrungsmitteln und Futter
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Summe
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-6
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-5
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Soziale Einflüsse
1
Beschäftigung und
Arbeitsmarkt
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Standards und Rechte
bezüglich der
Arbeitsplatzqualität
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Soziale Integration und Schutz
von speziellen Gruppen
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4
Gleichbehandlung und gleiche
Möglichkeiten, keine
Diskreminierung
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Privat- und Familienleben,
persönliche Daten
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Regierungsgewalt,
Beteiligungen,
Eigentumsverwaltung,
Zugänglichkeit zur Justiz, zu
Medien und Ethik
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Volksgesundheit und
Sicherheit
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Kriminalität, Terrorismus und
Sicherheit
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Zugang zu und Effekt auf den
sozialen Schutz, die
Gesundheit und das
Erziehungssystem
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0
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Summe
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-1
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0
0
0
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Gesamt / Total
-9
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-12
-9
-9
-8
-8
-5
6
-4
-3
-4
-3
-1
7
9
12
9

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68
3 Maßnahmen im Projektgebiet Lausitz
3.1 Einleitung
Im Projektgebiet Lausitz treffen mehrere Probleme zusammen. Einmal existiert durch den Wiederanstieg des Grundwas-
sers ausgelöst durch die Reduzierung des Braunkohlebergbaus und der Stilllegung der Tagebaue die Notwendigkeit, das
ansteigende Grundwasser in bestimmten Regionen zu entfernen oder seine Höhe zu senken, um eine Gefährdung der
bewohnten Regionen zu verhindern. Zum anderen besitzt das Grundwasser eine von den Normbedingungen abweichende
Zusammensetzung, weil es das in den Kippen durch die abgelaufenen Oxidationsprozesse vorhandene mobile Inventar
austrägt. Dadurch sind in mehreren Regionen tiefe pH Werte mit höheren Sulfat- und Eisengehalten in den Wässern vor-
handen, die eine Behandlung des Wassers erforderlich machen.
Umfangreiche Analysen zum zu erwartenden Sulfatgehalt und seiner Entwicklung bis ca. 2050 existieren deshalb.[GEOS
2008], [GEOS 2009a], [GEOS 2010],[IWB 2010], [IWB 2012], [IWB 2013a]. Da mindestens ein Teil der Sulfatfracht in dem
Projektgebiet Lausitz mit der Eisenfracht durch die Pyritoxidation gekoppelt ist, wurde das Verhältnis von transportiertem
Sulfat zu transportiertem Eisen analysiert. [ARGE GW Güte 2012]. Da das mobile Eisen durch unterschiedliche Prozesse
gefällt und remobilisiert werden kann wurde ein Abreicherungsfaktor abgeleitet. Dazu wurden verschiedene Situationen
des Grundwassers wie Zustand im Gewachsenen, innerhalb einer Kippe, Grundwasser in einer Kippe im Abstrom eines
Restsees und Grundwasser im Gewachsenen im Abstrom einer Kippe analysiert und aus den Daten ein Abreicherungsfak-
tor auf der Basis von Molverhältnissen von SO4 / Fe = 4:1 abgeleitet. Das bedeutet ein Verhältnis von 1 mg Fe : 6,9 mg
SO4 im Wasser oder 300 mg Fe sind mit 2060 mg SO4 gekoppelt.
Eine besondere Situation entsteht außerdem immer dann, wenn die alten früheren Grundwasserleiter und die Grundwas-
serfließrichtung bedingt durch die Bergbauaktivitäten und die damit verbundene Veränderung der Bodenstruktur nicht
mehr eingenommen werden können und neue Leiter sowie Fließrichtungen entstehen.
Abgeleitete und angewendete Maßnahmen im Projektgebiet Lausitz bestehen deshalb einmal aus den unterschiedlichsten
Maßnahmen zum Schutz vor dem aufsteigenden Grundwasser und wenn notwendig einer Wasserbehandlung sowie den
Maßnahmen zur Sicherung der Wasserqualität in dem vorhandenen Flussgebiet. In diesem Teil werden deshalb ausge-
wählte und angewendete Grundwasserfassungen und im nächsten Abschnitt einige geplante Vorhaben dargestellt.
3.2 Beispiele für Grundwasserfassungen im Projektgebiet
Lausitz
Für die Grundwasserfassungen werden vor allem Horizontal- und Vertikalfilterbrunnen sowie Drainagesysteme verwendet.
Das gefasste Wasser wird durch Gräben und Leitungen abgeführt.
Hoyerswerda
In Folge der Stilllegung von Braunkohlentagebauen und der damit verbundenen Einstellung der Tagebauwasserhaltung
kommt es zum Wiederanstieg des Grundwassers auf das vorbergbauliche Niveau. Das Stadtgebiet Hoyerswerda wurde
seit den fünfziger Jahren ohne Berücksichtigung eines möglichen Grundwasserwiederanstieges nach Einstellung der
Bergbautätigkeit errichtet. Damit es durch den Grundwasserwiederanstieg nicht zu einer dauerhaften Beeinträchtigung von

