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Steckbriefliche Zusammenfassung von
Projektergebnissen im Rahmen des
Projektes Vita-Min
Bewertung hydrochemischer
Risiken der
Bergbaufolgeseen und
Vorschläge für deren
Eliminierung
2020

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
Seite 1
Einführung, Hintergrund und Zielstellung
Unter Rekultivierung wird ein branchenübergreifender Prozess gesteuerter
gestalterischer Tätigkeiten in stark beschädigten Landschaften verstanden. Der
Sinn besteht in der Wiederherstellung eines gesellschaftlich wünschenswerten
Zustandes. „Rekultivierungsprodukte“ sind nicht nur wirtschaftlich oder sozial
nutzbare Flächen, sondern auch ein bestimmter Landschaftsraum, Bestandteile der
natürlichen Ökosysteme und der Umwelt. Rekultivierung ist ein langfristiger
Prozess, der viele unterschiedliche Schritte umfasst. Zur Erneuerung einer
Landschaft, die durch Fördertätigkeiten an der Erdoberfläche beeinträchtigt wurde,
werden
u.
a.
geeignete
Kombinationen
landwirtschaftlicher
und
forstwirtschaftlicher
Rekultivierungen
sowie
Wasser-
und
Erholungsrekultivierungen genutzt. Der ursprüngliche Charakter einer Landschaft,
der durch die Braunkohlenförderung stark beeinträchtigt wurde, wird stufenweise
in die heutige Form umgestaltet. Charakteristisch für diese Gebiete sind
naturwidrige Abflussverhältnisse, erzwungene Überleitung des Wassers in den
Einzugsgebieten, ein gestörter kleiner Wasserkreislauf, unnatürliche Längsprofile
der neu entstehenden Flussläufe auf den Kippen, eine geringe Vielfalt der Wasser-
und Sumpfelemente in der rekultivierten Landschaft und weitere negative
Merkmale. Die vom Bergbau betroffenen Gebiete haben allerdings allgemein eine
große Diversität der Bedingungen und eine große Diversität mit einer hohen
Konzentration geschützter und bedrohter Arten.
Die Erneuerung der Funktion der Landschaft fordert, als eine von vielen
Bedingungen für den Erfolg, die Gestaltung einer vielfältigen Landschaft. Dies nicht
nur für die eigentliche Modellierung des Landschaftsreliefs, sondern auch für die
Restlöcher und zwar vor allem deren Flutung. Während bei der Fördertätigkeit das
Prinzip der schnellen Ableitung des Wassers aus den Flächen der Grubenabschnitte
angewandt wurde, ist die Priorität bei der Wiederherstellung der Funktion der
Landschaft das entgegengesetzte Prinzip, nämlich die maximale Wasserretention
im Gebiet (Lhotský ed., 2013).
Dies kann durch gezielte Umsetzung von Wasser- und Feuchtgebietselementen im
Rahmen von Rekultivierungsaktivitäten erreicht werden, aber auch durch die
Erhaltung verschiedener überfluteter Geländevertiefungen, die spontan durch
ungleichmäßiges Setzen von Kippenoberflächen oder Ansammlung von nah
anstehendem Grundwasser an der Basis von Kippen entstehen. Falls die auf diese
Art und Weise entstandenen Wasserflächen oder Feuchtgebiete die Stabilität der
Kippe nicht gefährden, sollten sie vorsichtig in die rekultivierte Landschaft
eingegliedert werden (Doležalová et al, 2012). Aus Sicht der Stärkung des kleinen
Wasserzyklus, der Fähigkeit das Wasser in der Landschaft zurückzuhalten oder der
Erhöhung
der
Standort-
und
Artenvielfalt
können
diese
neuen
Landschaftselemente eine bedeutende Rolle spielen.

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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„Hydrische Rekultivierung“ (Flutung) wird zerstreut in Form von kleinen
Wasserflächen, die in der Landschaft eine vor allem ökologische Funktion haben,
angewandt. In der abschließenden Etappe der Lebensdauer der Grube kann dann
durch die Errichtung eines großen Wasserkörpers die hydrische Rekultivierung
vollendet werden.
Im Rahmen des Monitorings wurde ein kleineres Interessengebiet abgegrenzt, das
die einzelnen Körper der inneren- und äußeren Braunkohlenkippen enthalten hat.
Vor der Förderung waren hier 184 Wasserflächen mit einer Gesamtfläche 175,31
ha, was zirka 1% der Gesamtfläche der Kippen entspricht. Zum Zweck der
Fördertätigkeit wurde die Mehrzahl der Wasserkörper beseitigt. Die gegenwärtig
bestehenden Wasserkörper bildeten sich gezielt und spontan und im Vergleich mit
der Landschaft vor dem Bergbau sind sie zahlreicher und nehmen dabei eine mehr
als doppelt so große Fläche ein. Sie sind aber auch stärker voneinander isoliert
und haben auch eine kleinere relative Länge der Uferlinie.
Das Ziel dieser Fachstudie war die Bewertung der hydrochemischen Risiken der
ausgewählten Wasserkörper, die Bewertung der Ergebnisse vom Monitoring der
Qualität des Wassers im Grabensystem der drei existierenden Seen (Barbora,
Chabařovice und Most) und der Vorschlag einer geeigneten biologischen
Reinigungsmethode für das Wasser in der Landschaft nach der Beendigung der
Kohlenförderung. Durchgeführt wurde eine Literaturrecherche der verfügbaren
Reinigungsmethoden für das Grubenwasser in Feuchtgebieten und es wurden
optimale Methoden für wirtschaftlich anspruchslose und langfristig nachhaltige
Aufbereitungsmethoden vorgeschlagen.
Methodik
Verfahren für die Reinigung von Gruben- und Sickerwasser aus den
Kippen
Die grundlegenden Verfahren zur Reinigung des Drainage-Gruben- und
Sickerwassers aus den Bergbauhalden können in abiotische und biotische
Verfahren gegliedert werden (Johnson und Hallberg, 2005):
Abiotische
:
aktive Systeme
“: Lüftung, Zugabe neutralisierender Reagenzmittel
passive Systeme
“: anoxische Kalksteindrainagen (ALD – anoxic limestone
drainage)

