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Möglichkeiten des Schadstoffrückhalts in
unterirdischen Grubengebäuden des Erz-
und Spatbergbaus
Abschlussbericht zum TP 1.2
Auftragnehmer:
G.E.O.S. Ingenieurgesellschaft mbH, Niederlassung Freiberg
Autoren: Martin, Mirko; Dr. Janneck, Eberhard; Dr. Paul, Michael (Wismut GmbH); Dr. Meyer,
Jürgen (Wismut GmbH); Dr. Jenk, Ulf (Wismut GmbH); Dr. Baake, Delf (Wismut GmbH)
Auftraggeber:
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Koordination: Lünich, Kathleen
Berichtszeitraum: 16.03.2018
31.01.2019
Berichtsabschluss: 31.07.2019
Gefördert durch den europäischen Fonds für Regionalentwicklung

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INHALTSVERZEICHNIS
ABBILDUNGSVERZEICHNIS ................................................................................................................................ V
TABELLENVERZEICHNIS .................................................................................................................................... VI
ANLAGENVERZEICHNIS ................................................................................................................................... VIII
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS ............................................................................................................................. IX
1
HINTERGRUND UND ZIELSTELLUNG ....................................................................................................... 1
2
GRUNDLAGEN................................................................................................................................................... 2
3
GRUNDLAGEN
AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE ............................................................. 4
3.1
AUSWAHL NACH GESETZLICHEN ANFORDERUNGEN ....................................................................................... 4
3.2
REALES ELEMENTSPEKTRUM DER GRUBENWÄSSER ...................................................................................... 5
3.3
BEWERTUNG DER RELEVANZ DER PARAMETER ............................................................................................. 9
3.4
PARAMETERSPEKTRUM ................................................................................................................................. 11
4
RECHERCHE WEITERER DATEN .............................................................................................................. 12
4.1
BUNTMETALLBERGBAU
SILBER, BLEI, ZINK ............................................................................................. 12
4.2
BUNTMETALLBERGBAU
ZINN UND WOLFRAM .......................................................................................... 16
4.3
URANBERGBAU ............................................................................................................................................... 17
4.3.1
SCHLEMA - HARTENSTEIN ......................................................................................................................................... 17
4.3.2
KÖNIGSTEIN ................................................................................................................................................................. 18
4.3.3
KLEINERE REVIERE ..................................................................................................................................................... 18
4.4
FLUß- UND SCHWERSPATBERGBAU .............................................................................................................. 21
4.4.1
FLUSSSPAT
SCHÖNBRUNN - BÖSENBRUNN ......................................................................................................... 21
4.4.2
BRUNNDÖBRA .............................................................................................................................................................. 22
5
CHEMISCHE GRUNDLAGEN DER RÜCKHALTEVERFAHREN ........................................................... 23
5.1
HYROGEOCHEMISCHE CHARAKTERISTIK DER ELEMENTE ........................................................................... 23
5.2
SCHLUSSFOLGERUNGEN FÜR RÜCKHALTEVERFAHREN ................................................................................ 28
6
LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG ............................................................ 30
6.1
GRUNDLAGEN .................................................................................................................................................. 30
6.2
ÜBERSICHT ZU KONVENTIONELLEN REINIGUNGSVERFAHREN .................................................................... 30
6.2.1
ALLGEMEINES .............................................................................................................................................................. 31

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Seite | II
VITA-MIN
6.2.2
PASSIVE VERFAHREN.................................................................................................................................................. 31
6.2.3
AKTIVE VERFAHREN ................................................................................................................................................... 33
6.2.4
MEMBRANVERFAHREN............................................................................................................................................... 37
6.2.5
ADSORPTIONSVERFAHREN ........................................................................................................................................ 39
6.2.6
ELEKTROCHEMISCHE VERFAHREN ........................................................................................................................... 40
6.2.7
MIKROBIOLOGISCHE VERFAHREN - SULFATREDUKTION ..................................................................................... 41
6.2.8
KOSTENVERGLEICH DER PROZESSE ......................................................................................................................... 43
7
LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSENSCHAFT UND TECHNIK ..
............................................................................................................................................................................. 47
7.1
VORGEHENSWEISE .......................................................................................................................................... 47
7.2
ÜBERBLICK ...................................................................................................................................................... 48
7.3
RECHERCHE ZU ALLGEMEINEN VERFAHRENSANSÄTZEN .............................................................................. 51
7.4
RECHERCHE IM RAHMEN DER INTERNATIONAL MINE WATER ASSOCIATION (IMWA) ......................... 54
7.5
RECHERCHE VON INTERNATIONALEN DOKUMENTEN .................................................................................. 55
7.6
ERKENNTNISSE AUS DER PATENTRECHERCHE ............................................................................................. 56
8
ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG ..................................................................................................... 59
8.1
RECHERCHIERTE VERFAHRENSANSÄTZE ...................................................................................................... 59
8.2
KLASSIFIZIERUNG DER VERFAHRENSANSÄTZE ............................................................................................. 61
8.2.1
EINGRIFF IN DEN FLUTUNGSRAUM ........................................................................................................................... 61
8.2.2
EINGRIFF IN TRANSFERBEREICH .............................................................................................................................. 63
8.2.3
GRUBENEXTERNER EINGRIFF ................................................................................................................................... 64
8.3
VERFAHRENSGEGENÜBERSTELLUNG ............................................................................................................. 65
9
FALLSTUDIEN ................................................................................................................................................. 70
9.1
BISHERIGE
RECHERCHEN
UND
ENTWICKLUNGSARBEITEN
DER
WISMUT
GMBH
ZUR
QUELLIMMOBILISIERUNG GEFLUTETER BERGWERKE ........................................................................................... 70
9.2
WEITERE STUDIEN ......................................................................................................................................... 77
9.2.1
SEDIMENTATIONSSTRECKEN IN DER GRUBE ZINNWALD/CINOVEC [10] ......................................................... 77
9.2.2
SEDIMENTATIONSSTRECKEN IM VERTRÄGLICHE GESELLSCHAFT STOLLN (GRUBE FREIBERBG)................. 79
9.2.3
THEORETISCHE BETRACHTUNG
AUFSTAU VON GRUBENWÄSSERN IM BRANDER REVIER .......................... 79
9.2.4
FALLSTUDIE - VERSTURZ BELASTETER HALDENSICKERWÄSSER GRUBE SAUBERG, EHRENFRIEDERSDORF ....
........................................................................................................................................................................................ 81
9.2.5
THEORETISCHE BETRACHTUNG IN-SITU - IMMOBILISIERUNG DER SCHADSTOFFE IN HALDEN FREIBERGER
REVIER ........................................................................................................................................................................................ 81
9.2.6
NACHNUTZUNG VON GRUBENWÄSSERN .................................................................................................................. 82
10 ERSTELLUNG DER STECKBRIEFE .......................................................................................................... 84
10.1
STECKBRIEFSTRUKTUR ................................................................................................................................ 84
10.2 STECKBRIEF .................................................................................................................................................. 86

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10.3
BEWERTUNG DER VERFAHREN .................................................................................................................... 87
10.4
FALLBEISPIELE .............................................................................................................................................. 88
11 POTENZIALABSCHÄTZUNG DES STOFFAUSTRAGS FÜR SACHSEN ............................................ 91
11.1
POTENZIALABSCHÄTZUNG FÜR SACHSEN ................................................................................................... 91
11.2
POTENZIALABSCHÄTZUNG FÜR EINZELNE REVIERE................................................................................... 96
11.2.1
FREIBERGER REVIER ................................................................................................................................................ 96
11.2.2
REVIER ZINNWALD ................................................................................................................................................... 98
11.2.3
REVIER EHRENFRIEDERSDORF .............................................................................................................................100
12 ANWENDUNGSPOTENZIAL DER IN-SITU-VERFAHREN IN SACHSEN ...................................... 102
12.1 ALLGEMEINES ............................................................................................................................................ 102
12.2
KOMPLEX SPÜLHALDE DAVIDSCHACHT
VERTRÄGLICHE GESELLSCHAFT STOLLN
ROTER GRABEN
104
12.2.1
PROBLEMSTELLUNG ...............................................................................................................................................104
12.2.2
CHARAKTERISTIK DER WÄSSER ...........................................................................................................................105
12.2.3
QUELLIMMOBILISIERUNG DURCH HOHEN FLUTUNGSWASSEREINSTAU ........................................................109
12.2.4
OXIDATION/SEDIMENTATION (TRANSFERBEREICH).......................................................................................109
12.2.5
OXIDATION/SEDIMENTATION (GRUBENEXTERNES WETLAND) ....................................................................109
12.2.6
GRUBENWASSER-MANAGEMENT .........................................................................................................................110
12.2.7
REDUKTION ..............................................................................................................................................................110
12.2.8
REAKTIONSSTRECKE ..............................................................................................................................................111
12.2.9
NEUTRALISATION/FÄLLUNG ................................................................................................................................112
12.3 REVIER ZINNWALD .................................................................................................................................... 114
12.3.1
PROBLEMSTELLUNG ...............................................................................................................................................114
12.3.2
CHARAKTERISTIK DER GRUBENWÄSSER.............................................................................................................116
12.3.3
QUELLIMMOBILISIERUNG DURCH HOHEN FLUTUNGSWASSEREINSTAU ........................................................117
12.3.4
OXIDATION/SEDIMENTATION (TRANSFERBEREICH).......................................................................................117
12.3.5
OXIDATION/SEDIMENTATION (GRUBENEXTERNES WETLAND) ....................................................................117
12.3.6
GRUBENWASSER-MANAGEMENT .........................................................................................................................117
12.3.7
REDUKTION UND NEUTRALISATION/FÄLLUNG .................................................................................................118
12.3.8
REAKTIONSSTRECKE ..............................................................................................................................................118
12.4
TIEFER SAUBERGER STOLLN, EHRENFRIEDERSDORF ............................................................................. 120
12.4.1
PROBLEMSTELLUNG ...............................................................................................................................................120
12.4.2
CHARAKTERISTIK ....................................................................................................................................................122
12.4.3
OXIDATION/SEDIMENTATION (TRANSFERBEREICH) - REAKTIONSSTRECKE ..............................................124
12.4.4
QUELLIMMOBILISIERUNG DURCH HOHEN FLUTUNGSWASSEREINSTAU ........................................................126
12.4.5
OXIDATION/SEDIMENTATION (GRUBENEXTERNES WETLAND) ....................................................................127
12.4.6
GRUBENWASSER-MANAGEMENT .........................................................................................................................127
12.4.7
REDUKTION ..............................................................................................................................................................127
12.4.8
FÄLLUNG IM FLUTUNGSRAUM ..............................................................................................................................127
13 THERMODYAMISCH-HYDROCHEMISCHE MODELLIERUNG ...................................................... 129

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13.1 MODELLAUFBAU ........................................................................................................................................ 129
13.1.1
KONZEPTIONELLES MODELL ................................................................................................................................129
13.1.2
GOLDSIM
™ –
MODELL ...........................................................................................................................................130
13.1.3
DYNAMIC LINK LIBRARY (DLL) ..........................................................................................................................131
13.1.4
PHREEQC
MODELL ..............................................................................................................................................131
13.2
VERTRÄGLICHE GESELLSCHAFT STOLLN ................................................................................................. 132
13.2.1
EINGANGSPARAMETER...........................................................................................................................................132
13.2.2
ERGEBNISSE DER HYDROCHEMISCHEN MODELLIERUNG .................................................................................133
13.3
HAUPTSTOLLN UMBRUCH ........................................................................................................................ 139
13.3.1
EINGANGSPARAMETER...........................................................................................................................................139
13.3.2
ERGEBNISSE DER HYDROCHEMISCHEN MODELLIERUNG .................................................................................139
13.4
TIEFER SAUBERGER STOLLN .................................................................................................................... 143
13.4.1
EINGANGSPARAMETER...........................................................................................................................................143
13.4.2
ERGEBNISSE DER HYDROCHEMISCHEN MODELLIERUNG .................................................................................144
13.5
ZUSAMMENFASSUNG.................................................................................................................................. 147
14 WEITERE RELEVANTE BERGWERKE IN SACHSEN ....................................................................... 148
14.1 SITUATION ................................................................................................................................................. 148
14.2
ANSÄTZE FÜR MAßNAHMEN ..................................................................................................................... 150
15 KÜNFTIGER BERGBAU ........................................................................................................................... 152
15.1
PROSPEKTIVE VERFAHRENSBEWERTUNG ............................................................................................... 152
15.2
MAßNAHMEN WÄHREND DES BERGBAUS ............................................................................................... 153
15.2.1
MAßNAHMEN IM GRUBENBETRIEB......................................................................................................................153
15.2.2
GEOTECHNISCHE UND GEOMECHANISCHE MAßNAHMEN ................................................................................154
15.2.3
VORKLÄRUNG VON GRUBENWÄSSERN ................................................................................................................155
15.3
MAßNAHMEN NACH BERGBAU ................................................................................................................. 155
15.3.1
MAßNAHMEN AM FLUTUNGSRAUM .....................................................................................................................155
15.3.2
IN-SITU-BEHANDLUNG SCHADSTOFFHALTIGER FLUTUNGSWÄSSER (FLUTUNGSRAUM ODER TRANS-
FERBEREICH MIT UNTERTÄGIGER FÄLLPRODUKT-VERBRINGUNG) ................................................................................156
15.4
MAßNAHMENSCHEMA ............................................................................................................................... 157
16 FAZIT............................................................................................................................................................ 159
LITERATURVERZEICHNIS .................................................................................................................................. XI