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69
Bebauungen und innerstädtisch genutzten Flächen kommt, wurden im Rahmen der Gefahrenabwehr die Niederhaltung
des Grundwasserspiegels durch technische Maßnahmen konzipiert. Die installierte Anlage besteht aus drei 25 bis 30 m
tiefen Horizontalfilterbrunnen mit Sammelschächten, einem ca. 5 km langen unterirdischen Ableitungssystem sowie dem
bis zu 7 m tiefen und 3,3 km langen Westrandgraben (von Hoyerswerda nach Nardt) als oberirdische Ableitung zur Vorflut
[LMBV 2011], [KAI 2011]. Die Brunnen sind mit jeweils sechs bis acht etwa 60 m langen sternförmig verlegten Horizontal-
filtersträngen bestückt und fördern zusammen eine Wassermenge, je nach Grundwasserspiegel, von etwa 10 m³/min (s.
Abbildung 35). Das über die Horizontalfilterstränge gefasste Grundwasser wird durch natürlichen Zufluss in die Ringleitun-
gen der Brunnen und über Pumpen in ein luftdicht abgeschlossenes Rohrsystem geführt, um dann weiter in den West-
randgraben abgeleitet zu werden (Mitteilung LMBV). Dabei erfolgt der gesamte Vorgang des Hebens sauerstofffrei um
eine Eisenhydroxidbildung in den Leitungen zu verhindern.
Das Horizontalfilterbrunnensystem wird seit 2010 im Dauerbetrieb für die Grundwasserabsenkung im Stadtgebiet Hoyers-
werda erfolgreich betrieben. Die Errichtung der Anlage hat ca. 32 Mio. € gekostet (Mitteilung LMBV). Die jährlich anfallen-
den Betriebskosten für Energie, Wartung und Monitoring belaufen sich auf rund 500.000 €. Die LMBV ist Projektträger im
Auftrag des Bundes und der Braunkohleländer. Die Finanzierung erfolgte durch den Bund. Die Bereitstellung der laufen-
den Betriebskosten erfolgt derzeit durch den Bund und den Freistaat Sachsen über das Verwaltungsabkommen Braunkoh-
lesanierung
.
Abbildung 35: Grundwasserniederhaltung Hoyerswerda mit Horizontalfilterbrunnen [KAI 2011]
Senftenberg östliches Stadtgebiet / Laugkfeld
Ähnlich wie die Anlage in Hoyerswerda werden zur Grundwasser-Abwehr im Senftenberger Stadtgebiet drei Horizontalfil-
terbrunnen errichtet. Dies betrifft vor allem den Bereich Laugkfeld und das östliche Stadtgebiet wo das bereits hoch anste-
hende Grundwasser abgesenkt werden muss. Weitere Brunnenstandorte sind am Theater „Neue Bühne“ und in der
Badstraße vorgesehen. Insgesamt sind der Bau von 13 Horizontalfilterbrunnen und der Ausbau von Drainagen und Grä-
ben vorgesehen [ZSCH 2013]. Das System zur Abwehr der Gefahren des Grundwasserwiederanstieges soll ab dem Jahr
2014 in den Dauerbetrieb gehen (Mitteilung LMBV). Die Ableitung der gehobenen Grundwässer erfolgt zur GWRA Rainitza
[LMBV 2011], [KAI 2011].

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70
3.2.1
Vertikalfilterbrunnengalerie
Vertikalfilterbrunnen werden vor allem auch zur Entwässerung der Tagebaue genutzt. Sie sind als Randriegel an der äu-
ßeren Kontur des Tagebaufeldes zum Abfangen des Grundwasserzustroms aus dem Umfeld, Vorfeldriegel im Vorlauf der
Deckgebirgs- und Kohleförderung sowie Kippenriegel zum Niedrighalten des Grundwasserspiegels im Hinterland der Koh-
leförderung installiert. Die Absenkungstiefen der Brunnen richten sich nach der Lage des Braunkohleflözes.
Während in den älteren Tagebauen Spreetal, Bluno, Skado und Koschen unter vergleichsweise günstigen lagerstätten-
geologischen Bedingungen maximale Absenkungen von 40 bis 50 Meter erforderlich waren, müssen unter ungünstigen
lagerstättengeologischen Bedingungen, z. B. im Bereich der Trebendorfer Hochfläche im Tagebau Nochten, eine Grund-
wasserabsenkung bis 100 Meter und mehr erzielt werden. Dementsprechend tiefer sind die Vertikalfilterbrunnen.
Lauchhammer Ost
In Lauchhammer Ost sind am Pappelweg 11 Vertikalfilterbrunnen mit einer Teufe bis zu 18 m verbunden mit der Erstel-
lung von Ringdrainagen zur Sicherung von Einzelhäusern, die auf einem Kippengelände stehen, vorgesehen. Die Reali-
sierung soll in 2 Abschnitten im Zeitraum 2012 und 2013 durchgeführt werden [ZSCH 2013]. Das gehobene Wasser wird
in die Vorflut zur Schwarzen Elster geführt.
3.2.2
Gräben bzw. Grabenertüchtigungen und Drainagen
Zerre
Um dem Grundwasserwiederanstieg im Ortsteil Zerre in der Gemeinde Spreetal (Oberlausitz) entgegen zu wirken, wurden
in den letzten Jahren westlich des Ortes in einem Halbkreis zwei Entwässerungsgräben neu gebaut (s. Abbildung 36).
Diese verhindern nun erfolgreich, dass das Grundwasser höher steigt und in die Keller der Bebauungen des Ortes ein-
dringt. Somit wurde die Ortschaft gegen das wieder ansteigende Grundwasser gesichert. Das Grabensystem ist insgesamt
etwa 1,7 km lang, etwa 2 bis 16 m breit und bis zu 5 m tief. Das gefasste Wasser wird über ein Schöpfwerk in die Spree
abgeleitet. Die Kosten betragen etwa 350.000 € [KAI 2011].
Abbildung 36: Grundwasserniederhaltung Zerre mit Grabenneubau [LMBV 2011][KAI 2011]