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für deren Eliminierung
Seite 3
Biotische
:
aktive Systeme
”: sulfidogene Bioreaktoren
passive Systeme
”: aerobe Sumpfgebiete
(anaerobe) Sumpfgebiete mit Kompostzusatz
Durchlässige reaktive Barrieren (PRB – permeable reactive
barriers)
kompakte Bioreaktoren für die Eisenoxidation
Systeme, die Alkalität produzieren (RAPS- reducing and
alkalinity producing systems oder SAPS - successive alkalinity
producing systems)
Abiotische Verfahren zur Reinigung des Gruben- und Sickerwassers aus
Kippen
Aktive Technologien
Die übliche Vorgehensweise für die Behandlung des sauren Grubenwassers ist die
Zugabe eines neutralisierenden Reaktionsmittels. Die Zugabe eines alkalischen
Reaktionsmittels verursacht den Anstieg des pH-Wertes, erhöht die
Geschwindigkeit der chemischen Oxidation der eisenhaltigen Ions und hat zur
Folge, dass die meisten in der Lösung vorhandenen Metalle in der Form von
Hydroxiden und Carbonaten ausfällen (Coulton et al., 2003). Das Ergebnis des
Prozesses ist die Entstehung von Schlämmen mit hohem Eisengehalt, evtl. Gehalt
anderer Metalle. Als neutralisierendes Reaktionsmittels wird CaO, CaCO
3
, Na
2
CO
3
,
NaOH,
MgO
und
Mg(OH)
2
angewandt.
Die
Neutralisierungsmethoden
gewährleisten eine sehr effektive Reinigung. Der Nachteil dieser Methoden sind
hohe Betriebskosten und das Entstehen einer großen Menge Schlamm. (Johnson
und Hallberg, 2005).
Bei der Belüftung des Grubenwassers erfolgt eine effektive Eisenfällung, aber die
Lüftung hat keine große Auswirkung auf die Azidität des Wassers.
Passive Technologien
Ein alternatives Verfahren zur Erhöhung der Alkalität des sauren Grubenwassers
ist die Anwendung anoxischer Kalksteindrainagen (Kleinmann et al., 1998). Diese
Systeme werden in Englisch „anoxic limestone drains“ und in der Literatur in
Kurzform ALD genannt. Die Aufgabe dieser Systeme ist es in das saure
Drainagewasser Alkalität einbringen und dabei das Eisen in der aufgelösten Form
(Fe
2+
) zu halten und die Ausfällung von Fe
3+
auf der Oberfläche des Kalksteins zu
vermeiden, was die Funktion der Alkalisierung des Wassers einschränkt. In der
Drainage steigt der partielle Druck von CO
2
, was die Löslichkeit des Kalksteines

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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fördert, womit die Alkalität des Milieus steigt. Die Breite des Systems sich von
schmalen (0,6 – 1,0 m) bis zu breiten (10 – 20 m) ALD, die typische Breite beträgt
1,5 m und die Länge ca. 30 Meter (Johnson und Hallberg, 2005). ALD eignet sich
aber nicht als einziges Verfahren zur Reinigung des sauren Drainagewassers, weil
das ausfällende Eisen allmählich den Filter verstopfen kann. Ein weiteres Problem
kann das belüftete Wasser darstellen, die über das Potential Eisen zu fällen
verfügen. ALD wird meistens als ein Teil der Reinigung des sauren Grubenwassers
in Verbindung mit aeroben oder anaeroben (mit Kompostzugabe) Feuchtgebieten
genutzt (Kleinmann et al., 1998). Ein Beispiel dieser Technologie wird auf dem
Abbildung 1 dargestellt.
Ein Vorteil von ALD sind der niedrige Beschaffungspreis, geringe Ansprüche an den
Boden, niedrige Instandhaltungskosten und eine hervorragende kurzfristige
Wirkung. Zu den Nachteilen zählt die Tatsache, dass es nicht einfach ist die
anoxischen Verhältnisse zu erhalten, wodurch das System leicht verstopft. Sulfate
können nur geringfügig in ihrer Konzentration reduziert werden, Metalle können
nur in oxidierter Form beseitigt werden (Santomartino a Webb, 2007; Gilbert et
al., 2011; Quakibi et al., 2014).
Abbildung 1. Schematische Darstellung eines möglichen Systems für die passive Reinigung
des Gruben- und Sickerwassers aus Kippen, die ALD, SAPS, einen Oxidationsteich und ein
aerobes Sumpfgebiet nutzen (Favas et al., 2016). A. Ansicht von oben, B. Anblick von der
Seite, C. Detail ALD.
Sche