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VITA-MIN
ABBILDUNGSVERZEICHNIS
Abbildung 1: Möglichkeit der Mobilisierung von Schwermetallen aus hoch mineralisierten Standwässern infolge
Wasseranstiegs (Beispiel: Ablauf Brander Revier am Verspünden König Johann Spat, ___________ 15
Abbildung 2: Fällungs-pH wichtiger Metalle aus verdünnten Lösungen (Anforderungen gemäß Rahmen VwV. _ 23
Abbildung 3: Strategien zur Verminderung von Schwermetalleinträgen ins Oberflächenwasser am Beispiel von
Cadmium. _____________________________________________________________________________________________ 30
Abbildung 4: Aufbau des Wetlands zur Abtrennung von Aluminium (Foto: G.E.O.S.). ______________________________ 32
Abbildung 5: Zusammenstellung der "Mindest"-pH-Werte für eine Fällung wichtiger Metallkationen . __________ 34
Abbildung 6: Gleichgewichtsanteile von Sulfid, Hydrogensulfid und Schwefelwasserstoff in Abhängigkeit vom pH-
Wert . __________________________________________________________________________________________________ 36
Abbildung 7: Schematische Darstellung des GYP-CIX Prozesses. ____________________________________________________ 39
Abbildung 8: Darstellung von Elektrodialyse und Reversosmose. ___________________________________________________ 40
Abbildung 9: pH und Na-Konzentration in der Beobachtungsbohrung GWMW 7037. _____________________________ 74
Abbildung 10: Cd-, Ni- und Zn-Konzentration in der Beobachtungsbohrung GWMW 7037 . ______________________ 74
Abbildung 11: Sohlschwelle mit Sedimentationsstrecke am Damm 1 Tiefer Hilfe Gottes Stolln. __________________ 78
Abbildung 12: Eingestauter Sedimentationsraum südlich des Hochpunktes des Tiefen Bünau Stollns. ___________ 78
Abbildung 13: Partikelreiches Grubenwasser im Verträgliche Gesellschaft Stolln. ________________________________ 79
Abbildung 14: Sohlschwelle oberhalb des Mundlochs des Verträgliche Gesellschaft Stollns _______________________ 79
Abbildung 15: Versturzstelle der Haldensickerwässer. ______________________________________________________________ 81
Abbildung 16: OWK-Struktur des Reviers Zinnwald mit Lage der Entwässerungsstollen. _________________________ 98
Abbildung 17: Mundloch des VGS mit Gru-benwasseraustritt. _____________________________________________________ 106
Abbildung 18: Abschlag des Roten Grabens am Turmhof Hilfsstolln. ______________________________________________ 106
Abbildung 19: Mundloch des HSU mit Gru-benwasseraustritt. _____________________________________________________ 106
Abbildung 20: Abschlag des Roten Grabens unterhalb des HSU. ___________________________________________________ 106
Abbildung 21: Oberer Grubenwasserablauf Grube Freiberg. _______________________________________________________ 107
Abbildung 22: Modell der Cd-Austräge des Freiberger Bergbaureviers mit oberer (VGS, HSU, EBS) und tiefer
Stollnsohle (RSS) . ___________________________________________________________________________________ 108
Abbildung 23: Mögliche Position einer Reaktionsstrecke im VGS. _________________________________________________ 111
Abbildung 24: Konzept zur Umleitung des Stollnwassers des VGS. ________________________________________________ 113
Abbildung 25: Konzept einer Reaktionsstrecke (Adsorption an Kalksand). _______________________________________ 119
Abbildung 26: Mundloch des Tiefen Sauberger Stollns. _____________________________________________________________ 122
Abbildung 27: Lageplan zum Tiefen Sauberger Stolln. _____________________________________________________________ 123
Abbildung 28: Saigerriss des Reviers Sauberg-Westfeld der Grube Ehrenfriedersdorf . __________________________ 124
Abbildung 29: Mögliche Position einer Reaktionsstrecke im TSS. __________________________________________________ 126
Abbildung 30: As-Restkonzentration in Abhängigkeit von zugesetzter Fe(III)-Menge. ___________________________ 128
Abbildung
31:
Konzeptionelles
Modell
der
Variante
des
Schadstoffrückhalts
mittels
untertägigen
Reaktionsraumes. ____________________________________________________________________________________ 129
Abbildung 32: Grafische Oberfläche des Modells in GoldSimTM. ___________________________________________________ 130
Abbildung 33: Schnittstelle
GoldSim™ mit PhreeqC.
________________________________________________________________ 131
Abbildung 34: Beispiel einer modellierten Zeitreihe unter Berücksichtigung von Unsicherheiten (Verträgliche
Gesellschaft Stolln, Entwicklung der Cd–Konzentration, Fällmittel 1 - Ca(OH)
2
-Na
2
CO
3
). _______ 134
Abbildung 35: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 1 (Verträgliche Gesellschaft Stolln). ______________________________________________ 135
Abbildung 36: Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des Fällungsmittels 2
(Verträgliche Gesellschaft Stolln). __________________________________________________________________ 135
Abbildung 37: Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des Fällungsmittels 3
(Verträgliche Gesellschaft Stolln) . __________________________________________________________________ 136
Abbildung 38: Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des Fällungsmittels 7
(Verträgliche Gesellschaft Stolln). __________________________________________________________________ 136

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- TABELLENVERZEICHNIS -
Seite | VI
VITA-MIN
Abbildung 39: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 1 (Hauptstolln Umbruch). _________________________________________________________ 140
Abbildung 40: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 2 (Hauptstolln Umbruch). _________________________________________________________ 140
Abbildung 41: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 3 (Hauptstolln Umbruch). _________________________________________________________ 141
Abbildung 42: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 4 (Hauptstolln Umbruch). _________________________________________________________ 141
Abbildung 43: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 5 (Tiefer Sauberger Stolln). _______________________________________________________ 144
Abbildung 44: Modellierte Zeitreihe der Elementkonzentrationen des gereinigten Wassers nach Zugabe des
Fällungsmittels 6 (Tiefer Sauberger Stolln). _______________________________________________________ 145
TABELLENVERZEICHNIS
Tabelle 1: Chemische Qualitätskomponenten für Umweltqualitätsnormen (UQN) zur Beurteilung des
ökologischen Zustands bzw. Potenzials sowie des chemischen Zustands. _______________________________ 4
Tabelle 2: Gütedaten der Stollnwässer des BfUL-Messprogramms (MW 2014-2016) und deren statistische
Auswertung, Angaben in μg/l, fett: Überschreitungen der UQN bzw. der Beurteilungswerte. _________ 6
Tabelle 3: Beurteilungswerte für die Wassergütedaten der Stollnwässer. ___________________________________________ 9
Tabelle 4: Beurteilungswerte für die Wassergütedaten der Stollnwässer. _________________________________________ 10
Tabelle 5: Liste der wesentlichen Parameter. ________________________________________________________________________ 11
Tabelle 6: Charakterisierung der verschiedenen Typen von Resterzen. ____________________________________________ 13
Tabelle 7: Übersicht wichtiger Zinn-Wolfram-Bergbaureviere in Sachsen. ________________________________________ 16
Tabelle 8: Überblick über die kleineren Uranbergbaugebiete in Sachsen. __________________________________________ 19
Tabelle 9: Wichtigste Minerale der Lagerstätte Schönbrunn-Bösenbrunn. ________________________________________ 21
Tabelle 10: Charakterisierung des hydrogeochemischen Verhaltens der Elemente anhand der Eh-pH-Diagramme
____________________________________________________________________________________________________________ 24
Tabelle 11: Übersicht über die für die Immobilisierung der betrachteten Elemente notwendigen Bedingungen. 28
Tabelle 12: Eignung recherchierter Rückhalteverfahren bezüglich der einzelnen Elemente. _____________________ 29
Tabelle 13: Zusammenstellung von Kontaminationen und Behandlungsmöglichkeiten für bergbaubeeinflusste
Wässer auf der Basis von Fällungsprozessen. ___________________________________________________________ 31
Tabelle 14: Zusammenstellung von Neutralisationsäquivalenten und Kalkmengen für die Behandlung von
Wasserinhaltsstoffen. ____________________________________________________________________________________ 34
Tabelle 15: Gegenüberstellung der Löslichkeitsprodukte ausgewählter Metallhydroxide und -sulfide. __________ 36
Tabelle 16: Zusammenstellung heute genutzter Membranverfahren. ______________________________________________ 38
Tabelle 17: Daten für Membranverfahren. ___________________________________________________________________________ 38
Tabelle 18: Übersicht zu biotechnologischen Verfahren ohne Eisenoxidation. _____________________________________ 43
Tabelle 19: Kosten für die Kalkfällungsverfahren. ___________________________________________________________________ 44
Tabelle 20: Kosten für Membranverfahren. __________________________________________________________________________ 44
Tabelle 21: Kosten für den GYP-CIX Prozess. _________________________________________________________________________ 45
Tabelle 22: Kosten für biologische Verfahren unter Einsatz der Sulfatreduktion. _________________________________ 46
Tabelle 23: Suchbegriffe der Patentrecherche. _______________________________________________________________________ 48
Tabelle 24: Vergleich der potenziellen in-situ-Beeinflussungsverfahren nach Primärkriterien. __________________ 66
Tabelle 25: Vergleich der potenziellen in-situ-Beeinflussungsverfahren nach Sekundärkriterien. ________________ 68
Tabelle 26: Schematische Darstellungen wesentlicher Funktionsweisen. __________________________________________ 85
Tabelle 27: Steckbriefstruktur der Verfahren: I - Charakterisierung der Verfahren. ______________________________ 86
Tabelle 28: Steckbriefstruktur der Verfahren II - Kriterien zur Bewertung. ________________________________________ 87