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71
Altdöbern
Mit Stilllegung des Braunkohletagbaus Greifenhain und seiner Flutung zum Altdöberner See kommt es in der Umgebung
zum Grundwasserwiederanstieg. Durch die LMBV wurden im Auftrag von Bund und Land Brandenburg Untersuchungen
im Raum Altdöbern über mögliche Schäden an Bebauungen durch aufsteigendes Grundwasser durchgeführt. Die Ergeb-
nisse zeigten, dass an 549 Einzelobjekten in Altdöbern mit Schäden zu rechnen ist, wenn keine Abwehrmaßnahmen er-
griffen werden [LMBV 2013]. Als optimale Schutzmaßnahme zur Sicherung der meisten Einzelobjekte durch flächenhafte
Grundwasserabsenkung, wurde durch die LMBV die Errichtung eines Abfanggrabens favorisiert. Für ca. 13 Objekte die
nach der Realisierung des Abfanggrabens immer noch von Schäden durch aufsteigendes Grundwasser bedroht sind,
werden Einzelhausicherungen notwendig [KAI 2011], [LMBV 2013].
Der 1,3 km lange, 18 bis etwa 50 m breite und etwa 3 bis 10 m tiefe Abfanggraben „Neuer Südgraben“ dient zur Fassung
der aufsteigenden/ zuströmenden Grundwässer und Ableitung in das Chransdorfer Fließ. Die Wasserableitung erfolgt im
natürlichen Gefälle zum Vorfluter. Der Baubeginn ist für das Jahr 2015 geplant [LMBV 2013]. Der geschätzte Investitions-
aufwand beträgt ca. 1,8 Mio.
€. Da der Graben im Freispiegelbereich funktioniert, muss die hydraulische Wirksamkeit des
gesamten Grabensystems durch eine kontinuierliche Unterhaltung gewährleistet werden.
Schwarzheide
Das Grundwasser in Schwarzheide soll um die Jahre 2015/16 seinen Endstand erreichen. Bis dahin muss das groß ange-
legte Ableitsystem stehen. Zuvor wurden ungefähr 50 Varianten durchgerechnet und diskutiert und im Ergebnis für die in
Abbildung 37 gezeigte entschieden [KAI 2011]. 2012 wurden die Tiefendrainage an der Bahnstrecke und an der Wandel-
hofsiedlung entlang verlegt und das Vereinigungsbauwerk errichtet. In den Jahren 2013/14 folgt dann die bis zu zwölf
Meter tiefe Drainageleitung nördlich des Flugplatzes zum Vereinigungsbauwerk. Diese Leitung wird das aus der Hochkip-
pe in Richtung der Stadt strömende Wasser aufnehmen und zu den Restlöchern 28 und 29 ableiten. Damit das Ableitsys-
tem funktioniert, muss der Wasserspiegel der genannten Restseen, die sich in See Campusnähe befinden, auf 92,5 Meter
über Normallnull abgesenkt und dauerhaft gehalten werden. Aus den beiden Seen wird dann das Wasser in die Schwarze
Elster abgegeben. Da das Wasser aber sauer ist, muss eine Grubenwasser-Reinigungsanlage dazwischengeschaltet
werden. Diese Grundwasserniederhaltung in Schwarzheide soll über die drei Tiefendrainagen Schwarzheide Nord, Kip-
penrandgraben und Deponie Kabelbaggerteich erfolgen (s. Abbildung 37).
Abbildung 37: Grundwasserniederhaltung Schwarzheide mit Tiefendrainagen [LMBV 2011]
Vereinigungsbauwerk

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72
Lohsa
Im Ortsteil Driewitz der sächsischen Gemeinde Lohsa wurde ein weiterer Abschnitt zur Regulierung der Vorflut fertigge-
stellt. Auf einer Länge von 1.250 m wurde der „Mittlere Graben“ ausgebaut. Im Rahmen der Maßnahme mussten sechs
Durchlässe instand gesetzt werden. Der „Südliche Graben“ ist auf einer Länge von ca. 800 m neu gestaltet worden.
3.2.3
Komplexes Wasser Ableitungssystem
Das Vorflutsystem Lauchhammer [SOM 2013]
Das im Westen der Lausitz gelegene Gebiet um Lauchhammer ist durch eine 150 jährige Braunkohlegewinnung geprägt.
Der Grundwasserwiederanstieg in den Tagebaurestlöchern führt zu Beeinträchtigungen der Lebensqualität und der Si-
cherheit von Bauwerken. Deshalb wurden Möglichkeiten einer Abführung der aufsteigenden Grundwässer analysiert und
eine Vorzugsvariante abgeleitet. Da der Vorfluter für dieses Gelände die Schwarze Elster ist, soll durch ein umfangreiches
Graben- und Überleitungssystem das Wasser in die Schwarze Elster transportiert werden. Dieses Graben- und Überlei-
tungssystem besteht aus 9,4 km von Überleitern und einem 20,4 km langen Ableitungssystem. Da das Wasser einen
niedrigen pH-Wert besitzt und zusätzlich die Eisenkonzentration mit 20 – 40 mg/l höher als zulässig ist, wird in Plessa
eine Wasserbehandlungsanlage konzipiert, die auf einer Behandlung des Wassers mit einem klassischen Fällungs-
/Flockungsverfahren beruht.
Abbildung 38: geplantes Vorflutsystem Lauchhammer(nach Sommer [SOM 2013])
Schlosssiedlung Lauchhammer
In Lauchhammer wurde eine Anzahl von Wohnhäusern auf einer Altkippe errichtet. Die durch den Grundwasserwiederan-
stieg ausgelöste Gefährdung der Gebäude führte zu umfangreichen Analysen und dem Entschluss, ein Siedlungsgebiet
durch eine Kombination von Rohr- und Drainageleitungen zu sichern [SOM 2013]. Diese Rohr- und Drainageleitung ist mit
2 Pumpstationen versehenen und soll die Schlosssiedlung in Lauchhammer sichern. (Abbildung 39).

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73
Abbildung 39: Vorzugsvariante der Sicherung der Wohnbebauung Schlosssiedlung in Lauchhammer (nach Som-
mer [SOM 2013])
4 Übertragbarkeit Maßnahmen auf das
Projektgebiet
4.1 Einleitung
Da es keine verallgemeinerungsfähige Lösung für die verschiedenen Regionen gibt, muss jeder Problemfall einer Analyse
unterzogen werden. Ausgehend von der dabei festgestellten Wasserqualität wird in dem Behandlungskonzept berücksich-
tigt, ob eine Wasserbehandlung notwendig ist. Mit der Behandlungsweise ist dabei gleichzeitig die Behandlung der mögli-
chen anfallenden Rückstände zu berücksichtigen. Diese in der Regel eisenhaltigen Rückstände besitzen je nach der ver-
wendeten Wasserbehandlung unterschiedliche Qualitäten. Wenn sie hohe Kalzit- und Dolomitkonzentrationen besitzen
und außerdem ein Teil des Sulfates als Gips gefällt worden ist, dann ist in der Regel eine Deponierung notwendig. Dabei
spielen die ebenfalls aus dem Wasser mitgefällten Schwermetalle eine Rolle, da sie die Deponieklasse beeinflussen. Bei
Schlämmen mit hohen Eisengehalten und geringen Kalk- sowie Schwermetallkonzentrationen ist dagegen eine Verwer-
tung möglich. Wie solche komplexe Maßnahmen gestaltet sein können wurde umfangreich analysiert und soll an ausge-
wählten Beispielen dargestellt werden [GEOS 2007], [JAN2008b],[UHL 2010],[UHL 2012],[UHL 2013].