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für deren Eliminierung
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Biotische Verfahren zur Reinigung des Gruben- und Sickerwassers aus
den Kippen
Biotische aktive Systeme
Sulfidogene Bioreaktoren
stellen eine gänzlich andere Herangehensweise zur
Reinigung des sauren Grubenwassers dar (Johnson, 2000; Boonstra et al., 1999).
Diese technischen Systeme haben im Vergleich mit passiven biotischen Verfahren
einige Vorteile: a) der Wirkungsgrad ist besser vorauszusehen und zu
kontrollieren, b) sie ermöglichen die selektive Wiedernutzung der erfassten
Metalle, wie z.B. Zink oder Kupfer, c) die Konzentration der Sulfate in dem zu
reinigenden Wasser kann deutlich verringert werden.
Sulfidogene
Bioreaktoren
nutzen
die
biologische
Produktion
von
Schwefelwasserstoff zur Herstellung der Alkalität und Ausfällung der unlöslichen
Sulfide, wobei es sich um Prozesse handelt, die auch in Kompost-Bioreaktoren oder
in durchlässigen reaktiven Barrieren vorkommen. Sulfidogene Bioreaktoren
werden
jedoch
so
konstruiert
und
betrieben,
damit
die
Schwefelwasserstoffproduktion optimal ist. Außerdem sind die Sulfat-
reduzierenden Bakterien, die in diesen Reaktoren angewandt werden, sehr
Azidität-empfindlich, darum wird es angestrebt den Kontakt der Mikroorganismen
mit dem sauren Grubenwasser zu vermeiden (Johnson und Hallbeg, 2005).
Am häufigsten werden zwei Technologien angewandt – Biosulfide und Thiopaq.
Das Biosulfidsystem besteht aus zwei Technologien – biologischen und
chemischen, die getrennt arbeiten (Rowley et al., 1997). Das rohe saure
Grubenwasser tritt in den chemischen Kreislauf ein, wo sie mit Schwefelwasserstoff
in Kontakt treten, das sich im biologischen Kreislauf bildet. Das System Thiopaq
unterscheidet sich vom Biosulfidsystem, indem zwei bestimmte mikrobielle
Populationen und Prozesse genutzt werden: a) Umwandlung der Sulfate in
Schwefelwasserstoff durch mikrobielle Tätigkeit und Fällung der Metallsulfide und
b) Umwandlung des überschüssigen Schwefelwasserstoffs in elementaren
Schwefel mit Nutzung der Bakterien, die Sulfide oxidieren.
Biotische passive Systeme
Zu den am häufigsten genutzten passiven Verfahren zur Reinigung des Gruben-
und Sickerwassers aus den Kippen zählen vor allem: aerobe Feuchtgebiete,
anaerobe Feuchtgebiete mit Kompostzusatz, Alkalität produzierende Systeme,
kompakte Bioreaktoren für die Eisenoxidation und evtl. durchlässige reaktive
Barrieren (Favas et al., 2016; Fernando et al., 2018).
Aerobe Sumpfgebiete
Künstliche und Feuchtgebiete (UM) zur Reinigung des Wassers entwickelten sich
im Laufe der letzten vierzig Jahren in eine Reinigungstechnologie, die für praktisch
alle Typen Abwasser angewandt werden können. Gegenwärtig kann eine Reihe von
künstlichen Feuchtgebiet-Typen unterschieden werden, die zur Reinigung von