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- TABELLENVERZEICHNIS -
Seite | VII
VITA-MIN
Tabelle 29: Bewertung der in-situ-Rückhalteverfahren anhand der Bepunktung. _________________________________ 88
Tabelle 30: Charakteristik der Fallbeispiele für die in-situ-Sanierung. _____________________________________________ 89
Tabelle 31: Elementfrachten der Wasserlösestolln in Sachsen mit Farbstufung. __________________________________ 92
Tabelle 32: Prozentualer Anteil der Stollnwässer an der Eintragsfracht-Summe der sächsischen Stollnwässer mit
Farbabstufung. ___________________________________________________________________________________________ 94
Tabelle 33: Frachtvergleich der Freiberger Mulde (Messstelle Obergruna, OBF31700) und der Stollnwässer. __ 97
Tabelle 34: Frachtvergleich des Roten Wassers (Messstelle Mündung Geising, OBF08400) und des Stollenwassers
THG. _______________________________________________________________________________________________________ 99
Tabelle 35: Frachtvergleich von Schwarzwasser (Aschergraben, Messstelle uh. Tiefenbachhalde, OBF08401) und
der StollnwässerTBS und THF. _________________________________________________________________________ 100
Tabelle 36: Frachtvergleich der Wilisch (Messstelle Schlößchen, OBF36800) und des Stollenwassers TSS. _____ 101
Tabelle 37: In-situ-Schadstoffrückhalteverfahren.__________________________________________________________________ 102
Tabelle 38: Bewertung der in-situ-Rückhalteverfahren anhand der Bepunktung. ________________________________ 103
Tabelle 39: Frachtanteile der Stollnwässer VGS und HSU an der Freiberger Mulde. ______________________________ 104
Tabelle 40: Relevante Elemente in den Freiberger Grubenwässern. _______________________________________________ 105
Tabelle 41: Mögliche Ansatzpunkte zur in-situ-Beeinflussung der Wasserqualität des Rothschönberger Stollns.
___________________________________________________________________________________________________________ 113
Tabelle 42: Modellierungsergebnisse der Cd-Konzentration für Flutungswasser Teilrevier Freiberg (im Schacht
Reiche Zeche aufsteigende Wässer) bei einer potentiellen in-situ-Sanierung. _______________________ 114
Tabelle 43: Frachtanteile der Stollnwässer des THG am Heerwasser/Rotes Wasser. _____________________________ 115
Tabelle 44: Formale Frachtanteile der Stollnwässer /Summe TBS und THF - am Aschergraben/Schwarzwasser.
___________________________________________________________________________________________________________ 115
Tabelle 45: Relevante Elemente in den Zinnwalder Grubenwässern. ______________________________________________ 116
Tabelle 46: Ergebnisse der Grubenwasserreinigung mittels Kalksandfiltern. _____________________________________ 119
Tabelle 47: Kostenschätzung für eine untertägige Reaktionsstrecke im THS. _____________________________________ 120
Tabelle 48: Frachtanteile der Stollnwässer des TSS (BG
Bestimmungsgrenze). _________________________________ 121
Tabelle 49: Relevante Elemente im Wasser des Tiefen Sauberger Stollns. _________________________________________ 121
Tabelle 50: Kostenschätzung für eine untertägige Arsen-Adsorptionsanlage im TSS. ____________________________ 124
Tabelle 51: Kostenschätzung einer In-situ-Arsenfällung im Flutungsraum. _______________________________________ 128
Tabelle 52: Input-Parameter der Modellierung für den Standort Verträgliche Gesellschaft Stolln. ______________ 133
Tabelle 53: Vergleich der modellierten Konzentrationen des Bergbauwassers mit den gereinigten Wässern durch
Zugabe der Fällungsmittel 1 bis 4 (Verträgliche Gesellschaft Stolln). _______________________________ 138
Tabelle 54: Input-Modellparameter für den Standort Hauptstolln Umbruch. _____________________________________ 139
Tabelle 55: Vergleich der Konzentrationen des Bergbauwassers mit den gereinigten Wässern durch Zugabe der
Fällungsmittel 1 bis 4 (Hauptstolln Umbruch). ________________________________________________________ 143
Tabelle 56: Input-Modellparameter für den Standort Tiefer Sauberger Stolln. ___________________________________ 144
Tabelle 57: Vergleich der Konzentrationen des Bergbauwassers mit den gereinigten Wässern durch Zugabe der
Fällungsmittel 5 und 6 (Tiefer Sauberger Stolln). _____________________________________________________ 146
Tabelle 58: Arsenemissionen durch die Wasserlösestolln in Sachsen. _____________________________________________ 148
Tabelle 59: Uranemissionen durch die Wasserlösestolln in Sachsen. ______________________________________________ 149
Tabelle 60: Ansätze für in-situ-Rückhaltemaßnahmen bei weiteren relevanten Bergwerken in Sachsen. _______ 150
Tabelle 61: Erreichbare Frachtanteile der Stollnwässer bei Umsetzung der in-situ-Maßnahmen (geschätzt). _ 159

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- ANLAGENVERZEICHNIS -
Seite | VIII
VITA-MIN
ANLAGENVERZEICHNIS
Anlage 1:
Übersicht über geochemische und biologische Verfahrensansätze
Anlage 2:
Verfahrensansätze und Patente
Anlage 3:
Quellenverzeichnis zur Literaturrecherche
Anlage 4:
Steckbriefe der Verfahren zum In Situ-Rückhalt von Schadstoffen
Anlage 5:
Steckbriefe der recherchierten Fallstudien in Deutschland (Wismut GmbH und Ehrenfriedersdorf)
Anlage 6:
Maßnahmenschema zur Reduzierung bergbaubedingter Umweltbelastungen (Wasserpfad) in
Bezug auf künftigen Bergbau
Anlage 7:
Zusammensetzung der Fällungsmittel und untersuchten Bergbauwässer

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- ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS -
Seite | IX
VITA-MIN
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS
AG
Auftraggeber
DLL
Dynamic Link Library
EBS
Erzbahnstolln
EZG
Einzugsgebiet
GWK
Grundwasserkörper
HGW
Hintergrundwert
HLSR
Hochleistungssulfatreduktion
HSU
Hauptstollnumbruch
IMWA
International Mine Water Association
JD
Jahresdurchschnitt
Max
Maximalwert
Med
Median (Zentralwert)
Min
Minimalwert
MW
Mittelwert
n
Anzahl Stichproben
NF
Nanofiltration
OGewV
Oberflächengewässerverordnung
OWK
Oberflächenwasserkörper
P90
90. Perzentil
RO
Reversosmose/Umkehrosmose
RSS
Rothschönberger Stolln
SALKA
Sächsisches Altlastenkataster
TSS
Tiefer Sauberger Stollen
USD
US-Dollar
UQN
Umweltqualitätsnorm
VGS
Verträgliche Gesellschaft Stolln
WRRL
Wasserrahmenrichtlinie
ZHK
Zulässige Höchstkonzentration

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-1 HINTERGRUND UND ZIELSTELLUNG -
Seite | 1
VITA-MIN
1
HINTERGRUND UND ZIELSTELLUNG
Der Chemismus von Wasserkörpern kann in von Bergbau betroffenen Regionen stark durch
Austräge von Grubenwässern beeinflusst sein. So wurden im Rahmen des Projektes
VODAMIN Vor-Ort-Untersuchungen zu Wassermengenverhältnissen sowie Wasserbeschaf-
fenheit von Grund- und Oberflächenwasser im Grenzraum Zinnwald/Cínovec durchgeführt.
Die Studien zeigten, dass die Wasserlösestollen im Erzgebirge wesentlich zum Eintrag
zahlreicher Schadstoffe (vor allem Schwermetalle) in die Oberflächengewässer beitragen.
Eine Reinigung der Bergbauwässer nach Austritt aus den Bergbaustollen stellt sich oft als
sehr kostspielige und langfristige Maßnahme dar. Hauptprobleme sind dabei der Platzbedarf
entsprechender Anlagen und die Notwendigkeit der Behandlung großer Wassermengen bei
langsam sinkenden Schadstoffkonzentrationen. Oftmals ist eine aktive Wasserbehandlung
unter diesen Randbedingungen nach den Grundsätzen der Verhältnismäßigkeit nicht mehr
realisierbar. Aus diesem Grund sollen in der Studie verfahrenstechnische Möglichkeiten
untersucht werden, die in der Lage sind, Schadstoffe bereits im Grubengebäude zurückzu-
halten, ohne dessen Stabilität zu gefährden. Beispielhaft sollen dabei Wasserlösestollen des
Freiberger Bergbaureviers betrachtet werden, da durch Messungen bestätigt worden ist,
dass aufgrund der aus dem Freiberger Bergbaurevier emittierten Schwermetalle die Ziele
der WRRL in der Freiberger Mulde nicht eingehalten werden können. Zusätzlich erfolgt die
Verfrachtung in die Elbe bis nach Hamburg.
Ziel des Projektes ist es, die Auswirkungen der Wasserlösestollen auf den Schadstofftrans-
port in der Mulde/Elbe sowie die Wirkung von Rückhaltemaßnahmen und die Prognose der
regionalen und überregionalen Auswirkungen auf den Zustand der Gewässer abzuschätzen.
Dabei sollen technisch realisierbare und verhältnismäßige Maßnahmen zur Reduzierung von
Schadstoffen aus unterirdischen Grubengebäuden geprüft werden, die eine effektive
Verbesserung der Gewässerqualität in der Mulde und damit in der Elbe bewirken können
und hinsichtlich ihrer großräumigen Wirkung auf die Oberflächenwasserkörper bewertet
werden. In dieser Studie soll dazu untersucht werden, welche verfahrenstechnischen
Möglichkeiten es gibt, die Schadstoffe bereits im Grubengebäude zurückzuhalten.
Mit der Studie sollen im Wesentlichen folgende Schwerpunkte bearbeitet werden:
Erstellung einer möglichst umfassenden Übersicht über den Stand der Technik und
Wissenschaft bezüglich Maßnahmen des unterirdischen Schadstoffrückhalts,
steckbriefliche Erfassung der Maßnahmen,
Gegenüberstellung der Maßnahmen unter Herausarbeitung der Vor- und Nachteile aller
Verfahren,
Diskussion der aufgetretenen Probleme und Erfolge hinsichtlich der Gegebenheiten in
sächsischen Untertage-Revieren an Beispielen der Anwendung solcher Verfahren und
Maßnahmen und
Diskussion der Anwendungsmöglichkeiten der recherchierten Verfahren auf ausge-
wählte Standorte in Sachsen mit konkreten Belastungssituationen.
Der vorliegende Abschlussbericht stellt die erzielten Ergebnisse dar.

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-2 GRUNDLAGEN -
Seite | 2
VITA-MIN
2
GRUNDLAGEN
Der Untertagebergbau auf Erze und Spate führt zwangsläufig zur markanten Störung der
Ausgangsituation bzgl. der geohydrochemischen Gleichgewichtszustände in den abgebauten
Lagerstätten und deren geologischem bzw. hydrogeologischem Umfeld. Es treten bergbau-
bedingte Stofffreisetzungen und -emissionen auf infolge der Entwässerung, Auflockerung,
Belüftung und Auswaschung mobilisierbarer Bestandteile der erzführenden Gesteine unter
Freisetzung umweltrelevanter Stoffe. Dabei können grundsätzliche Änderungen des hydro-
chemischen Milieus hinsichtlich der pH- und Redox-Verhältnisse eintreten.
Die Gebirgsauflockerung führt zur Schaffung einer großen grubeninternen Reaktionsoberflä-
che zwischen schadstoffhaltigen Feststoffen und kontaktierenden Medien (Grubenwetter
respektive Sauerstoff und Grubenwässer). Die Lockermassen weisen i. d. R. teils relevante
Schadstoffgehalte auf.
Diese Auflockerung und die dadurch bedingte Volumenmehrung bedingt häufig die übertägi-
ge Deponierungen/Aufhaldung überschüssiger Lockermassen, wodurch sich dort infolge
atmosphärischer Beeinflussungen zusätzliche Schadstoffemissionen ergeben, die ggf. durch
geeignete Maßnahmen begrenzt werden müssen.
Bereits für die Planung bzw. Etablierung des Bergbaus kann der Aspekt einer Dämpfung und
Eingrenzung dieser Störungen im Kontext mit den üblichen relevanten Aspekten Beachtung
finden, nicht zuletzt im Sinne einer Kostenoptimierung bzgl. notwendiger Kompensations-
maßnahmen während bzw. Sanierungsmaßnahmen nach dem Bergbau.
In Revieren mit stillgelegtem Bergbau kommt es infolge der Grundwasserneubildung zu
einer Vermehrung der Grubenwässer mit nachfolgendem Austrag solcher Wässer. Der
Austrag in stillgelegten Revieren erfolgt überwiegend durch sogenannte Wasserlösestolln.
Ausnahmen sind
die gezielte Entnahme der Grubenwässer zu deren Behandlung in Wasserbehand-
lungsanlagen (z.B. Grube Schlema)
diffuse Austräge von Grubenwässern in das Grundwasser oder Oberflächenwässer
Auftragsgemäß beschäftigt sich diese Studie schwerpunktmäßig mit dem Grubenwasseraus-
trag über Wasserlösestolln.
Wichtige Prämissen aus bergbautechnisch-bergrechtlicher Sicht leiten sich aus folgender
Stellungnahme des Sächsischen Oberbergamtes zur Bedeutung der Wasserlösestollen ab
[1]:
„Nahezu alle sächsischen Bergbaureviere haben untertägige Entwässerungssysteme. Diese
leiten das in den Grubenbauen anfallende Wasser in Oberflächengewässer ab. Der überwie-
gende Teil der Einrichtungen hat heute allerdings keinen Rechtsnachfolger aus der früheren
Bergbautätigkeit. Das Sächsische Oberbergamt hat die wesentlichen etwa 60 Hauptwasser-
lösestollen im Freistaat Sachsen ermittelt und erstellt schrittweise für diese Konzepte zur
Herstellung und dem dauerhaften Erhalt ihrer Funktionalität.