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74
4.2 Maßnahmen am Vorfluter
Maßnahmen, die direkt im Vorfluter durchgeführt werden könnten, um den Auswirkungen einer Grundwasserexfiltration
entgegen zu wirken, sind folgende:
a) Gezielter Eingriff in die Mengensteuerung des Vorflutsystems
b) Anlegen von Staubereichen
c)
Konditionierung bzw. Reinigung des Flusswassers.
Die Maßnahme a) zielt auf eine starke Verdünnung der aus dem Grundwasser exfiltrierenden Stoffe. Abgesehen davon,
ob eine derartige Verdünnung überhaupt statthaft ist, stehen die erforderlichen Wassermengen nicht zur Verfügung. Au-
ßerdem wäre die Wirksamkeit insbesondere beim Eisen stark anzuzweifeln, so dass diese Möglichkeit als nicht zielführend
verworfen und nicht weiter betrachtet wird.
Durch das Anlegen von Staubereichen durch den Bau von Wehren in den von der Grundwasserexfiltration betroffenen
Flussabschnitten könnte durch den höheren Wasserstand auf der Stauseite des Wehres, die Grundwasserexfiltration
zurückgedrängt werden. Ob eine solche Maßnahme zum Erfolg führt und welche Stauhöhe einzustellen ist, kann nur an
Hand hydraulischer Modelle geprüft werden. Dies kann im Rahmen der Erarbeitung von hydrogeologischen Lupenmodel-
len für die betroffenen Flussabschnitte mit erfolgen.
Bei der Maßnahme c) wird der Flussabschnitt, in dem die Grundwasserexfiltration stattfindet, den vorhandenen Bedingun-
gen überlassen und der Fluss selbst wird als „Sammelsystem“ für das belastete Grundwasser genutzt. Anschließend wird
das gesamte Flusswasser gereinigt. Diese Verfahrensweise war früher im Braunkohlenbergbau in der DDR an verschie-
denen Stellen anzutreffen: z. B. an der Kleinen Spree, die als Ableiter für Sümpfungswasser genutzt wurde. Anschließend
wurde der gesamte Flusslauf in der GWRA Burgneudorf gereinigt. Der Abzweig von der Kleinen Spree zur GWRA
Burgneudorf ist in den Karten noch zu finden und zu erkennen. Auch heute noch wird eine Teilstrecke der Struga zur Ab-
leitung von Grubenwasser aus dem Tagebau Nochten genutzt.
Da im Projektgebiet Lausitz die Qualität des Wassers des Vorfluters Spree durch den Grundwasserwiederanstieg betroffen
ist, wurden in den Analysen und Recherchen die unterschiedlichen Behandlungsmöglichkeiten zusammengestellt. Für den
Nordraum des Spreegebietes ergeben sich danach Ansatzpunkte für eine Behandlung an der Berste, der Wudritz, dem
Greifenhainer- und dem Mühlenfließ. Im Südraum der Spree existieren Möglichkeiten durch eine Behandlung des Wassers
der kleinen Spree sowie der Spree und des Grundwassers der Ruhlmühle ([LMBV 2013b], [UHL 2010],[UHL 2012],[UHL
2013]).
An der Wudritz soll die Wasserqualität zunächst durch eine Schlammberäumung sowie durch eine temporäre Überleitung
des die Wudritz beeinflussenden Wassers vom Schlabendorfer See zum Lichtenauer See gefolgt von einer Neutralisation
des Lichtenauer Sees erfolgen. Analysiert wird im Weiteren die „In lake“ Wasserbehandlung des Schlabendorfer Sees
sowie die Errichtung von Wetlands zur Abtrennung des Eisens durch Sedimentation und die Errichtung einer temporären
Konditionierungsanlage. Eine denkbare aber problembehaftete Variante ist auch die Wasserüberleitung in den Stoßdorfer
See. Nach einer Neutralisation des Schlabendorfer Sees soll auch neutralisiertes Überschußwasser temporär über den
Lorenzgraben in die Wudritz abgegeben werden. Der Ableiter für das Wasser vom Hindenberger See zur Wudritz ist über
Filterbrunnenriegel geplant.

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75
Die Berste führt nur im Oberstrom ein stark saures eisenhaltiges Wasser, dass im Wesentlichen durch das Weißacker
Moor beeinflusst wird. Das Wasser aus dem Görlsdorfer Fließ wird in der GWRA Görlsdorf einem Absetzbecken weitge-
hend gereinigt. Nach dem Passieren des NSG Borcheltsbusch und durch Zuflüsse im mittleren Teil ist sie neutralisiert. Da
bedingt durch den geogenen Eisengehalt in der Region aus Altbergbau, Landwirtschaft und den Mooren eine mögliche
Veränderung des Eiseneintrages nicht auszuschließen ist, kann zum Schutz vor allem von Luckau eine naturnahe Be-
handlung des Wassers im Borcheltfließ im Nebenschluss zum NSG Borcheltbusch eingerichtet werden. Temporär kann
das Flussgebiet der Berste auch mit dem Überschusswasser aus dem Stiebsdorfer See gespeist werden.
Für eine Behandlung des Wasser im Vetschauer Fließ steht einmal die vorhandene GWRA zur Verfügung. Dort soll eine
Abtrennung des Eisens durch Sedimentation erfolgen. Es wird geplant, eine Anlage zur Bekalkung vorzuhalten und bei
Bedarf zusätzlich eine Belüftung des Wassers zu installieren. Eine weitere Maßnahme zur Reduzierung der Eisenfracht
insbesondere der aus den Reudener Torfwiesen stammenden und über den Reudener Hauptgraben eingetragenen Ei-
senfracht wurde durch die Umkehr der Fließrichtung und Einbindung in das neue Vetschauer Mühlenfließ sowie Behand-
lung in der GWRA Vetschau erreicht.
Für eine Qualitätsverbesserung des Wassers im Greifenhainer Fließ werden mehrere Alternativen gesehen. Vorzugsvari-
ante ist eine Umleitung und Behandlung des Eichower Fließes kombiniert mit einer Überleitung des Laasower Fließes in
das Eichower Fließ in den Wiesenteich und einer anschließenden naturnahen Behandlung im Wiesenteich. Eine weitere
Variante ist die Errichtung einer separaten technischen Anlage am Eichower Fließ an Stelle der naturnahen Behandlung
im Wiesenteich. Eine totale Wasserverbesserung kann durch eine Fassung der Grundwässer im Bereich des Greifenhai-
ner und Neuen Buchholzer Fließes und Einleitung der Wässer nach einer Bekalkung in den Gräbendorfer See erreicht
werden [UHL 2013].
4.3 Beispiel Kleine Spree
4.3.1
Situationsdarstellung
Die aufgeführte Fassung des belasteten Grundwassers über Brunnengalerien, Gräben oder Dränagen und die Reinigung
des gehobenen Wassers sowie die gezielte Rückführung in Tagebaurestseen oder Speicherbecken ist unter den hier
aufgeführten Maßnahmen am einfachsten realisierbar und wahrscheinlich auch am wirkungsvollsten, zumindest an den
Teilstrecken der Vorfluter, an denen bisher schon eine Verockerung im Flussbett festgestellt werden konnte.
Das verlangt jeweils eine Analyse der vorherrschenden spezifischen Situation und die Ableitung entsprechender Maß-
nahmen. An einem Beispiel aus dem Gebiet der Lausitz soll die Herangehensweise und die Ableitung eines Lösungsvor-
schlages gezeigt werden. Dieses Beispiel betrifft den durch den Bergbau beeinflussten Zustand der Kleinen Spree. In den
in der Abbildung 40 gezeigten Bildern ist der Zustand des Wassers zu sehen.