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für deren Eliminierung
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Wasser angewandt werden können (Abbildung 2). Die grundlegende Gliederung
der künstlichen Feuchtgebiete erfolgt nach der Art der Sumpfvegetation
(freischwimmende, mit schwimmenden Blättern, submerse und emerse). Die
weitere Gliederung kann nach Anwesenheit oder Absenz einer freien Wasserfläche
erfolgen (Feuchtgebiete mit oberflächigem und unterirdischem Durchfluss).
Feuchtgebiete mit unterirdischem Durchfluss können weiter nach der
Strömungsrichtung gegliedert werden – in horizontale und vertikale Systeme. Die
Kombination der einzelnen Typen der künstlichen Feuchtgebiete wird geläufig als
hybrides künstliches Feuchtgebiet bezeichnet (Vymazal, 2001).
Zu den aeroben Feuchtgebieten zählen vor allem Feuchtgebiete mit einer freien
Wasserfläche und künstliche Feuchtgebiete mit vertikalem unterbrochenem
Durchfluss. Zur Reinigung des Gruben- und Drainagewassers aus den Kippen
werden keine vertikalen künstlichen Feuchtgebiete angewandt, es besteht die
Gefahr der Verstopfung der Vegetationsfilter durch Ausfällungen, die in den
aeroben Bedingungen entstehen, und zwar vor allem Oxide, Hydroxide und Eisen-
und Mangan-Oxihydroxide.
Am häufigsten werden künstliche Feuchtgebiete mit einer freien Wasserfläche und
emersen Vegetation (aufgetaucht) (Abbildung 3). Künstliche Feuchtgebiete mit
einer freien Wasserfläche und emersen Vegetation bilden meistens flache Becken,
bei denen keine spezifischen Anforderungen an die Qualität des Bodensubstrats
am Boden der Becken gestellt werden. Die grundlegende Funktion dieser Schicht
besteht vor allem darin, dass Substrat für das Wachstum der Pflanzen zu bilden.
Der eigentliche Prozess der Reinigung des Abwassers findet vor allem in der
Wassersäule statt (üblicherweise 5 – 40 cm), die dicht durch die emerse Vegetation
durchwachsen wird. Die untergetauchten Teile der lebenden Pflanzen und die
vermoderten Pflanzenteile in den Beckenböden dienen als ein mechanischer Filter
für suspendierte Stoffe und als Grundschicht für die Bakterien, die sich wesentlich
Abbildung
2.
Gliederung
der
künstlichen
Sümpfe
(Vymazal, 2001)

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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an der Beseitigung von Verunreinigungen beteiligen. Die am häufigsten
eingesetzten Pflanzen in künstlichen Feuchtgebieten sind unterschiedliche
Rohrkolbenarten (
Typha spp.
), vor allem der Breitblättrige Rohrkolben (
Typha
latifolia
), der sehr niedrige pH-Werte verträgt (Vymazal und Kröpfelová, 2008).
Aerobe Feuchtgebiete werden vor allem für die Reinigung von Wasser mit
neutralem oder leicht alkalischem pH-Wert angewandt. In aeroben künstlichen
Feuchtgebieten erfolgen Prozesse vor allem zur effektiven Fällung von Eisen in der
Form von Eisen-hydroxid III - Fe(OH)
3
und Eisen-oxihydroxid – FeOOH (Gleichung
2 und 3) und zur Minderung der Azidität. Der Sauerstoff ist frei zugänglich, in der
Wassersäule erfolgt eine intensive Fällung von Eisen und Mangan. Die Eisenfällung
erfolgt nicht nur in der aeroben Wasserschicht auf der Oberfläche des
Feuchtgebietes, sondern auch in der Nähe der Wurzeln der Sumpfpflanzen, wohin
der Sauerstoff diffundiert, der für die Respiration nicht verbraucht wurde. Die
Fällung der Eisenablagerung auf der Oberfläche der Wurzeln, des sog. Plaque, wird
auch durch die bakterielle Tätigkeit katalysiert (Otte et al., 1989; St.Cyr and
Crowder, 1990; Crowder and St-Cyr, 1991; Ye et al., 1997, 1998). Gleichzeitig
erfolgt die Erhöhung des pH-Wertes durch Wirkung der Algen und Blaualgen bei
der Photosynthese:
6 HCO
3
-
+ 6 H
2
O
C
6
H
12
O
6
+ 6 O
2
+ 6 OH
-
(7)
Die Vegetation der Feuchtgebiete fördert vor allem die mikrobielle Aktivität in der
Wurzelzone (Sauerstoffdiffusion) (Collins et al., 2004; Gagnon et al., 2007). Die
Oxygenierung der Wurzelzone stimuliert die Beseitigung von Verunreinigungen,
vor allem Oxidation des aufgelösten Fe
2+
in ungelöste Formen von Fe
3+
(Stottmeister et al., 2003; Johnson und Hallberg, 2005; Johnson und Younger,
2006). Außerdem reguliert die Vegetation den Durchfluss des Drainagewassers,
filtriert und stabilisiert eisenhaltige Ausfällungen, die sich hier kumulieren. Die
Stängel im Wasser gewährleisten zudem Oberflächen für die Fällung eisenhaltiger
Verbindungen (Johnson und Hallberg, 2005).
Abbildung 3. Schematische Darstellung eines künstlichen Sumpfes mit
emerser Vegetation und freier Wasserfläche (Vymazal, 2001).