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-2 GRUNDLAGEN -
Seite | 3
VITA-MIN
Die wichtigsten Entwässerungsstollen haben nach ihrem zum Teil jahrhundertelangen
Fortbestehen quasi die Funktion eines unterirdischen Drainagesystems und teilweise die
Rolle eines Gewässers übernommen. Ein Verschluss oder Beseitigung eines wichtigen
Wasserlösestollens würde demnach ähnliche Konsequenzen haben, wie Gewässerverschluss.
Das Wasser steigt in den Grubenbauen an und tritt unkontrolliert aus bestehenden Tages-
öffnungen bzw. Wasserwegsamkeiten aus, was folglich zu Vernässungen und Überflutungen
an nicht vorhersehbaren Stellen führt. Weiterhin führen der Wasseranstieg bzw. Wasser-
schwankungen in den Grubenbauen zur Mobilisierung von Bruchprozessen, die wiederum
Verbrüche bis an die Tagesoberfläche zur Folge haben. Mit den untertägigen Verbrüchen
kommt es zur Durchströmung der Bruchmassen und zu Austrägen von gelösten Stoffen
(v.a. Schwermetalle etc.) entweder bis in den Vorfluter bzw. diffus an der Tagesoberfläche.
Die beim Sächsischen Oberbergamt gemeldeten bergbaubedingten Schäden zeigen einen
signifikanten Zusammenhang mit Störungen der Funktionsfähigkeit der Entwässerungsein-
richtungen.
Der dauerhafte Erhalt der Entwässerungseinrichtungen ist eine wesentliche Voraussetzung
für stabile hydraulische und geotechnische Verhältnisse in den eingestellten Gruben und an
der Tagesoberfläche. Er dient dem Schutz der Infrastruktur in den Bergbauregionen, der
einen wesentlichen Aspekt des Umweltschutzes und des Gewässerschutzes darstellt und
mindert in erheblichem Umfang Schäden an Verkehrswegen, der Bebauung und an Medien-
trägern. Die betroffenen Regionen können damit Standortverhältnisse bessern und sich
ohne Beeinträchtigungen aus dem früheren Bergbau zielgerichteter entwickeln. Nach §§ 2
und 4 der Sächsischen Hohlraumverordnung sind Wasserlösestollen Schutzeinrichtungen,
die dauerhaft funktionsfähig sein und unterhalten werden müssen.“
Aus der Stellungnahme leitet sich ab, dass die einfachste Möglichkeit zur Vermeidung von
Schwermetalleinträgen in Fließgewässer, ein Verschluss von Wasserlösestollen, nicht
möglich ist. Die Grundwasserneubildung im Einzugsgebiet eines Stollens führt dann zu
einem Aufstau der Grubenwässer und in der Folge zu unkontrollierten und diffusen Was-
seraustritten, die dann sogar erhöhte Schwermetallfrachten führen. Die Erhaltung der
geordneten Wasserableitfunktion von Stollen ist daher zwingend erforderlich.
Die in-situ-Sanierung, z.B. durch Einbringung von Stoffen in das Grubenwasser, ist eine viel
diskutierte Variante zur Reinigung von Bergbauwässern. Dabei werden Maßnahmen zur
Fällung von Schwermetallen und/oder Arsen getroffen. Nachfolgend werden untertägige
Hohlräume zur Sedimentation der Fällprodukte genutzt. Parallel kann es zu einer Verringe-
rung der Schwermetallmobilisierung kommen. Die in-situ-Behandlung weist eine Reihe von
Vorteilen auf:
Einsparung von Investitionskosten, da nur technische Einrichtungen geringen Um-
fangs benötigt werden
Einsparung von Betriebskosten, insbesondere Energie, Personal und Abfallentsorgung
Aus genehmigungsrechtlicher Sicht bestehen jedoch zwei grundsätzliche Probleme:
Schwierige Kontrollierbarkeit der Fließwege untertage
Einbringen von Stoffen in das Grundwasser
Des Weiteren muss genug Sedimentationsraum zur Verfügung stehen. Eine wesentliche
hydraulische Voraussetzung für Durchführbarkeit und Genehmigungsfähigkeit solcher
Maßnahmen ist die Gewährleistung der gefahrlosen
Grubenwasserabführung, auch im
Hochwasserfall.

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-3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 4
VITA-MIN
3
GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE
3.1 AUSWAHL NACH GESETZLICHEN ANFORDERUNGEN
Zur Auswahl und Bewertung von in-situ-Rückhaltemaßnahmen ist einerseits eine detaillierte
Kenntnis der bergbautechnischen Verhältnisse und andererseits der relevanten hydrogeo-
chemischen Prozesse im Grubenbereich und auf den Wasserfließwegen notwendig. In
diesem Abschnitt erfolgt eine zusammengefasste Darstellung der folgenden Grundlagen:
relevante Elemente
Ursachen von SM-Austrägen
geochemisches Verhalten der Elemente auf dem Wasserweg
am Beispiel ehemals in Sachsen relevanter Bergbaureviere.
Für die sächsischen Oberflächengewässer gilt nach Ablösung der SächsWRRLVO (2004) die
„Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer“ vom 20.06.2016 (OGewV) zur Umset-
zung der WRRL. Dabei existieren Umweltqualitätsnormen (UQN) zur Beurteilung des
ökologischen Zustands bzw. Potenzials für Se, Ag und Tl. Des Weiteren gibt die OGewV zur
Beurteilung des chemischen Zustands differenzierte UQN für Cd in Abhängigkeit von der
Wasserhärte (CaCO
3
) sowie UQN für Pb, Hg und Ni an. Für Cd und Hg wird neben der
Einhaltung des Jahresdurchschnitts (JD-UQN) auch die der zulässigen Höchstkonzentration
(ZHK-UQN) gefordert.
Für Schwebstoffe bzw. schwebstoffbürtige Sedimente von Oberflächengewässern wurden für
die Elemente As, Cr, Cu und Zn verbindliche Qualitätsnormen festgelegt (OGewV, 2016).
Die Einhaltung dieser Normen ist an Messstellen nachzuweisen, die die Belastungen der
Oberflächenwasserkörper repräsentativ abbilden.
Die im Rahmen dieser Studie relevanten Qualitätsnormen für flussgebietsspezifische
Schadstoffe zur Beurteilung des ökologischen Zustands/Potenzials bzw. des chemischen
Zustands von sächsischen OWK sind in Tabelle 1 aufgeführt.
Tabelle 1: Chemische Qualitätskomponenten für Umweltqualitätsnormen (UQN) zur
Beurteilung des ökologischen Zustands bzw. Potenzials sowie des chemischen Zustands.
Parameter
Wert
Einheit
Kompartiment
Bezug
Bemerkungen
UQN für flussgebietsspezifische Schadstoffe zur Beurteilung des ökologischen
Zustands und des ökologischen Potenzials
Arsen
40
mg/kg
Schweb/Sediment
JD
Chrom
640
mg/kg
Schweb/Sediment
JD
Kupfer
160
mg/kg
Schweb/Sediment
JD
Zink
800
mg/kg
Schweb/Sediment
JD
Selen
3
μg/l
gelöst
JD
Silber
0,02
μg/l
gelöst
JD
Thallium
0,2
μg/l
gelöst
JD

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-3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 5
VITA-MIN
Parameter
Wert
Einheit
Kompartiment
Bezug
Bemerkungen
UQN zur Beurteilung des chemischen Zustands – UQN prioritäre Stoffe
Cadmium
≤0,08
μg/l
gelöst
JD
HKL 1 (<40 mg/l CaCO
3
)
0,08
μg/l
gelöst
JD
HKL 2 (<50 mg/l CaCO
3
)
0,09
μg/l
gelöst
JD
HKL 3 (<100 mg/l CaCO
3
)
0,15
μg/l
gelöst
JD
HKL 4 (<200 mg/l CaCO
3
)
0,25
μg/l
gelöst
JD
HKL 5 (≥200 mg/l CaCO
3
)
Cadmium
≤0,45
μg/l
gelöst
ZHK
HKL 1 (<40 mg/l CaCO
3
)
0,45
μg/l
gelöst
ZHK
HKL 2 (<50 mg/l CaCO
3
)
0,6
μg/l
gelöst
ZHK
HKL 3 (<100 mg/l CaCO
3
)
0,9
μg/l
gelöst
ZHK
HKL 4 (<200 mg/l CaCO
3
1,5
μg/l
gelöst
ZHK
HKL 5 (≥200 mg/l CaCO
3
)
Blei
1,2
μg/l
gelöst
JD
14
μg/l
gelöst
ZHK
Quecksilber
0,07
μg/l
gelöst
ZHK
Nickel
4
μg/l
gelöst
JD
34
μg/l
gelöst
ZHK
3.2 REALES ELEMENTSPEKTRUM DER GRUBENWÄSSER
Grubenwässer entstehen durch die Grundwasserneubildung infolge von Niederschlägen. Die
Wässer unterliegen unter Tage dem Einfluss der Gesteine und Erzlagerstätten, was zu
erhöhten Stoffkonzentrationen führt.
Grubenwässer sind in Sachsen vor allem in Form der Stollenwässer für die Untersuchung
zugänglich, die über die Wasserlösestolln ab- und den Oberflächenwässern zugeführt
werden. Solche Wässer waren in der Vergangenheit verschiedentlich Gegenstand hydro-
chemischer Untersuchungen und sind auch gegenwärtig Bestandteil des von der BfUL
durchgeführten Programmes zur Erfassung der Gewässergüte. In dem Datenbestand
konnten 39 Datensätze von Stollnwässern recherchiert werden. Aus diesem Datenbestand
wurden die Gütedaten der Stollnwässer extrahiert und statistisch ausgewertet.
Folgende Parameter wurden dabei ausgeklammert:
K, Mg, Ca, Gd, Sr, Mn, da diese für die Schadstoffbetrachtungen zunächst nicht rele-
vant sind,
Gesamt-Gehalte, da zu wenig Analysenwerte vorlagen und
Cr, Hg, Bi, Sb, Te, Ti, da diese Werte fast vollständig unter der Bestimmungsgrenze
liegen.
Dabei ist jedoch anzumerken, dass verschiedene dieser Parameter bei der Bewertung und
Auswahl von Verfahren wieder in die Betrachtungen einbezogen werden müssen. Dies
betrifft z. B. die Elemente Mg und Ca, die bei Hydrolysefällungen relevant sein können.
In Tabelle 2 sind die Mittelwerte dieser Elemente für die sächsischen Stollnwässer darge-
stellt. Die Bewertung der Daten erfolgt im folgenden Abschnitt.

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- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 6
VITA-MIN
Tabelle 2: Gütedaten der Stollnwässer des BfUL-Messprogramms (MW 2014-2016) und deren statistische Auswertung, Angaben in μg/l,
fett: Überschreitungen der UQN bzw. der Beurteilungswerte.
Stollnbezeichnung
MKZ
SO4
Al
As
B
Ba
Be
Cd
Co
Cu
Fe
Li
Mo
Ni
Pb
Se
Tl
U
Zn
Tiefer Zwiesler
Erbstolln
OBF05001
47000
43
2,1
17
58
1,3
2
0,63
4,3
<30
17
0,6
13
<0,2
<0,8
<0,1
0,36
260
St. Erasmus Stolln
OBF07950
64000
<10
9,7
13
53
<0,1
0,45
0,15
2,25
<30
17
2,3
3,3
<0,2
<0,8
<0,1
5,3
21
Neuer Bielastolln
OBF08350
71000
400
0,83
9,2
110
4
1,8
4
32
<30
100
87
1,7
<0,2
<0,8
0,15
17
210
Tiefer Bünaustolln
OBF08380
26000
150
4
34
330
1,6
2
0,12
20
<30
9,3
6,2
1,6
2,1
6,5
0,28
6,1
96
Tiefer Hilfe Gottes
Stolln
OBF08391
19000
230
5
24
230
7,8
2,9
0,2
29
<30
23
17
1,3
0,68
<0,8
0,3
17
220
Zwitterstocks Tiefer
Erbstolln
OBF08440
15000
46
1,7
11
96
0,52
0,11
<0,1
20
<30
2,6
0,57
0,74
<0,2
<0,8
<0,1
0,38
21
Rothschönberger
Stolln
OBF12780 260000
30
1,8
66
19
0,22
19
4,3
5,4
39
56
0,81
26
0,65
<0,8
0,3
1,4
3500
Tiefer Wolf Stolln
OBF31714 145000
<10
150
97
21
<0,1
0,095
0,15
<2
<30
19
1
4,8
<0,2
1,4
<0,1
7,1
15
Kgl.-Vertr.-Ges.-Stolln
OBF33010 350000 3800
4,4
76
33
1,5
150
33
270
200
52
0,55
54
19
30
0,15
2,5
16000
Hauptstolln-Umbruch
OBF33020 230000
61
7,2
67
17
0,15
32
13
11
170
37
<0,2
37
1,4
11
<0,1
0,48
4200
(Tiefer) Friedrich
Christoph Erbstolln
OBF33080
60000
13
1,1
13
28
0,12
1,9
0,83
<2
73
11
0,27
5,3
<0,2
<0,8
<0,1
0,4
210
Friedrich Erbstolln
OBF33090
15000
<10
0,4
7,1
410
<0,1
0,64
<0,1
5,6
<30
9,9
0,27
1
1,1
<0,8
<0,1 <0,1
32
Neuer Segen Gottes
oder Sieben Planeten
Stolln
OBF33603
77000
<10
3,7
11
38
<0,1
0,15
2,2
3,3
420
11
0,4
7,6
0,27
<0,8
<0,1
0,5
47
Thelersberger Stolln
bei Linda, Mundloch
OBF33650
89000
11
1,7
16
27
<0,1
0,53
2,3
4,1
87
12
<0,2
11
<0,2
<0,8
<0,1 <0,1
120
Tiefer Hauptstolln
Geyer, Mundloch
OBF34390
21000
450
1,3
8,9
48
0,4
4,4
4,9
62
120
11
<0,2
13
28
<0,8
<0,1
0,28
550
Tropper Stolln
OBF34599
85000
31
32
11
43
0,52
2,5
1,1
2,4
<30
33
3
29
0,34
1,1
<0,1
8,5
330
Tiefer Erbstolln
OBF35391
51000
14
0,75
22
59
<0,1
0,45
2,8
5,2
<30
30
<0,2
40
<0,2
<0,8
<0,1 <0,1
78
Tiefer St. Christoph
Stolln, (Tiefer) Junger
Andreas Stolln
OBF35802
83000
15
130
32
43
0,23
0,9
0,92
3,1
<30
17
1,9
43
<0,2
2,7
0,33
15
140