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76
Abbildung 40: Kleine Spree – Ortslage Spreewitz (Fotos GEOS)
In mehreren Analysen der Situation wurden die Ursachen für diese Beeinflussung des Gewässers gesucht. [JAN
2008],[UHL 2012]. Nach Uhlmann et. al 2012 kann die maßgebliche Beeinflussung der kleinen Spree durch eisenhaltiges
Grundwasser auf den Gewässerabschnitt zwischen der Ortslage Burgneudorf und der ehemaligen GWRA Burgneudorf
sowie der Bahnbrücke nördlich des Ortsteiles Spreewitz-Ausbau eingegrenzt werden. In dieser Region hat das zutreten-
de Grundwasser eine mittlere Eisenkonzentration von 70 - 80 mg/L.
Als wesentliche Schadstoffquellen werden dabei einmal der Grundwasserleiter der Spreewitzer Rinne und die Außenhal-
de sowie die Innenkippe Burghammer angesehen.
Die Lage der Außenkippe ist in Abbildung 41 dargestellt. Sie liegt im Abstrombereich des Tagebausees Burghammer und
weist eine Mächtigkeit von ca. 20 bis 30 m auf. Da sie am Beginn des Tagebaues entstanden ist, steht sie auf gewachse-
nem Boden. Das bedeutet, dass sie von einem Grundwasserwiederanstieg nicht berührt wird, wenn sich die alten Verhält-
nisse vor dem Beginn des Bergbaues wieder einstellen. Die Grundwasserverhältnisse im Bereich der Außenkippe können
für den Endzustand nach Beendigung des Wiederanstieges jedoch noch nicht endgültig bewertet werden. Wenn sich
durch die Grundwasserneubildung im Bereich der Außenkippe eine Grundwasseraufhöhung gegenüber dem vorbergbauli-
chen Zustand einstellt, kann sich im Bereich der Außenkippe eine lokale Grundwasserscheide ausbilden, die den Abstrom
aus dem Tagebausee Burghammer abfängt. Damit hätte der Wasserstand im Tagebausee Burghammer keinen Einfluss
auf den Abstrom nördlich der Außenkippe.

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77
Abbildung 41: Prinzipskizze zum Abfangen des Grundwasserabstromes von der Außenkippe Burghammer
[GEOS 2008]
Auf jeden Fall muss die Außenkippe aber als Stofflieferant für Eisen und Sulfat angesehen werden, da es sich um ein
mobiles Inventar handelt, dass durch die Prozesse bei der Schüttung der Halde mobilisiert worden ist. Die Richtigkeit
dieser Annahme wird durch Daten der Gütemessstelle 6137 deutlich, die bereits im Jahre 2008 Eisenkonzentrationen von
knapp 200 mg/l und Sulfatkonzentrationen von ca. 1000 mg/l aufwies. Bei der Grundwasserneubildung wird deshalb ein
Teil dieser Schadstoffe in das Wasser eingetragen.
Neuere Analysen über die Herkunft des Eisen in der kleinen Spree zeigen, dass ca. 75 % dem Grundwasser in der
Spreewitzer Rinne, ca. 20 % der gefluteten Innenkippe des Tagebaues und ca. 5 % der Außenkippe zugeordnet werden
können [UHL 2012]
4.3.2
Abgeleitetes Behandlungskonzept
Die Einschätzungen der Grundwasserstands- und –strömungszustände nördlich des Tagebausees Burghammer ein-
schließlich des Bereiches der Außenkippe sind durch Analysen und hydrogeologischen Modellen für diesen Bereich in
den letzten Jahren zusammengestellt worden. Für Gegenmaßnahmen gegen die Exfiltration des belasteten Grundwassers
wurden in den potenziell gefährdeten Bereichen der Vorfluter die hydrogeologische Lupenmodelle herangezogen. Auf
Basis diese Modelle sind belastbare Aussagen hinsichtlich der Exfiltration belasteter Grundwässer getroffen worden.
In der Abbildung 41 ist als ein erster Vorschlag aus 2007 / 2008 in Form einer Prinzipskizze dargestellt, wie mit Hilfe einer
Brunnengalerie im Abstrom des Tagebausees Burghammer und der Außenkippe Burghammer die Kleine Spree geschützt