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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Abbildung 4. Künstliches Feuchtgebiet zur Reinigung von alkalischem Grubenwasser.
Monastery Run, Pennsylvánie.
Abbildung 5. Ausgleichbecken in der Kläranlage Hope Pit, die zur Reinigung von
Grubenwässern geplant wurde.
Ein wichtiger Prozess, der in aeroben Feuchtgebieten abläuft, ist der Abbau von
Arsen. Durch oxidative Auflösung von Arsenopyrit (FeAsS) gelangt der Arsen in
das Wasser. Das aufgelöste Arsen, das im Grubenwasser meistens als Anion As
5+
(AsO
4
3-
) vorhanden ist, kann vor allem durch Adsorption in positiv geladene Fe
3+
Kolloide und theoretisch auch durch die Entstehung von Skorodit (FeAsO
4
)
ausgefällt werden.
Anaerobe künstliche Feuchtgebiete
Die Technologie der Reinigung von Abwasser in künstlichen Feuchtgebieten
mit horizontalem Durchfluss unter der Oberfläche wurde bereits in den 60er Jahren
des 20. Jahrhunderts in Deutschland von Käthe Seidel entwickelt (Seidel, 1961,
1964, 1965 a,b, 1966) und später von Reinhold Kickuth in den 70er Jahren (e.g.,
Kickuth, 1977, 1978, 1980, 1981) und dann in den 80er Jahren auf Grundlage der
Forschung in Dänemark und Großbritannien modifiziert (Brix a Schierup, 1989a,b).
Das grundlegende Prinzip in diesem System ist der horizontale Durchfluss des
Abwassers durch durchlässiges Substrat, das mit Sumpfpflanzen bepflanzt wurde.
Bei dem Durchfluss des Abwassers durch das Filtrierungssubstrat werden die
Verunreinigungen durch eine Kombination physikalischer, chemischer und
biologischer Prozesse gereinigt. Die Bezeichnung „Pflanzenkläranlage“ ist aus dem
englischen „Root Zone Method“ entstanden, was die Bezeichnung der künstlichen

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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Feuchtgebiete mit horizontalem Durchfluss unter der Oberfläche darstellt, die in
den 70er und 80er Jahren des 20. Jahrhunderts genutzt wurde (Končalová und
Květ, 1987). In der englischen Literatur werden diese Systeme als HF-Systeme
bezeichnet (aus dem engl. horizontal flow).
Die anaeroben künstlichen Feuchtgebiete werden zur Reinigung des sauren
Grubenwassers genutzt, weil die erforderliche Alkalität bei der Reduzierung der
Sulfate und eisenhaltiger Verbindungen entsteht (Gleichung 8 und 9, Egger,
1994):
2 CH
2
O + SO
4
2-
H
2
S + 2 HCO
3-
(8)
Fe(OH)
3
+ 3 H
+
+ e
-
Fe
2+
+ 3 H
2
O
(9)
Als Substrat für diese künstlichen Feuchtgebiete wird am häufigsten Abfallmaterial
oder sonstiges billiges Material genutzt, das als Quelle für organischen Kohlenstoff,
der zur Reduzierung der Sulfate erforderlich ist, dienen kann (Gleichung 8). Zu
diesen Substraten zählen vor allem Pferde- und Kuhmist, Torf, Strohballen,
Sägespäne, Hackschnitzel oder gebrauchter Kompost aus dem Championanbau
(Vile a Wieder, 1993; Gazea et al., 1996).
Das Schema des anaeroben
Feuchtgebietes wird in Abbildung 6 dargestellt.
Abbildung 6. Schematische Darstellung eines anaeroben Feuchtgebietes (Vymazal, 2001).
1-Verteilungszone, 2-Kunststofffolie, 3-Filtriermaterial, 4- Feuchtgebiet-Vegetation, 5-
Wasserspiegel, 6-Sammezone, 7-Abfluss des gereinigten Wassers, 8-Regulierung der
Höhe des Wasserspiegels im Filtrierfeld.
Anaerobe Feuchtgebiete mit Kompostzugabe
Die wichtigsten Reaktionen, die bei der Reinigung des sauren Grubenwassers
in anaeroben Feuchtgebieten mit Kompostzugabe verlaufen, haben einen
anaeroben Charakter. Johnson und Hallberg (2005) stellen den Begriff
„Feuchtgebiet“ in Frage, weil diese Systeme keine Pflanzen anwenden, die in den
Bioreaktor Sauerstoff freisetzen, da das in diesem Fall unerwünscht ist.
Die mikrobiell katalysierte Reaktion, die in Kompost-Bioreaktoren stattfindet,
produziert Alkalität und biogenen Schwefelwasserstoff (Gleichung 10):
SO
4
2-
+ 2 CH
2
O + 2 H
+
H
2
S + 2H
2
CO
3
(10)