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- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 7
VITA-MIN
Stollnbezeichnung
MKZ
SO4
Al
As
B
Ba
Be
Cd
Co
Cu
Fe
Li
Mo
Ni
Pb
Se
Tl
U
Zn
Großvierunger Stolln
OBF36770
85000
240
69
33
48
1,6
0,73
0,27
2,8
<30
15
4,6
7
<0,2
<0,8
<0,1
2,7
95
Tiefer Sauberger
Stolln, Mündung
OBF36794
72000
100
290
26
36
0,9
0,35
0,78
<2
<30
19
5,8
5,4
<0,2
<0,8
<0,1
1,5
79
(Tiefer) König
Dänemark Stolln
OBF36803 130000
<10
46
68
46
0,11
2,1
0,35
2,8
<30
23
1,7
30
<0,2
1,2
0,4
35
250
Tiefer Heilige
Dreifaltigkeit Stolln
OBF37404
28000
12
35
17
87
0,23
0,057
<0,1
<2
<30
11
0,23
1,3
<0,2
<0,8
<0,1
1,5
3
Königlich Weistaub-
ner Tiefer Erbstolln
OBF38101
59000
27
20
32
66
0,18
5,1
0,47
5,8
<30
20
0,65
14
<0,2
4,3
0,32
6,2
470
Walfischstolln
Pobershau, Mundloch
OBF38190
37000
120
18
20
71
1,1
1,2
0,13
14
<30
15
<0,2
7
0,28
<0,8
0,2
0,75
120
Stolln Jägersgrün
OBF38701
30000
430
7,8
7,7
8,7
3,2
0,78
0,48
52
<30
12
0,23
2,5
<0,2
<0,8
<0,1
5,3
97
Eibenstocker
Communstolln
OBF40641
9700
210
3
19
14
0,63
0,33
<0,1
12
<30
10
<0,2
6,6
<0,2
<0,8
<0,1
0,14
57
Tiefer Riesenberger
Stolln
OBF40642
10000
370
1,3
7,3
36
0,78
0,17
0,34
<2
320
14
<0,2
0,8
0,68
1,2
<0,1
1,8
9
Unterer Troster Stolln
OBF40672
26000
<10
34
13
26
<0,1
0,4
1
<2
<30
12
0,53
4
<0,2
<0,8
<0,1 <0,1
67
Glück Auf Stolln
OBF40710
21000
10
68
43
13
0,23
0,13
0,6
<2
1600
33
1,1
4,1
<0,2
<0,8
<0,1
7,6
49
Friedrich August
Stolln
OBF40711
55000
36
0,53
8,6
3,4
0,85
2,2
11
8,4
<30
42
0,8
54
<0,2
<0,8
<0,1
17
660
Stolln 146
OBF40712 110000
280
1,1
25
11
4,5
5,5
57
32
<30
61
<0,2
210
2,5
1,5
0,13
87
2500
Roter und Weißer
Löwe
OBF40801
25000
49
2,1
26
76
1,1
0,12
0,3
2,5
34
17
<0,2
2,1
0,3
<0,8
0,25
1,4
15
Treue Freundschaft
Stolln
OBF40901
71000
48
5,6
25
24
0,57
11
18
30
<30
30
0,37
40
<0,2
<0,8
<0,1
0,38
720
Frisch GIück Stolln
OBF41301
41000
<10
24
9,3
9,5
<0,1
20
<0,1
<2
<30
9,6
2,1
0,69
<0,2
<0,8
<0,1
1,4
1200
Marcus Semmler
Stolln
OBF42001
78000
<10
250
32
30
<0,1
0,4
0,97
16
<30
34
5,7
24
0,53
2,2
<0,1
27
79
Lampertusstolln
OBF42733
96000
<10
59
57
24
<0,1
0,73
1,8
7,5
41
9,7
<0,2
14
<0,2
<0,8
<0,1 <0,1
140
Wasserlösungsstolln
zum Maischacht
(Haupttagesrampe)
OBF47001
24000
14
<0,5
<4
84
0,33
0,09
4,1
5,5
<30
25
<0,2
19
<0,2
<0,8
<0,1
0,52
45

image
image
image
- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 8
VITA-MIN
Stollnbezeichnung
MKZ
SO4
Al
As
B
Ba
Be
Cd
Co
Cu
Fe
Li
Mo
Ni
Pb
Se
Tl
U
Zn
Mühleither Stolln
(Dynamostolln)
OBF47003
18000
155
5,5
<4
23
1,4
0,48
<0,1
13
<30
4,5
<0,2
1,6
0,4
<0,8
<0,1
4,57
46,5
Brüder Einigkeit
Stolln
OBF49999 250000
<10
1,1
44
35
0,38
<0,03
0,88
<2
<30
120
9,5
1,32
<0,2
2,18
<0,1
1,85
<3
Anzahl n
-
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
39
Min
-
9700
10
0,4
7,1
3,4
0,11
0,057
0,12
2,25
34
2,6
0,23
0,69
0,27
1,1
0,13
0,14
3
Max
-
350000 3800
290
97
410
7,8
150
57
270
1600
120
87
210
28
30
0,4
87
16000
UQN der OGewV
-
-
-
-
-
-
-
0,08
-
-
-
-
-
4
7,2
3
0,2
-
-
andere Beurteilungs-
werte
-
250000
200
10
100
60
0,1
-
0,9
4
700
500
7
-
-
-
-
2
14
Überschreitung [%]
-
7,7
23,1
35,9
0
26,0
74,4
94,9
43,6
59,0
2,6
0
7,7
64,1
5,1
10,3
17,9
41,0
92,3
Faktor maximale
Überschreitung
-
1,4
19
29
1,0
6,8
78
1875
63,3 67,5
2,3
0,2
12,4 52,5
3,9
10
2,0
43,5
1143

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- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 9
VITA-MIN
3.3 BEWERTUNG DER RELEVANZ DER PARAMETER
Zur Ableitung des Spektrums umweltrelevanter Elemente ist ein Vergleich mit Beurteilungs-
werten notwendig. Dazu wurden einerseits die UQN der OGewV herangezogen. Für eine
Reihe an Elementen existieren solche UQN nicht bzw. sind mangels Datenbasis für die
Stollnwässer nicht anwendbar (As, Cr, Cu, Zn). In diesen Fällen wurden andere Beurtei-
lungswerte einbezogen. Die Werte und deren Quellen finden sich in Tabelle 3.
Tabelle 3: Beurteilungswerte für die Wassergütedaten der Stollnwässer.
Parameter
Art Beurtei-
lungswert
Referenz
Wert [μg/l]
SO4
OW
LAWA
250.000
Al
GW
TrinkwV 2001
200
As
GW
TrinkwV 2001
10
B
OW
Nendza 2003 [2]
100
Ba
OW
Nendza 2003 [2]
60
Be
OW
Nendza 2003 [2]
0,1
Cd
UQN
OGewV 2016
0,08
Co
OW
Nendza 2003 [2]
0,9
Cu
OW
LAWA ZV 1998
4
Fe
OW
LAWA-AO 2015
700
Li
OW
Matthes 1990 [3]
500
Mo
OW
Nendza 2003 [2]
7
Ni
UQN
OGewV 2016
4
Pb
UQN
OGewV 2016
7,2
Se
UQN
OGewV 2016
3
Tl
UQN
OGewV 2016
0,2
U
OW
Nendza 2003 [2]
2
Zn
OW
LAWA ZV 1998
14
Eine Einschätzung der Bedeutung der Parameter bzw. Elemente hinsichtlich der Wirkung
von in-situ-Rückhaltemaßnahmen lässt sich in zwei Richtungen vornehmen:
Einschätzung und Reihung der 39 Wässer nach der Anzahl von Überschreitungen bei
dem jeweiligen Parameter,
Einschätzung und Reihung nach der Höhe der maximalen Überschreitung in den 39
Wässern.
Bei Betrachtung der Elementgehalte zeigt sich hinsichtlich der einschlägigen UQN:
Bei Cd ist die UQN der OGewV bei nahezu allen Wässern (95 % der Stollnwässer)
überschritten.
Bei Ni Überschreitung in 64 % der Wässer.
Bei Pb finden sich Überschreitungen bei 5 % der Wässer.
Bei den mehr „exotischen“ Elementen Se und Tl liegen Überschreitungen bei 10 bzw.
18 % der Wässer vor.

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- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 10
VITA-MIN
Erhöhte Überschreitungsraten finden sich bei den weiteren Beurteilungswerten Be (75 %),
Cu (59 %) und Zn (92 %).
Anhand der Überschreitungsraten und der Faktoren der maximalen Überschreitung lassen
sich Reihungen der Parameter ableiten, welche ein Maß für die Relevanz der Parameter bzw.
Elemente darstellen. Eine entsprechende Übersicht ist in Tabelle 4 aufgeführt.
Tabelle 4: Beurteilungswerte für die Wassergütedaten der Stollnwässer.
Parameter
Reihung Überschreitungs-
rate in % innerhalb der 39
Stollnwässer
Parameter
Reihung der maximalen
Überschreitung (Faktor)
B
0
Li
0,24
Li
0
B
0,97
Fe
2,6
SO4
1,4
Pb
5,1
Tl
2
Mo
7,7
Fe
2,3
SO4
7,7
Pb
3,9
Se
10,3
Ba
6,8
Tl
17,9
Se
10
Al
23,1
Mo
12,4
Ba
25,6
Al
19
As
36
As
29
U
41
U
43,5
Co
43,6
Ni
52,5
Cu
59
Co
63,3
Ni
64,1
Cu
67,5
Be
74,4
Be
78
Zn
92,3
Zn
1143
Cd
94,9
Cd
1875
Die beiden Reihungen sind auf völlig verschiedenem Berechnungsweg zustande gekommen,
zeigen aber erstaunliche Übereinstimmungen in der Elementreihenfolge. Die Beurteilungs-
werte für Zink und Cadmium sind demnach in 92,3 bzw. 94,9 % der 39 Stollnwässer
überschritten. Das Maß der Überschreitung beträgt das 1143fache bzw. das 1875 fache des
Beurteilungswertes. Daher wird ihnen die größte Relevanz zugemessen. Weitere besonders
wichtige Elemente sind Arsen, Uran, Nickel, Cobalt, Kupfer sowie Beryllium. Bei den
genannten Elementen lassen sich durch Entwicklung wirksamer Rückhaltemaßnahmen die
größte Anwendungsbreite und die größten Effekte erzielen.