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78
werden könnte [GEOS 2008]. Der exakte Verlauf der Brunnengalerie sowie Art und Anzahl der erforderlichen Brunnen
sollte dabei erst nach Vorliegen detaillierter Modellrechnungen festgelegt werden.
Für die zu fördernde Wassermenge gilt die grobe Abschätzung aus [JAN 2008b], dass ca. 10 - 15 l/s Grundwasser vor
Eintritt in die Kleine Spree gefasst werden müssen. Dies entspricht einer stündlichen Durchsatzleistung von 36 bis 54 m³.
Das stark eisenhaltige Grundwasser kann am Standort der ehemaligen GWRA Burgneudorf belüftet und bekalkt, d.h.
konditioniert werden, um das Eisen auszufällen. Danach kann das Wasser in den Tagebausee Burghammer gepumpt
werden, wo sich die Eisenhydroxide als Sediment absetzen. Eine solche Konditionierung des Wassers kann mit ver-
gleichsweise geringem Aufwand durchgeführt werden, weil bei Verbringung des konditionierten Wassers in den Tagebau-
see Burghammer keine Anlagen für die Sedimentation und Schlammabtrennung benötigt werden.
In den Studien von 2010 und 2012 [UHL 2010],[UHL 2012] wurden die Daten ergänzt und präzisiert. Danach genügt es
nicht mehr, die Eisenbelastung nur in der kleinen Spree zu senken, sondern es muss auch eine Minderung der Eisenbe-
lastung in der Spree zwischen Ruhlmühle und Spreewitz erfolgen, da dort ebenfalls hohe Eisenkonzentrationen im
Grundwasser im gesamten Bereich der Spreewitzer Rinne zwischen dem Speicher Lohsa II und der Spree gemessen
wurden [UHL 2012]. Dazu sind folgende Varianten zur Behandlung von Grundwassers und Oberflächenwassers denkbar:
Separate Konditionierung der gefassten Wässer durch Bekalkung und Belüftung und Rückführung in den Tage-
bausee Burghammer
Reinigung am Standort der ehemaligen GWRA Burgneudorf incl. Schlammabtrennung
naturnahe Abtrennung des Eisens aus dem Flußwasser in aeroben Wetlands
Verspülung des eisenreichen gehobenen Grundwassers in einen geeigneten Bergbausee
Die Abtrennung des Eisen im Grundwasser durch eine Behandlung des Grundwassers mit heterotrophen sulfat-
reduzierenden Bakterien im Untergrund
Der Bau einer Dichtwand an der Nordtangente des Speichers Lohsa II zur Minderung der Eisenbelastung der
Fließgewässer durch eine Senkung des Grundwasserabstromes
Die am Beginn dieses Berichtes unter dem Abschnitt 2.1 Wetlands aufgeführte Möglichkeit des Stoffrückhaltes durch so
genannte constructed wetlands bezieht sich auf die Reinigung eisenbelasteten Grundwassers. Wenn man von einer Ei-
senfracht von 200 kg/d ausgeht und eine Reinigungsleistung des aeroben Wetlands von 10-20 g Fe/(m²d) ansetzt, wird
eine Fläche von 1 bis 2 ha für die Eisenabtrennung und Rückhaltung benötigt. Allerdings müsste das Grundwasser zuvor
mit einer anoxischen Kalksteindränage mit ausreichend Pufferkapazität angereichert werden.
Eine Komplettreinigung des gefassten Grundwassers in einer GWRA ist am Standort der GWRA Burgneudorf einschließ-
lich Sedimentation und Schlammeindickung nach einer Ertüchtigung oder in einer neu zu errichtenden GWRA möglich.
Die Ableitung des gereinigten Wassers kann in die Kleine Spree erfolgen.
Eine Verspülung des unbehandelten Wassers in einen Bergbausee erfordert die zusätzliche Acidität durch geeignete
Maßnahmen abzufangen. Denkbar ist eine Überleitung nach Spreetal NO, Burghammer oder Scheibe. Bevorzugt scheint
der Eintrag in den See Burghammer zu sein und auf eine GWRA zu verzichten.
Für eine Abtrennung des Eisen im Grundwasser durch eine Behandlung mit heterotrophen sulfatreduzierenden Bakterien
im Untergrund wird gegenwärtig in einem Pilotprojekt an der Ruhlmühle auf einer Strecke von ca. 100 m eine organische
Kohlenstoffquelle eingetragen. Die Verweilzeit des Wassers bis zum Erreichen des Altarmes der Spree soll ca. 200 Tage
betragen. In dieser Zeit werden eine partielle Sulfatreduktion und eine Immobilisierung des Eiseninventars erwartet.

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5 Wirtschaftlicher Maßnahmenvergleich
Der wirtschaftliche Maßnahmevergleich beruht einmal auf den bereits bekannten Kosten für eine Wasserhebung und -
reinigung. Da es sich dabei um wenige und oft nicht vergleichbare Daten handelt werden die einzelnen Wasserbehand-
lungsmaßnahmen untereinander verglichen und wieder mit einem Punktesystem bewertet. In diesem Punktesystem wer-
den die Anlagenkosten, die Betriebskosten, der Abtrennungsgrad an Schadstoffen sowie die Kosten für die Behandlung
der Rückstände miteinander verglichen.
Tabelle 25:
Kostenvergleich von ausgewählten Wasserbaumaßnahmen
Beschreibung / Merkmal
spezifische Daten
Horizontalfilterbrunnen Hoyerswerda
Investkosten
32 Mio
Betriebskosten
500.000
€/a
Wassermenge
10 m³/min
5.256.000 m³/a
Spezifische Kosten
0,095
€/m³
Entwässerungsgräben Zerre
Grabenlänge
1,7 km
Investkosten
350 000
Spezifische Kosten
206
€/m Graben
Abfanggraben Altdöbern
Grabenlänge
1,3 km
Investkosten
1,8 Mio.
Spezifische Investkosten
1385
€/m
Dichtwand (Tagebau Cottbus Nord)
Länge
7 km
Investkosten
30 Mio
Spezifische Investkosten
60 - 100 € /m²
Die in der Tabelle 25 aufgeführten Kosten gehen auf die mit den Maßnahmen publizierten Informationen zurück und ent-
halten keine Kosten für eine Wasserbehandlung und für eine Behandlung der dabei anfallenden Rückstände. Die Kosten
für die Dichtwand wurden von Buja [BUJ 2013] publiziert und sollen einschließlich der Vor- und Nachlaufarbeiten, pro
Quadratmeter hergestellter Dichtwand zwischen 60 € und 100 € für eine etwa 7 km lange Dichtwand am Tagebau Cottbus-
Nord liegen, wobei die gesamten entstanden Kosten ca. 30 Mio. € betrugen [BUJ 2013].
In der Tabelle 26 ist der Vergleich der einzelnen Behandlungsvarianten dargestellt. Dabei sind diejenigen Varianten am
günstigsten einzuschätzen, die die geringste Punktzahl besitzen. Das sind neben der „In Lake“ Behandlung die biologi-
schen Verfahren und die Membran- sowie Ionenaustauschprozesse.