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für deren Eliminierung
Seite 10
Aus diesem Grund können diese Systeme für saures Grubenwasser mit dem Gehalt
von Schwermetallen angewandt werden. Im Unterschied zu aeroben
Feuchtgebieten werden reduktive Reaktionen, die im Kompost verlaufen, von
Elektron-Donatoren gefördert, die sich aus der organischen Masse des Kompostes
generieren (Johnson and Hallberg, 2005). Als Füllstoff für diese Bioreaktoren wird
meistens ein Gemisch von gut zersetzbarer organischer Masse (Kuh- oder
Pferdemist, genutzter Kompost aus dem Champignonanbau) und relativ
schwieriger zerlegbarer Materialien (Sägespänen, Stroh, Torf) angewandt. Neben
biologischen Prozessen wird das saure Grubenwasser auch durch Filtrierung
ungelöster und kolloidaler Stoffe und Adsorption von Metallen in eine organische
Matrix gereinigt (Favas et al., 2016).
Systeme, die Alkalität produzieren
Eine der Varianten für die Anwendung von Kompostbioreaktoren ist deren
Kombinierung mit Systemen, die Alkalität produzieren (Younger et al., 2003).
Diese Systeme werden RAPS (aus dem engl. reducing and alkalinity producing
systems) oder SAPS (aus dem engl. successive alkalinity producing systems)
genannt (Kepler und McCleary, 1994). In diesen Systemen (Abbildung 7) fließt das
Drainagewasser vertikal durch die Kompostschicht, wobei aus dem Wasser der
Sauerstoff beseitigt und das Eisen und Sulfate reduziert wird und danach fließt es
durch eine Schicht von Kalksteinkies, der hier die Funktion der anoxischen
Drainage erfüllt.
Abbildung 7. Schematische Darstellung von RAPS-Systemen (Younger et al., 2003).
Durchlässige reaktive Barrieren
Diese Reinigungsmethode wird vor allem zur Reinigung von verunreinigtem
Untergrundwasser angewandt und arbeitet auf der gleichen Basis, wie anaerobe
Kompostbioreaktoren (Feuchtgebiete) (Benner et al., 1997). Durchlässige reaktive
Barrieren werden so gestaltet, dass das reaktive Material am Fließpunkt in die Erde
vergraben wird. Das Material ist meistens ein Gemisch von organischem Substrat
(z.B. Pferdemist, Stroh) und Kalksteinkies, der ausreichend durchlässig ist, damit
die Strömung nicht beeinflusst wird. Reduktive und mikrobiologische Prozesse in
diesen Barrieren produzieren Alkalität (diese entsteht auch bei der Auflösung von
Kalkstein oder weiteren basischen Mineralien) und beseitigen Metalle in der Form
von Sulfiden, Hydroxiden und Karbonaten. Sasaki et al. (2008) beschreibt als
Füllung für die durchlässige reaktive Barriere die Nutzung von Schlackengranulat
aus den Hochöfen – ohne Eisengehalt.

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Seite 11
Zu den Vorteilen dieser Methode zählen auch geringe Ansprüche an die Fläche,
niedrige Betriebskosten und die Tatsache, dass kein Abfall entsteht, der entsorgt
werden muss. Der Nachteil ist der Bedarf an mehreren Substraten, die höheren
Anschaffungskosten bei großen Anlagen, die Anwendung ist spezifisch für jeden
Standort und beschränkt auf den Durchfluss der Drainage <20 cm unter der
Oberfläche des Geländes und die langfristige Wirkung
ist
nicht
bekannt
(Blowes et al., 2000; Gavaskar et al., 2000; Moraci und Calabro, 2010).
Tabelle 1: Zusammensetzung der Matrix für durchlässige reaktive Barrieren (Gilbert et
al., 2011).
Standort
Zusammensetzung
der Füllung
Konzentration der
Sulfate
am Zufluss (mg/l)
Wirkungsgrad
(%)
Sudbury, Canada
Städtischer
Kompost
(20%)
Blattmulch (20%)
Holzhackschnitzel (9%)
Kies (50%)
Kalkstein(1%)
2500-5200
25-78
Vancouver, Canada
Blattmulch (15%)
Kies (84%)
Kalkstein (1%)
Charleston, USA
Blattmulch (30%)
Fe
0
(20%)
Kies (45%)
Kalkstein (5%)
1800-49500
83-99
Shilbottle,
Großbritannien
Kompost
aus
Pferdemist
und
Strohmist (25%)
Grüner Kompost (25%)
Kalkstein (50%)
Kompakte Bioreaktoren für die Eisenoxidation
Die Oxidation von Fe
2+
in Fe
3+
in saurem (pH < 4) Grubenwasser wird durch die
Wirkung von Fe-oxidierender Prokaryoten (Bakterien und Archaeen) sehr
beschleunigt, von denen viele autotroph sind. Das meiststudierteste Bakterium ist
Acidithiobacillus ferrooxidans
, ein strikt acidophiles Bakterium, das eine Reihe
reduzierter Schwefelverbindungen oxidiert. Der Grenzfaktor für die Anwendung
dieser Bakterien ist deren Menge, was meistens durch Immobilisation der