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- 3 GRUNDLAGEN – AUSWAHL DER RELEVANTEN ELEMENTE -
Seite | 11
VITA-MIN
3.4 PARAMETERSPEKTRUM
Anhand der in den Bergbaugebieten abgebauten Rohstoffe und den voranstehenden
Betrachtungen wurde das in Tabelle 5 aufgeführte Parameterspektrum für die in Sachsen
relevanten Sparten des Erz- und Spatbergbaus abgeleitet. Diese Elemente und Parameter
werden bevorzugt betrachtet, allerdings müssen ggf. weitere Parameter einbezogen
werden.
Tabelle 5: Liste der wesentlichen Parameter.
Buntmetall-
bergbau
Silber, Blei, Zink
Buntmetall-
bergbau
Zinn, Wolfram
Uranbergbau
Spatbergbau
Fluorit, Baryt
pH
Arsen
pH
Fluorid
Arsen
Cadmium
Arsen
Cadmium
Blei
Nickel
Cadmium
Zink
Cadmium
Kupfer
Nickel
Nickel
Zink
Zink
Kupfer
Arsen
Eisen
Eisen
Zink
Kupfer
Aluminium
Beryllium
Eisen
Barium
Quecksilber
Bor
Selen
Uran
Kupfer
Molybdän
Uran
Nickel
Uran
Silber
Silber
Fluorid
Thallium
Uran
Fluorid
Silber

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 12
VITA-MIN
4
RECHERCHE WEITERER DATEN
4.1 BUNTMETALLBERGBAU – SILBER, BLEI, ZINK
Der Buntmetallbergbau auf Blei, Zink und Silber war in Sachsen im Freiberger Revier
relevant. Für diesen Buntmetallbergbau sind als Massenerze Pyrit, Arsenopyrit, Galenit und
Sphalerit kennzeichnend. Hinsichtlich der Umweltauswirkungen ist ein Gehalt deutlicher
Mengen Cd als CdS im Gitter des Sphalerits von großer Bedeutung (im Freiberger Revier im
Mittel 0,6% Cd). Außerdem finden sich geringe Mengen Chalkopyrit für sich oder mit
Sphalerit verwachsen.
Diese Erze waren Ziel des Bergbaus und wurden untertage abgebaut, zur Oberfläche
gefördert, dort aufbereitet (Gewinnung von Konzentraten von Sphalerit, Galenit, Pyrit und
Arsenopyrit) und nachfolgend verhüttet. Alle diese Prozesse verliefen nicht mit 100 % iger
Ausbeute:
Bei der bergmännischen Gewinnung im Freiberger Revier in der Zeit vor 1913 erfolg-
te ein selektiver Abbau der damals nutzbaren Erze: Erze mit einem Mindest-
Silbergehalt (geschätzt 0,04 %), bleireiche Erze sowie Zinkblende-Reicherz. Alle an-
deren Erze wurden nicht abgebaut und verblieben in der Lagerstätte.
In der Zeit ab 1945 erfolgte der Abbau nur, wenn die Erzgänge Mindestparameter
erreichten: Mindestmächtigkeit 30 cm, Minimalgehalte von 2,3 % Pb und 2,7 % Zn.
Gangpartien unterhalb dieser Mindestanforderungen verblieben in der Grube.
In der Erzaufbereitung nach 1937 wurden Ausbringen von 80-92 % bei Pb, 66-85 %
bei Zn und 40-60 % bei S erzielt. Das bedeutet, dass zeitweise 1/5 des Bleis, 1/3
des Zinks und mehr als die Hälfte des Schwefels in die Aufbereitungsabgänge ge-
langten.
All dies bedeutet, dass sowohl in der Grube als auch auf den Halden große Mengen Resterze
verblieben, die bei Kontakt mit Sauerstoff und Wasser oxidiert werden und so Schwermetal-
le freisetzen können.
Tabelle 6 charakterisiert die verschiedenen Typen von Resterzen.

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 13
VITA-MIN
Tabelle 6: Charakterisierung der verschiedenen Typen von Resterzen [4].
Resterztyp
Charakteristik
Beispiel
nicht abgebaut
von Grubenbauen ange-
schnittene, aber nicht abge-
baute Gangbereiche
Erzinhalt vollständig im Gang
verblieben
Versatz
von Grubenbauen ange-
schnittene Gangbereiche
Erze und Bereiche des
Nebengesteins abgebaut
Abbauraum wieder verfüllt
große Resterzmengen im
Versatz
Bergehalde
über Tage aufgehaldet
grobkörniges Material aus
Vortrieb und Abbau
Nebengesteinsfragmente
wechselnde Resterzmengen
infolge der Feinkörnigkeit
und exponierten Lage der
Verwitterung zugänglich
Sickerwässer gelangen unter
Tage und führen zur Belas-
tung der Grubenwässer
Spülhalde
(Tailings)
über Tage aufgehaldet
feinkörniges Material aus der
Erzaufbereitung
wechselnde Mengen Resterz,
abhängig von Effizienz der
Aufbereitung

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 14
VITA-MIN
Resterztyp
Charakteristik
Beispiel
Hüttenindustrie
-Altstandorte
über Tage
Bodenverunreinigungen im
Zuge des Hüttenbetriebs
dadurch Belastung des
Grundwassers
Übertritt von Schwermetallen
in die Grubenwässer
Hüttenindustrie
- Schlacken- und
Rückstandshal-
den
über Tage aufgehaldet
variable Korngröße
infolge Verarbeitung von
Fremderzen Elementspekt-
rum nicht auf den Inhalt der
Lagerstätte beschränkt
Unter atmosphärischen Bedingungen sind die Sulfide nicht stabil und werden oxidiert. Die
Verwitterung von Zinkblende und Bleiglanz erfolgt dabei
ohne Säurebildung
:
ZnS + 2 O
2
ZnSO
4
CdS + 2 O
2
CdSO
4
PbS + 2 O
2
PbSO
4
Saure Sickerwässer lassen sich hingegen nur durch die Oxidation von Pyrit und Arsenkies
herleiten, z.B.:
2 FeS
2
+ 2 H
2
O + 7 O
2
2 FeSO
4
+ 2 H
2
SO
4
2 FeAsS + 2 H
2
O + 7 O
2
2 FeAsO
4
+ 2 H
2
SO
4
Diese Reaktionen bewirken eine starke (primäre) Säurefreisetzung (1 kg Pyrit liefert 0,82 kg
Schwefelsäure).
Im Weiteren bewirkt die Oxidation und anschließende Hydrolyse der Fe(III)-Verbindungen
zusätzliche Säurefreisetzung unter Abscheidung schwer löslicher Eisenverbindungen:
2 FeSO
4
+ 0,5 O
2
+ H
2
SO
4
Fe
2
(SO
4
)
3
+ H
2
O
Fe
2
(SO
4
)
3
+ 3 H
2
O
2 Fe(OOH) + 3 H
2
SO
4
Diese Prozesse führen zur Entstehung der für Gebiete mit Buntmetallbergbau typischen
sauren und an gelöstem Eisen armen Sicker- und Grubenwässer.

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 15
VITA-MIN
Sowohl die Sulfidoxidation als auch die Oxidation Fe(II)
Fe(III) werden durch Mikroben
(z.B. „Thiobacillus ferrooxidans“) extrem, bis zum Mehrtausendfachen, beschleunigt.
Voraussetzung ist die Anwesenheit von Sauerstoff und Wasser.
Zur Herkunft des Sauerstoffs ist folgendes zu bemerken. Die versickernden Oberflächen-
wässer sind durch den Kontakt mit der Atmosphäre zunächst sauerstoffgesättigt, d.h.
enthalten um 10 mg/l O
2
. Damit ist folgende Bilanz der Oxidation möglich:
Sauerstoffgehalt im Wasser
10 mg/l
entspricht
0,31 mmol/L O
2
entspricht
0,62 mmol/L O
1 mol ZnS erfordert zur Oxidation zu ZnSO
4
4 mol O
10 mg O
2
können oxidieren
14,6 mg ZnS
dabei entsteht
24,2 mg ZnSO
4
entspricht
9,8 mg Zn
Durch Einwirkung des Wassers mit 10 mg/l O
2
können demnach 9,8 mg Zn freigesetzt
werden. Diese ergeben in dem 1 L Wasser eine Zn-Konzentration von 9,8 mg/l. Bei einem
Zn-Cd-Verhältnis von 1:100 in der Zinkblende entspricht dies einem Cd-Gehalt von ca.
0,1 mg/l. Da in den Sickerwässern Cd-Gehalte bis 12 mg/l gefunden wurden, wird deutlich,
dass die Oxidation der Sulfide nur zu einem kleinen Teil durch den gelösten Sauerstoff der
versickernden Niederschlagswässer erfolgt, sondern eine Belüftung und damit Zufuhr von
gasförmigem Sauerstoff erfordert.
Diese Bilanzierung zeigt, welch hohe Bedeutung freiliegende Resterze in Abbauen, Versatz-
räumen und Halden für die Mobilisierung der Schwermetalle aus dem Haldenmaterial haben.
Bei der Mobilisierung der Schwermetalle spielen noch andere Prozesse eine Rolle. Beispiels-
weise können sich in gewöhnlich nicht überstauten Grubenbereichen hoch mineralisierte und
stark schwermetallhaltige Standwässer ansammeln, in denen ggf. durch Verdunstung eine
noch stärkere Anreicherung stattfindet. Dies wird in Abbildung 1 verdeutlicht.
Abbildung 1: Möglichkeit der Mobilisierung von Schwermetallen aus hoch mineralisierten
Standwässern infolge Wasseranstiegs (Beispiel: Ablauf Brander Revier am Verspünden
König Johann Spat, aus [5])

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 16
VITA-MIN
Wird der Bereich dann infolge Wasseranstiegs überstaut, erfolgt eine Mobilisierung dieser
Wässer und damit der Schwermetalle. Dies bewirkt verstärkte Mobilisierungsprozesse und
damit Anstieg der Konzentrationen im Grubenwasser. Somit wirkt dieser Prozess der
Verdünnung bei höheren Wasserständen entgegen.
4.2 BUNTMETALLBERGBAU – ZINN UND WOLFRAM
Neben Silber, Uran und den Buntmetallen Pb und Zn bildeten die Metalle Zinn und Wolfram
einen Schwerpunkt des sächsischen Erzbergbaus. Beide waren im West-, Mittel- und
Osterzgebirge zu Lagerstätten angereichert. Tabelle 7 gibt einen Überblick über die wich-
tigsten Reviere.
Tabelle 7: Übersicht wichtiger Zinn-Wolfram-Bergbaureviere in Sachsen.
Revier
Grubenwasseraustrag
Bemerkungen
Altenberg
Zwitterstocks tiefer Erbstolln
(oberer Stolln),
Neue Biela Stolln (tiefer Stolln)
großer Greisenkörper mit Sn, As und Li
Ehrenfriedersdorf
Tiefer Sauberger Stolln
Vererzung in Gängen, Trümerzügen und
Greisenkörpern mit Sn, W und As
Zinnwald
Tiefer Bünau Stolln (oberer
Stolln),
Tiefer Hilfe Gottes Stolln (tiefer
Stolln)
Vererzung in Gängen und Greisenkörpern
mit Sn, W und Li, daneben Cu, Zn, Pb, As
Pechtelsgrün
nicht bekannt
Vererzung in Gängen mit W und Mo
Gottesberg
Stolln Jägersgrün
großer Greisenkörper mit Sn und As
darin Gangvererzung mit Sn und W
Grube Tannenberg
Stolln Mühlleithen
Greisenkörper mit Sn, As und Cu
Kassiterit und Wolframit sind wenig umweltrelevant, da keine nennenswerte Mobilisierung
von Sn oder W erfolgt. Dem gegenüber weisen die häufig beibrechenden Arsenminerale eine
erhöhte Umweltrelevanz auf. Die Mobilisierung von Arsen erfolgt durch Oxidation der
Minerale bei Luft- und Wasserzutritt:
Arsenopyrit
geringer Sauerstoffzutritt: FeAsS + 5,5 O
2
+ 3 H
2
O
2 FeSO
4
+ 2 H
3
AsO
3
hoher Sauerstoffzutritt: 2 FeAsS + 7 O
2
+ 2 H
2
O
2 FeAsO
4
+ 2 H
2
SO
4
FeAsO
4
ist das Mineral Skorodit, welches eine sehr geringe Löslichkeit in Wasser aufweist
(p
L
=20,24, L=1,48 ∙ 10
-2
μg/l) Dies bedeutet, dass im Falle von Arsenopyrit das Arsen bei
ausreichendem Sauerstoffzutritt zumindest theoretisch) vollständig an Eisen gebunden und
so immobilisiert werden kann. Diese Immobilisierung erfolgt bereits in der Lagerstätte.
Zu geringer Sauerstoffzutritt sowohl im Untertage-Bereich als auch in Halden begünstigt die
Bildung von löslichem FeSO
4
und H
3
AsO
3
.