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80
Tabelle 26:
Vergleich der einzelnen Behandlungsvarianten
Prozess
Bezeichnung
Bemerkung
Investitions
kosten
Betriebs
kosten
SO4-
Abtrennung
Unterhalts-
kosten
Rückstände
Neben
erlöse
erprobt (j/n) /
Maßstab
Genehmigungs-
fähigkeit
Eignung / Probleme
Bewertung: 1 = sehr gut, gering,
5 = hoch, ungenügend
1) Investkosten
2) Anlagengröße
1) je m³ Wasser
2) je kg SO4
erreichbare
SO4-Restkonz.
Art
Menge, spezifisch
je 1 kg SO4
(1)
(2)
(3)
(4)
Chemische und Fällungsprozesse
Kalk
Kalkstein/Kalk
1) 0,10 USD/m³
2) 0,056 USD/kg
SO4
>1200 mg/L
(bzw. Gipssät-
tigung)
gering
Schwerme-
tallhaltiger
Gips-
schlamm
ca. 1,8
kg(Tr)/kg SO4
keine
ja
nur partielle SO4
Entfernung
5
3
5
5
Barium
Bariumsulfat
Fällung mit
BaS
1) 0,48 M USD
2) 1.000 m³/d
1) 0,36 USD/m³
2) 0,18 USD/kg SO4
> 0 mg/L
gering
BaSO
4
-
Schlamm
2,43
kg(Tr)/kg SO4
keine
ja
problematisch
wegen Ba
bedingt geeignet,
für saure Wässer
5
3
1
5
Barium-
karbonat
1) 7,14 M USD
2) 19000m³/d
1) 0,18 USD/m³
2) 0,09 USD/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
(CO
2
/S
2-
Rück-
gewinnung)
Ca-, Mg-
haltige
Schlämme
unabhängig von
SO4
ja S°
nein / Labor-
maßstab
problematisch
wegen Ba
bedingt geeignet, Ca
und Mg müssen vorher
abgetrennt werden
5
3
1
5
Aluminium Savmin
1) 0,3 M USD
2) 1.000 m³/d
1) 0,17 USD/m³
2) 0,29 USD/kg SO4
> 0 mg/L
gering
Gips, Me-
Hydroxide
keine Angaben
nein / Pilotan-
lage
genehmigungs-
fähig
Al / Ettringit-
rückgewinnung
5
3
1
5
CESR/ Walhal-
la
unbekannt
1) 0,79 USD/m³
2) 0,53 USD/kg SO4
> 0 mg/L
gering
Ettringit-
schlämme
4,36
kg(Tr)/kg SO4
ja /
kleintechnisch
genehmigungs-
fähig
Al / Ettringit-
rückgewinnung
5
3
1
5
Physikalische Prozesse
Membra-
nen
Umkehr-
osmose
1) 0,4-0,5 M USD
2) 1.000 m³/d
1) 0,88 USD/m³
2) 0,18 USD/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
Salzlösung /
Schlämme
von dem Verhältnis
Retentat / Permeat
abhängig
keine
ja / erprobte
Technologie
genehmigungs-
fähig
ja
5
3
1
4
Nanofiltration
1) 0,17-0,33 M
2) 1.000 m³/d
1) 0,80
€/m³
2) 0,32
€/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
Salzlösung /
Schlämme
von dem Verhältnis
Retentat / Permeat
abhängig
keine
ja / erprobte
Technologie
genehmigungs-
fähig
ja
5
3
1
4
Ionenaus-
tauscher
Gyp-Cix
Kombinierter
Kationen- u.
Anionenaus-
tausch
1) 0,33-0,37 M USD
2) 1.000 m³/d
1) 0,60 USD/m³
2) 0,14 USD/kg SO4
< 200 mg/L
hoch
Gips-
Schlamm
ca. 1,8
kg(Tr)/kg SO4
ja / SM-freier
Gips-
Schlamm
ja / erprobte
Technologie
genehmigungs-
fähig
ja
5
3
1
3
Elektro-
lyse
Rodosan
1) 4,7 M
2) 1.200 m³/d
1) 0,012-0,16
€ /m³
2) 0,77
€/kg SO4
> 500 mg/L
relativ hoch
Schlamm
abhängig vom SO4-
Gehalt und Leitfä-
higkeit
H
2
, Dünge-
mittel
nein / Pilotan-
lage
offen
(in Erprobung)
nur partielle SO4-
Abtrennung
ca. 15 %
5
5
5
3
Elektrodialyse
1) 0,65-0,67 M USD
2) 1.000 m³/d
1) 0,48 USD/m³
2) 0,11 USD/kg SO4
relativ hoch
Schlamm
Salzkonzen-
trate
ja / erprobte
Technologie
genehmigungs-
fähig
ja
5
3
1
4
Biologische Prozesse
Sulfat-
reduktion
Paques Thio-
met
1) 0,3 M USD
2) 1.000 m³/d
(Reaktor)
1) 0,27 USD/m³
2) 0,14 USD/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
keine
keine Angaben
Schwefel
und SM
ja /
GA vorhanden
in EU und nach
EPA genehmi-
gungsfähig
nur mit Abtrennung
von Schwermetallen
geeignet
5
4
1
1
Paques Thi-
opaq
1) 0,3 M USD
2) 1.000 m³/d
(Reaktor)
1) nicht bekannt
2) 0,15
€/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
keine
keine Angaben
Schwefel
und SM
ja /
GA vorhanden
In EU und nach
EPA genehmi-
gungsfähig
nur mit Abtrennung
von Schwermetallen
geeignet
5
4
1
1
Chemolitho-
autotroph
keine Angaben
keine Angaben
500 mg/L
hoch
Sulfid-
schlamm
keine Angaben
SM
nein / Pilotan-
lage
offen
keine erprobte Techno-
logie
5
4
1
3
HLSR
(Hochleistungs-
sulfatreduktion)
1) 2,0 M
2) 24.000 m³/d
1) 0,24
€/m³
2) 0,08
€/kg SO4
> 0 mg/L
hoch
SM-haltiger
Sulfid-
schlamm
keine Angaben
SM
nein / Pilotan-
lage
offen in D
keine erprobte Techno-
logie in D
5
4
1
3
Eisen-
hydroxi-
sulfat
Nur in Kom-
bination mit
Fe Abtren-
nung
keine Angaben
keine Angaben
ca. 15 %
bezogen auf
abgetrenntes
Eisen
gering
EHS
2,6 - 8,5
kg(Tr)/kg SO4
durch EHS
Verwertung
ja /erprobte Fe-
Abtrennungs-
technologie
PA vorhanden
offen, noch nicht
beantragt
nur partielle SO4-
Abtrennung, abhängig
von Fe- Menge
5
3
5
1
naturnahe Prozesse
Wetlands
1) 100.000
2) 120 m³/d
1) 0,01-0,03
€/m³
2) 0,1-0,3
€/kg SO4
100 - 200 mg/L
gering
keine
(Schlämme
nach Ende
im Wetland)
entfällt
keine
Anlagen mit
200 m³ Volu-
men erprobt
genehmigungs-
fähig
geeignet für die Be-
handlung von kleinen
Wassermengen
3
2
5
1
In-lake- Be-
handlung
keine Angaben
keine
Angaben
gering
keine
entfällt
keine
Enclosurepro-
zess mit 5 Tm³
erprobt
offen, noch nicht
beantragt
geeignet für die lang-
fristige See-
wasserbehandlung
2
3
3
1
Kippen-
infiltration
1) 6,5 M €
2) 10.500 m³/d
1) 14-20 M
2) 72.000 m³/d
1) 0,15
€/m³
2) 0,07
€/kg SO4
ca. 500 mg/L
bei 30 Jahren
Verweilzeit
gering
keine
entfällt
keine
ja / Pilotanlage;
GA im Bau
genehmigungs-
fähig
Fe und Mn müssen
vorher abgetrennt
werden
5
3
2
1
In der Tabelle verwendete Abkürzungen:
HS
Eisenhydroxisulfat
Me
Metall
Spalten:
D
Deutschland
PA
Pilotanlage
(1) Anlagenkosten
GA
Großtechnische Anlage
SM
Schwermetall
(2) Betriebskosten, Wartung
HLSR
Hochleistungssulfatreduktion
T
Tausend
(3) SO4-Abtrennungsgrad
M
Million
Tr
trocken / Trockensubstanz
(4) zu behandelnde Rückstände