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
Seite 12
Bakterien an einen festen Träger gelöst wird (Long et al., 2003). Wie Hallberg und
Johnson (2001) anführen ist der Großteil der Forschung in diesem Bereich vor
allem auf unterschiedliche Träger und nur die Bakterie
A. ferrooxidans
konzentriert, obwohl es eine Reihe weiterer Bakterien von diesem Typ gibt.
Feuchtgebiet-Systeme zur Beseitigung organischer Stoffe und Stickstoff
Organische Stoffe und Stickstoff sind meistens in Gruben- und Sickerwässern aus
Kippen nicht in höheren Konzentrationen vorhanden. Falls es erforderlich wäre
diese Stoffe zu beseitigen, erscheinen künstliche Feuchtgebiete mit
Oberflächenfluss als eine effektive Methode mit niedrigen Investitions- und
Betriebskosten. Prinzipiell sind es gleiche Feuchtgebiete, wie diejenigen, die zur
Eisen- und Manganbeseitigung bestimmt sind. Der Unterschied besteht nur in den
Entwurfsparametern, wo die Fläche des Feuchtgebiets nach der folgenden Formel
berechnet wird:
A = Q (ln C
Zufluss
– ln C
Abfluss
)/ k, wobei:
A = Fläche des Feuchtgebiets (m
2
)
Q = Durchschnitts-Tageszulauf (m
3
/d)
C
Zufluss
= Konzentration BSK
5
oder N-NH
4
+
am Zufluss (mg/l)
C
Abfluss
= Konzentration BSK
5
oder N-NH
4
+
am Abfluss (mg/l)
k = Geschwindigkeitskonstante erster Ordnung (0,1 m/d für BSK
5
, 0,05 m/d für
N-NH
4
+
)
Wirkung für BSK
5
:
C
Abfluss
= 0,173C
vstup
+ 4,70
für Ammoniakstickstoff:
C
Abfluss
= 0,336q
0,456
x C
vstup0,728
q = hydraulische Belastung (cm/d), d.h. Füllhöhe
Die Wirkung wurde auf Grundlage der Analyse von 440 künstlichen Feuchtgebieten
mit Oberflächenfluss nach Kadlec und Knight (1996) bestimmt.
Als Vegetation eignet sich am besten das Schilfrohr (
Phragmites australis
),
empfohlen wird die Wassertiefe zwischen 10 und 40 cm.
Ergebnisse
Die potentiellen hydrochemischen Risiken, die die Wassergüte in ausgewählten
Wasserkörpern gefährden, sind überwiegend mit der Eutrophierung, Nutzung zum
Fischfang, Verlandung flacher Wasserkörper, mit der Veränderung des Chemismus
des Wassers im Einzugsgebiet, dem Vorkommen toxischer Blaualgen und Nutzung

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der Landschaft zur Erholung verbunden. Nach zugänglichen Daten wurde kein
nachweisbarer Unterschied in der Wasserqualität zwischen den einzelnen Typen
der Wasserkörper (A bis D) verzeichnet. Im Jahr 2017 war der Charakter der
betrachteten Wasserkörper überwiegend oligotroph bis mesotroph.
Die Menge und Qualität des zufließenden Wassers aus dem Einzugsgebiet, die
Geomorphologie des Geländes, das Alter des Wasserkörpers, die Größe und Tiefe
des Wasserkörpers, Nutzung der Umgebung, das Vorkommen von Wasserflora und
Fauna, Wirtschaftsaktivitäten am Becken, Einfluss des Menschen usw. beeinflussen
die Wasserqualität.
Es wurden Daten aus der Überwachung der Wasserqualität im Grabensystem
dreier Seen genutzt. Bewertet wurden die Risiken der Beeinflussung der
Wasserqualität in Seen durch Auswertung zugänglicher Parameter, gemessen in
Gräben, und deren Vergleich mit den Grenzwerten der Verordnung der Regierung
401/2015 der Sammlung und ČSN 75 7221.
Der See Barbora hat 2 grundlegende Zuflüsse – von Otakar und der Zufluss
Nordwesten (NW). Langfristig werden diese seit 1995 resp. 2006 überwacht. Die
Qualität des zufließenden Wassers erfüllte die Grenzwerte, nur ausnahmsweise
wurden Werte über dem Grenzwert gemessen und diese stellen für diesen
Wasserkörper kein Risiko dar.
Im Einzugsgebiet des Sees Most wurden im Zeitraum 6 Gräben bewertet. Im Fall
aller Gräben kamen Werte über den Grenzwerten vor und zwar bei der Mehrzahl
der Parameter. Dauerhaft hoch sind die Werte von SO
4
2-
und den gelösten Stoffen
bei allen Zuflüssen. Das höchste Risiko erscheint bei dem Graben JM5, wo der pH-
Wert dauerhaft niedrig ist und in Größenordnung höhere Werte von Al, Mn, Fe,
SO
4
2-
und NH
4
-N und im Graben JM13 (Werte über dem Grenzwert SO
42-
, Ca, Mg,
NH
4
-N, Mn, Fe) vorkommen.
Im Einzugsgebiet des Sees Chabařovice wurden 20 Zuflüsse betrachtet.
Überschreitung der Grenzwerte wurde am häufigsten bei SO
4
2-
und den gelösten
Stoffen festgestellt. Das höchste Risiko stellt PV9 (CH20) dar, der am häufigsten
wasserführend ist. Dauerhaft werden hier den Grenzwert überschreitende Werte
bei NH
4
-N, TN, RL, Fe und meistens auch bei Mn und SO
4
2-
gemessen.
Das erhöhte Vorkommen einiger verunreinigender Stoffe hängt sowohl mit dem
geologischen Untergrund, als auch mit dem Bergbau im Interessengebiet
zusammen. Das saure Grubenwasser aus dem Bergbau und das Sickerwasser aus
Kippen zählen zu Wässern, die in biologischen Kläranlagen sehr schwer gereinigt
werden, weil bei ihnen der Gehalt von organischen Stoffen und der pH-Wert niedrig
sind. Zu den am häufigsten genutzten Reinigungsmethoden dieser Wässer zählen
künstliche Feuchtgebiete. Aerobe künstliche Feuchtgebiete mit oberflächigem
Fluss werden für die Eisen- und Manganbeseitigung genutzt, die in den aeroben
Bedingungen ausgefällt werden und sich an der Oberfläche des Feuchtgebietes