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
Seite | 17
VITA-MIN
Löllingit
ist hingegen ein „Arsenüberschussmineral“, d.h. die enthaltene Eisenmenge reicht
auch bei optimalem Sauerstoffzutritt nicht aus, um das Arsen vollständig als schwerlösliche
Phase zu binden.
geringer Sauerstoffzutritt: 3 FeAs
2
+ 7 O
2
+ 6 H
2
O
Fe
3
(AsO
4
)
2
+ 4 H
3
AsO
3
hoher Sauerstoffzutritt:2 FeAs
2
+ 6,5 O
2
+ 3 H
2
O
2 FeAsO
4
+ 2 H
3
AsO
4
Dieser Arsenüberschuss erklärt beispielsweise einen Teil der Arsenausträge aus dem
Grubengebäude Ehrenfriedersdorf. Es ist nicht genügend Eisen vorhanden, um das Arsen in
der Lagerstätte als Skorodit (FeAsO
4
. 2H
2
O) zu binden und auf dem Fließweg ist nicht
genügend Eisen vorhanden, um eine weitgehende Sorption zu bewirken.
Der infolge Verwitterung entstehende Skorodit hat unter Standardbedingungen eine sehr
geringe Löslichkeit (pKL=20,24 entsprechend 0,015 μg/l).
4.3 URANBERGBAU
4.3.1
SCHLEMA - HARTENSTEIN
Die mit dieser großen und tiefen Urangrube erschlossenen Gangerzlagerstätten Ober-
schlema und Niederschlema-Alberoda beinhalten neben dem wirtschaftlichen und umweltre-
levanten Haupterzmineral:
Pechblende/Uraninit UO
2
(ca. 80.000 Uranausbringen)
eine Vielzahl weiterer Erzminerale; aus umweltrelevanter Sicht insbesondere Arsenminera-
le, darunter:
gediegen Arsen As
Löllingit FeAs2
Co-Ni-Mischarsenide (CoNi)As
X.
Dies widerspiegelt eine ausgeprägte arsenidische Bindungsform von Metallen gegenüber
sulfidischen Bindungen. Die moderaten Sulfidgehalte sind v. a. an Pyrit als Durchläufermine-
ral in metamorphen Gesteinen gebunden.
Die Primärminerale unterlagen vor und während des Grubenbetriebes der geochemischen
Verwitterung. Dabei erfolgte eine anteilige Arsenoxidation zu wasserlöslichen Sekundärver-
bindungen (As
2
O
3
; Nickel-Kobalt-Arsenate). Die Uranmobilisierung erfolgt in Form von
Karbonatkomplexen unter separater Freisetzung von Radionukliden, insbesondere Radium
226.
Infolge der weitgehend abgeschlossenen Grubenflutung hat sich im bergmännischen
Flutungsraum (ca. 35 Mio. m³) ein pH-neutrales und weitgehend sauerstofffreies Milieu
(chemisch intermediär) eingestellt. Es erfolgt eine Mobilisierung umweltrelevanter Konzent-
rationen an Uran, Radium 226, Arsen, Eisen und Mangan sowie eine Aufsalzung (Sulfate,
Hydrogencarbonate, Chloride von Na, Ca, Mg). Konventionelle Schwermetalle werden nicht
mobilisiert. Die bei der Pyritoxidation freigesetzte H
2
SO
4
wird vollständig chemisch neutrali-

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- 4 RECHERCHE WEITERER DATEN -
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VITA-MIN
siert, insbesondere durch die umfangreiche karbonatische Gangart und den HCO
3
-Gehalt
des Flutungswassers. Neben anorganischen Prozessen sind im relativ warmen Flutungsraum
der Urangrube biochemische Prozesse wirksam. Die Neutralsalz- und Schadstoffgehalte im
Flutungswasser waren bislang flutungsbedingt abgesunken (ca. 1,2 g/L FTR, ca. 1,3 mg/l
Uran, 1,5 mg/l Arsen, 2 Bq/L Radium 226, 4 mg/l Eisen, 1,7 mg/l Mangan), tendieren aber
mittlerweile teils zur Stagnation (Arsen, Radium 226).
Die Wasserlösung der gefluteten Grube erfolgt ausschließlich über einen neu installierten
Brunnen am geodätischen Tiefpunkt des Grubenbereiches talabwärts von Bad Schlema. Das
kontaminierte Flutungswasser wird in der WBA Schlema-Alberoda der Wismut GmbH vor der
kontrollierten Ableitung in die Zwickauer Mulde behandelt. Die Jahreswassermenge
schwankt witterungs- und flutungsbedingt zwischen ca. 5 und 8 Mio. m³/a.
4.3.2
KÖNIGSTEIN
Die südlich von Pirna an der Elbe gelegene Uranlagerstätte Königstein umfasst einen
flutbaren Gesamthohlraum von ca. 11 Mio m³. Diese sedimentäre Lagerstätte umfasst über
ihrem kristallinen Fundament eine Abfolge wechselnder, vertikal und horizontal verzahnter
Lagen aus Sandstein, Schluffstein und Tonstein mit Pyritgehalten. Durch die Tonsteinlagen
erfolgt eine vertikale Gliederung in 4 lokale Grundwasserleiter. Mit der Grube Königstein
wurde zunächst bergmännisch-konventionell, später mittels In-situ-Blocklaugungsbergbau
(H
2
SO
4
) der vererzte Sandsteinkörper an der Basis der cenomanen Sedimente ausgebeutet.
Bis zur Einstellung des Bergbaus wurden ca. 18.000 t Uran, davon ca. 6.000 t durch saure
Laugung, ausgebracht. Der sedimentäre Erzhorizont führt Pechblende/Uranschwärze und
Coffinit sowie verschiedene Schwermetallsulfide.
Die Urangrube ist bislang unter Berücksichtigung hangender Grundwasserleiter teilgeflutet.
Das Flutungswasser ist sauer (pH: ca. 3) und weist eine erhöhte Mineralisation (ca. 1,5 g/L)
bzw. Schadstoffkonzentrationen auf, u. a. ca. 6 mg/l Uran, 45 mg/l Eisen und ca. 6 mg/l
Zink auf. Das kontaminierte Flutungswasser wird vor dem Abstoß in die Elbe in der Aufbe-
reitungsanlage Königstein der Wismut GmbH behandelt. Die Abstoßmenge an behandeltem
Flutungswasser ist von der realisierten Fahrweise/Flutungssteuerung über beide Förderbohr-
löcher abhängig (aktuell ca. 3 Mio. m³/a). Es bestehen keine unkontrollierten Abströme an
kontaminiertem Flutungswasser in das Grubenumfeld.
4.3.3
KLEINERE REVIERE
Nachfolgend sind kleinere Reviere des sächsisch-erzgebirgischen Erzbergbaus gelistet
(Tabelle 8). Darunter fallen auch mittelgroße Gruben mit umweltrelevanter Bedeutung sowie
Gruben mit speziellen hydrochemischen Verhältnissen, die nachfolgend kurz erläutert
werden.

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VITA-MIN
Tabelle 8: Überblick über die kleineren Uranbergbaugebiete in Sachsen.
Revier
Grubenwasseraustrag über
Bemerkungen
Zobes
Austritt Schacht 277
Schneckenstein
Wasserlösungsstolln zum
Maischacht (Haupttagesrampe)
Zufluss
Schneeberg
Markus-Semmler-Stollen
Zufluss
zum Schlemabach, nach
wenigen Metern in Zwickauer Mulde
Johanngeorgenstadt
Glück Auf Stolln
Friedrich August Stolln
Stolln 146
Zufluss zum Schwarzwasser
Pöhla-Tellerhäuser
Stolln Pöhla
Grubenwasser wird in WBA gereinigt
Antonsthal
Weißer Hirsch Stolln
Überlauf Schurf 2
Zufluss zu Schwarzwasser
Niederschlag
Stolln 111
Zufluß zum Pöhlbach
Annaberg-Buchholz
Tiefer St. Christoph Stolln,
(Tiefer) Junger Andreas Stolln
(Tiefer) König Dänemark Stolln
Zufluss zur Sehma
Zufluss zur Zschopau
Wolkenstein
Tiefer Hilfe Gottes Stolln
Tropper Stolln
Zufluss zur Zschopau
Marienberg-
Pobershau
Weißtaubner Tiefer Erbstolln
Walfischstolln Pobershau,
Mundloch
Zufluss zu Schwarze Pockau
Zufluss zu Rote Pockau
Freital
Tiefer Elbstolln
Zufluss zur Elbe
Erzgrube Schneeberg:
Diese historische Erzgrube erschließt als Bergbaualtlast die Ganglagerstätte Schneeberg in
unmittelbarer östlicher Nachbarschaft zur Urangrube Schlema-Alberoda. Der geochemische
Fundus fällt prinzipiell ähnlich komplex aus (Arsenmineralisation in Verbindung mit Kobalt-
Nickel-Erzen, Wismut und Silber u. a.), wobei aber nennenswerte Uranvererzungen fehlen.
Die relativ kleine Erzgrube erstreckt sich vergleichsweise weiträumig und weist eine hohe
Grubenwasserführung auf (ca. 4 – 7 Mio. m³/a). Die Grubenwasserlösung erfolgt vorder-
gründig durch den historischen Markus-Semmler-Stollen separat über die Urangrube
Schlema-Alberoda hinweg zur Zwickauer Mulde (keine Vermischung mit Flutungswasser
Schlema-Alberoda). Der Markus-Semmler-Stollen setzt tief an der Erzgrube Schneeberg an,
so dass ein Großteil des Grubengebäudes lufterfüllt ist, während die tiefen Grubenteile seit
1957 geflutet sind. Das ablaufende Grubenwasser ist pH-neutral und chemisch oxidierend.
Das Wasser weist i. a. moderate Stoffkonzentrationen auf (ca. 0,3 g/L FTR); Ausnahme ist
Arsen mit Konzentrationen von ca. 0,25 mg/l. Das Areal der Grube Schneeberg einschließ-
lich ihrer übertägigen Bereiche stellt eine bedeutende Punktquelle für Arsenemissionen in
die Zwickauer Mulde dar.
Erzgrube Johanngeorgenstadt
Diese historische Erzgrube erstreckt sich beiderseits des Schwarzwassers bis auf tschechi-
sches Staatsgebiet (Potucky). Mit der Grube wurde die Ganglagerstätte Johanngeorgenstadt
ausgebeutet, anfangs auf Silber, Kobalt, Nickel und Wismut, bereits ab dem 19. Jahrhundert
auch auf Uran. Von 1946 bis 1958 wurden im Gebiet Johanngeorgenstadt ca. 4.000 t Uran
ausgebracht. Das geologische Grubenumfeld umfasst kristalline und metamorphe Gesteine.
Die hydrothermale Gangvererzung ist komplex ausgebildet. Neben Pechblende und Mulmerz
waren Kobalt-Nickel-Arsenide mit gediegen Wismut typisch. Die Primärerze waren oberflä-