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81
Niedrigste Betriebskosten existieren bei Wetlands und biologischen Systemen, bedingt durch geringe Aufwendungen für
den Prozess und die anfallenden Reststoffe. Sie sind aber auch mit oft ungenügenden Schadstoffabtrennungsraten ver-
bunden.
Für eine weitere Einschätzung und Vorabbewertung von Bau- und Behandlungsmaßnahmen sind Mittelwerte für eine
überschlägige Berechnung der Kosten abgeleitet von spezifischen Werten für Baumaßnahmen und aus aktuellen Analy-
sen in
Tabelle 27
zusammengestellt worden.
Tabelle 27:
Zusammenstellung orientierender Kosten für Bau- und Behandlungsmaßnahmen
Maßnahme
Richtwert
Bemerkung
Bohren
Brunnen
Tiefbrunnen 1 m ab 50
€/m
mit Ø 25 mm
Aus 2010
Tiefbohren
Kernbohrung bis 50 m ab 70€/m
Ohne Baustelleneinrichtung
Horizontalbohren
100 – 120
€/m bei
Ø 100 mm
Abhängig von Länge, Bohrgerät, Tiefe,
Durchmesser und Geländestruktur
Dichtwände
(nach [KOC 2007],[SCHÖ 2007])
Bohrpfahlwand
125 – 350
€/m²
Bis 30 m Tiefe, Wanddicke 0,6 – 3,0 m
Schmalwand
50 – 100
€/m²
Bis ca. 15 m Tiefe,
Wanddicke 6 – 20 cm
Spundwand
100 – 175
€/m²
Bis 30 m Tiefe
Löffelbagger
25 – 75
Bis 6 m Tiefe
Schlitzfräswand
200 – 500
€/m²
Bis 100 m Tiefe, Wanddicke 1 m
BULinject-Wand
20 – 40
€/m²
40 – 70 m Tiefe,
Wanddicke 0,6 – 0,8 m
Dichtwand
60 – 100
€/m²
Abgeleitet aus Kosten von 30 Mio
€ für
7 Km
Drainagerohr
2,35
€/m
Ø 100
Verlegen
ca. 60 - 80
€/m
Komplettverlegung
Schlamm
Trocknen
Richtwert ca. 50€
/ to
Abhängig vom Wassergehalt, der
Trocknungsvariante und der
Schlammart
Abtrennen und Deponieren
ca. 250
€ / to
Eisenhydroxidschlamm von 5 %TS auf
30 – 40 % TS Entwässern und
Deponieren
Kalk (Weißkalkhydrat)
100 – 120
€/
to
Abhängig vom Reinheitsgrad
Umbauter Raum
300 – 500
€/m³
Betrifft Gebäude

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82
Maßnahme
Richtwert
Bemerkung
Nebenkosten
Strom
ca. 26 ct/ kWh
Haushaltstarif
12 – 15 ct / kWh
Industrie: Ohne Mehrwertsteuer, ab-
hängig vom Verbrauch (2012)
Transport
ca. 1,50 – 2,50
€/km
Transport mit Fahrer, abhängig von
der LKW Größe
Trinkwasser
ca. 2€
/ m³
Haushaltstarif, Schwankungsbreite
0,4 – 4
€/m³ (2012)
Abwasser
ca. 2,2 – 4,3€
/ m³
Länderspezifisch (2010)
Durchschnittslohn
3385
€ / Monat
Brutto, Vollzeitarbeitnehmer (2012)
(min 2002 € – max 4507€)
Stundenlohn
19,33
€ / h
Durchschnitt 2012, ( min 14,78
€/h
-
max 21,80
€ /h )
Aus diesen Analysendaten können orientierende Schlüsse zur Erstbewertung von vorgesehenen Maßnahmen abgeleitet
werden.
6 Handlungs-/Entscheidungsmatrix
In Abbildung 42 ist der Entwurf einer Handlungsmatrix zum Abtrennen von Eisen und der Verhinderung der Braunfärbung
eines Gewässers dargestellt. Diese Matrix enthält die einzelnen Schritte
Prüfen der Situation:
Dabei soll festgestellt werden ob das Eisen immobilisiert werden kann. Bei einer Antwort mit ja kann abgebrochen wer-
den, bei nein steht als nächste Frage ob das Wasser gefasst werden muss. Bei Ja ist nach den Konzentrationen zu fragen
und wenn sie Grenzwerte überschreiten, steht die Auswahl eines Behandlungsverfahrens an. Eine weitere Fragestellung
ergibt sich aus der Art und der Behandlung der anfallenden Rückstände. Ein ähnlicher Handlungsalgorithmus kann für die
Komponente Sulfat abgeleitet werden.

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83
Abbildung 42: Entwurf einer Handlungsmatrix
Prüfen der Situation
kann Fe immobilisiert
ja
Ende ( Immobilisierung )
werden
nein
muss das Wasser
nein
Ende und / oder Behandlung
gefasst werden
ja