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Bewertung hydrochemischer Risiken der Bergbaufolgeseen und Vorschläge
für deren Eliminierung
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absetzen. Anaerobe Feuchtgebiete werden zur Beseitigung von Sulfat genutzt. Die
Reduzierung der Sulfate erfolgt in einer Schicht organischen Materials wie
Kompost. Zur Erhöhung des pH-Wertes werden anoxische Kalksteindrainagen
genutzt. Bei Notwendigkeit aus den Gruben- oder Kippenwässern sowohl Eisen und
Mangan, als auch Sulfate zu entfernen, werden die einzelnen Feuchtgebiete
aneinandergereiht. Einige beobachtete Zuflüsse waren nur einen Zeitraum im Jahr
wasserführend und für die Entscheidung hinsichtlich der evtl. Errichtung eines
künstlichen Feuchtgebiets muss im Vorhinein die reale Stoffbilanz (Durchflüsse,
Konzentrationen) bekannt sein.
Trotz der Tatsache, dass in den betrachteten Zuflüssen einige Werte einiger
Parameter über dem Grenzwert lagen, behielt die Wassergüte in den betrachteten
Seen überwiegend den oligotrophen Charakter mit dem Potenzial der Nutzung als
Trinkwasserquelle.
Das Wasser in der Landschaft allgemein, ohne den Ursprung zu unterscheiden,
erfüllt bedeutende ökologische Funktionen, die mit dem hydrologischen Haushalt
der Landschaft in Verbindung stehen. Es spielt eine bedeutende Rolle durch die
Wechselwirkung mit der Sonnenenergie und trägt so wesentlich zur Stabilisierung
des lokalen Klimas bei. Nicht unbedeutend fördern die Wasserflächen die Erhöhung
der biologischen Vielfalt im betrachteten Gebiet.
Auf Grundlage der Auswertung der hydrochemischen Risiken der Oberflächen-
Wasserkörper kann festgehalten werden, dass in den bewerteten Wasserkörpern
der stehenden Gewässer auf Braunkohlenkippen kein Kennwert festgestellt wurde,
dessen Werte ein schwerwiegendes Risiko aus Sicht der Bedrohung der Umwelt
oder der bestehenden Nutzung dieser kleinen Wasserkörper darstellen würden. Im
Falle der bewerteten Zuflüsse in die bestehenden Seen kommen zwar erhöhte
Werte bei einigen Kennziffern vor, aber für die Bewertung der Risiken und den
folgenden Entwurf der künstlichen Feuchtgebiete ist es wichtig neben den
Parametern der Belastung auch die Durchflüsse und den Zustand des gesamten
Standortes abzuwägen. Ein Graben, der wenig Wasser führt und oft ausgetrocknet
ist, stellt kein Risiko dar, auch wenn wiederholt Werte einiger Parameter über dem
Grenzwert lagen. Die Bedingung für die Nutzung von Kunstgräben ist die
Sicherstellung eines dauerhaften Wasserzuflusses in das Feuchtgebiet, damit das
Überleben der Pflanzen, die sich an der Reinigung beteiligen, ermöglicht wird. Aus
diesem Grund kann für die örtlichen Bedingungen der Braunkohlenkippen und
Bergbaufolgeseen kein konkretes Musterbeispiel vorgeschlagen werden.

Impressum
Herausgabe:
Dieser Steckbrief wurde im Rahmen des Projekts Vita-Min erstellt.
Das Projekt Vita-Min wurde aus Mitteln des europäischen Fonds für
regionale Entwicklung im Kooperationsprogramms SN-CZ 2014-2020
finanziert. Die Projektpartner sind das sächsische Landesamt für
Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (Leadpartner), die
Stadtverwaltung Oelsnitz/Erzgeb. und die Verwaltungsbehörde des
Bezirks Ústecký kraj.
Für Fragen und weitere Informationen zu diesem Teilprojekt
kontaktieren Sie:
Ansprechpartner:
Bezirk Ústecký kraj
Ansprechpartner: Lukáš Vostrý
Telefon: 0420/ 475657688
E-Mail: vostry.l@kr-ustecky.cz
Bearbeitung:
Die Ergebnisse dieses Teilprojekts wurden im Rahmen einer Vergabe
vom Bezirk Ústecký kraj firma R – PRINCIP Most s.r.o. erarbeitet.
Titelfoto:
Výzkumný ústav vodohospodářský T. G. Masaryka, öffentliche
Forschungseinrichtung, (2017): Szenerie einer Wasserfläche
Redaktionsschluss:
31.03.2020
Weitere Informationen finden Sie unter
www.vitamin-projekt.eu