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VITA-MIN
chennah sekundär verwittert. Die Gangart wies insbesondere Quarz, nachgeordnet auch
Karbonate auf.
Die mittelgroße Grube Johanngeorgenstadt (ca. 6 Mio. m³) wurde 1958 geflutet. Zentraler
Überlaufpunkt ist der Bereich des historischen Glück-Auf-Stollens mit einer jährlichen
Überlaufmenge von ca. 3 Mio. m³ Grubenwasser. Weitere Wasserabflüsse aus peripheren
bzw. oberflächennahen Grubenbereichen erfolgen über den Schwarzwasserstollen, Friedrich-
August-Stollen und Aaron-Stollen. Das am Glück-Auf-Stollen überlaufende Flutungswasser
ist pH-neutral und chemisch intermediär. Es ist moderat mineralisiert (ca. 0,3 g/l FTR) bzw.
schadstoffbelastet mit mittleren Konzentrationen von ca. 2 mg/l Eisen, 1 mg/l Mangan, 0,01
mg/l Uran, 0,1 mg/l Arsen und 0,3 Bq/L Radium 226. Die anderen Stollenabflüsse sind
vergleichsweise wenig belastet. Weitere Stoffemissionen erfolgen über Sickerwässer der
früheren Absetzanlagen des Uranbergbaus (IAA 1; IAA 2).
Erzgrube Pöhla-Tellerhäuser
Südlich von Pöhla erstrecken sich die Lagerstätten Globenstein (Wolfram, Zinn), Hämmer-
lein (Zinn) und Tellerhäuser (Uran) bis an die Grenze zur Tschechischen Republik. Die mit
1,5 Mio. m³ kleine Grube Pöhla-Tellerhäuser erschließt die Reviere Hämmerlein und
insbesondere Tellerhäuser mit dem dortigen Abbauschwerpunkt für Uran (1.200 t Uranaus-
bringen). Die hydrothermalen Vererzungen sind an Erzgänge und Skarnlager in metamor-
phen Gesteinen gebunden. Die Erzmineralisation in Tellerhäuser ähnelt grundsätzlich der
Urangrube Schlema-Alberoda mit vordergründig oxidischen und arsenidischen, teils auch
elementaren Vererzungen (u. a. Arsen). Die Skarnvererzungen umfassen Monosulfide und
Pyrit). Es treten Karbonate als Gangart auf. Das aus der seit 1991 gefluteten Grube in den
Hauptstollen der Grube überlaufende moderat mineralisierte Flutungswasser (ca. 0,1
Mio. m³/a) ist mit Arsen (ca. 1,8 mg/l, Radium 226 (4 Bq/L) und Eisen (4,5 mg/l) belastet.
Die Schadstoffkonzentrationen waren zunächst flutungsbedingt rückläufig, stagnieren aber
mittlerweile weitgehend. Das Flutungswasser ist pH-neutral und chemisch stark reduzie-
rend. Das Wasser wird in der WBA Pöhla der Wismut GmbH behandelt und danach in den
Luchsbach (Pöhlwasser) eingeleitet.
Urangrube Zobes
Die im Vogtland gelegene Urangrube Zobes (Bergbaualtlast) ist von mittlerer Größe (ca.
4 Mio. m³) und diente dem Abbau von Uranerzen in den Lagerstätten Zobes und Bergen
(ca. 5000 t Uran). Die hydrothermalen Vererzungen sind an Erzgänge und Skarnlager in
metamorphen Gesteinen gebunden. Die Erzmineralisation war komplex/polymetallisch und
neben Pechblende durch Kobalt-Nickel-Arsenide, Wismut, Silber, Kupfer- und Wolframmine-
rale geprägt. Die Gangart war karbonatisch und oxidisch ausgebildet. Die Grube Zobes
wurde 1965 bis in den tagesnahen Horizont geflutet. Das Flutungswasser läuft diffus über
den Schacht 277 in eine benachbarte Absetzanlage und weiter in den Forellenbach (Trieb).
Die Überlaufmenge fällt soweit bekannt niedrig aus. Das überlaufende Flutungswasser ist
pH-neutral und chemisch-reduzierend. Das Wasser ist moderat mineralisiert (ca. 0,3 g/L
FTR) und weist Schadstoffkonzentrationen an Eisen (ca. 6 mg/l), Mangan (ca. 1,5 mg/l),
Arsen (ca. 0,25 mg/l) und Radium 226 (ca. 2,5 Bq/L) auf.
Grube Freital-Gittersee
In dieser Grube (ca. 2,5 Mio. m³) erfolgte die Förderung uranhaltiger Steinkohle im Gebiet
der Lagerstätte Freital/Dresden-Gittersee. Es wurden Kohleflöze der vulkano-sedimentären
Abfolge des Rotliegenden im Döhlener Becken abgebaut. Das Uran lag gemeinsam mit

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VITA-MIN
konventionellen Schwermetallen lokal feinverteilt in der Kohle, in kohligen Schiefern und in
Arkosesandsteinen vor. Bis zur Einstellung des Uranbergbaus wurden ca. 5.000 t Uran
gewonnen. Im Rahmen der Sanierung durch die Wismut GmbH wurde zur nachhaltigen
Grubenwasserlösung bis 2014 der Wismut-Stollen als Flügelort des Tiefen Elbstollens
aufgefahren. Die in den Stollen überlaufende Flutungswassermenge (ca. 0,5 Mio. m³/a) ist
pH-neutral und chemisch intermediär; in tiefen Grubenbereichen besteht ein chemisch-
reduzierendes Redoxmilieu. Das überlaufende Flutungswasser ist mineralisiert (ca. 2,5 g/l
FTR) und weist ca. 10 mg/l Eisen ca. 2,5 mg/l Mangan auf (jeweils rückläufig), ferner ca.
0,15 mg/l Uran und 0,2 mg/l Arsen.
4.4 FLUß- UND SCHWERSPATBERGBAU
Der Spatbergbau in Sachsen erstreckte sich auf Flussspat (Grube Schönbrunn-Bösenbrunn
und neuerdings Grube Niederschlag) und Schwerspat (Grube Brunndöbra).
4.4.1
FLUSSSPAT – SCHÖNBRUNN - BÖSENBRUNN
Der Abbau in Schönbrunn erreichte 550 m Teufe. Das Streckennetz betrug rund 32 km.
Abgebaut wurden Flussspatmittel auf dem sog. Schönbrunner Gangzug. 1,8 km westlich
verläuft parallel der Bösenbrunner Gangzug, auf dem Abbau bis ca. 300 m Teufe verführt
wurde. Aus beiden Lagerstätten zusammen wurden bis 1990 ca. 1.200.000 t Flußspat
erzeugt. Außerdem wurden 5470 t Sulfidkonzentrat mit 260 t Cu produziert [6].
Die wichtigsten in der Lagerstätte vertretenen Minerale sind in Tabelle 9 aufgelistet.
Tabelle 9: Wichtigste Minerale der Lagerstätte Schönbrunn-Bösenbrunn.
Erze, genutzt
Erze, nicht genutzt
Gangart
Fluorit CaF
2
Galenit PbS
Quarz SiO
2
Chalcopyrit CuFeS
2
Arsenopyrit FeAsS
Baryt BaSO
4
Sphalerit ZnS
Calcit CaCO
3
Kalifeldspat K[AlSi
3
O
8
]
Ab 1991 wurde die Grube geflutet. Das Wasserging bis zur Sohle des Brüder Einigkeit
Stollns auf und tritt an dessen Mundloch mit im Mittel 7,5 l/s aus (Wasserlösestolln für die
Gruben Schönbrunn und Bösenbrunn). Die Mittelwerte der wesentlichen Güteparameter sind
in Tabelle 2 dargestellt. Das Wasser weist allgemein sehr geringe Schwermetallkonzentrati-
onen auf. Dies ist auf die geringen Metallsulfidgehalte in der Lagerstätte zurückzuführen.
Merkliche Gehalte zeigen Sulfat (250 mg/l) und Fluorid (3,5 mg/l). Die Herkunft des Sulfats
ist derzeit nicht erklärbar, der Wert liegt jedoch noch im Bereich des Grenzwertes der
Trinkwasserverordnung. Das Fluorid ist auf die Auflösung von Calciumfluorid aus der
Lagerstätte zurückzuführen:
CaF
2
Ca
2+
+ 2 F
-

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VITA-MIN
Die Löslichkeit von CaF
2
beträgt 18 mg/l. Dies entspricht einer Fluorid-Konzentration von
8,8 mg/l. Das Grubenwasser ist demnach nicht gesättigt an CaF
2
.
4.4.2
BRUNNDÖBRA
In der Grube Bösenbrunn wurde eine Schwerspat-Lagerstätte abgebaut. Die Lagerstätte ist
Teil des Bergbaugebietes Schneckenstein mit intensivem Zinnerz- und Uranerbergbau. Die
Grube Brunndöbra nutzte dabei die Grubenbaue des Uranbergbaus für den Schwerspatberg-
bau nach. In dem Uranerz-Bergbaugebiet Schneckenstein mit 6 km
2
Fläche wurden 1950-
1955 insgesamt 959,2 t Uran gewonnen [7].
Ab 1960 erfolgte die Erkundung der Schwerspatlagerstätte und ab 1968 der reguläre Abbau.
Die Gesamt-Vorräte lagen bei 3,6 Mill. t Schwerspat. Im Zeitraum 1966 bis 1991 wurden
0,9 Mill. t Schwerspat produziert.
Die eigentliche Barytlagerstätte beinhaltet hauptsächlich Quarz und Baryt mit Anteilen von
Hämatit und Manganoxidhydroxiden. Schwermetall- und Arsenhaltige Minerale treten nur
untergeordnet auf.
Im Jahre 1991 wurde der Betrieb eingestellt und die Grube geflutet. 1991 war die Flutung
abgeschlossen und der Abtrag der Grubenwässer erfolgt seitdem über die Tagesrampe
„Wasserlösungsstolln zum Maischacht (Haupttagesrampe)“. Die Entwässerung erfolgt über
den Schwarzbach und die Brunndöbra in die Zwota. Die Mittelwerte der wesentlichen
Güteparameter sind in Tabelle 2 dargestellt. Das Wasser weist allgemein eine sehr geringe
Mineralisation auf. Merkliche Gehalte mit Überschreitungen der UQN zeigen Cd (0,09 μg/l)
und Ni (19 μg/l).
Der Ba-Gehalt ist mit 84 μg/l gering und auf die Auflösung von Baryt aus der Lagerstätte
zurückzuführen:
BaSO
4
Ba
2+
+ 2 SO
42-
Die Sättigungskonzentration von Ba bei der Lösung von BaSO
4
in Wasser beträgt 1,35 mg/l.
Demnach ist das Grubenwasser nicht BaSO
4
-gesättigt.

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VITA-MIN
5
CHEMISCHE GRUNDLAGEN DER RÜCKHALTEVERFAHREN
5.1 HYROGEOCHEMISCHE CHARAKTERISTIK DER ELEMENTE
In-situ-Rückhaltemaßnahmen für Schwermetalle fußen maßgeblich auf deren hydrochemi-
scher Charakteristik. Nachfolgend werden die wichtigsten Fakten dazu dargestellt.
Nach der Oxidation der Sulfide gelangen die Schwermetalle in die Grubenwässer und
verhalten sich dort gemäß ihrer geochemischen Charakteristik. Dieses Verhalten wird vor
allem von pH und Redoxpotenzial des Wassers bestimmt. Abbildung 2 gibt eine Übersicht
über das Fällungsverhalten wichtiger Metalle anhand von Erfahrungen aus der Abwasserbe-
handlung.
Betrachtet man nur die Hydroxidfällung, so ergibt sich daraus folgende Fällungsreihe:
Fe
3+
- Sn
2+
- Al
3+
- Cr
3+
- Cu
2+
- Zn
2+
- Fe
2+
- Ni
2+
- Pb
2+
- Cd
2+
Dies zeigt deutlich die starke Mobilität des Cadmiums unter natürlichen Bedingungen.
Weiterhin wird deutlich, dass Fe
3+
und Al
3+
bereits bei pH < 5 nahezu vollständig gefällt
sind. Dies stimmt mit den Untersuchungsergebnissen überein. Die anderen Metalle fallen
erst bei pH » 7 aus. Das ungünstigste Fällungsverhalten weisen Nickel und Cadmium auf.
Zur Fällung von Cd ist ein pH von fast 11 erforderlich. Das ungünstige Fällungsverhalten von
Pb (ab pH 10,3) bestätigt sich in den Grubenwässern nicht. Diese enthalten meist einen
großen Sulfatüberschuss und Pb wird bereits bei viel niedrigerem pH als PbSO
4
gefällt und
so aus den Grubenwässern abgetrennt. Dies erklärt die im Allgemeinen sehr niedrigen Pb-
Gehalte der Wässer.
Abbildung 2: Fällungs-pH wichtiger Metalle aus verdünnten Lösungen (Anforderungen
gemäß Rahmen VwV, aus [8]).

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In Anwesenheit von zusätzlichem Carbonat verändert sich die Fällungsreihenfolge wie folgt:
Fe
3+
- Sn
2+
- Al
3+
- Cr
3+
- Pb
2+
- Cu
2+
- Zn
2+
- Cd
2+
- Fe
2+
- Ni
2+
In den meisten Grubenwässern sind entsprechende Bedingungen mit pH > 8,5 und signifi-
kanten Gehalten löslichen Carbonats jedoch nicht gegeben.
Die Betrachtungen belegen das besonders ungünstige Fällungsverhalten von Ni und Cd und
liefern die Begründung für die besondere Relevanz dieser Elemente in den Grubenwässern,
aber auch in den Oberflächenwässern.
Eine wesentliche Erkenntnis lässt sich aus diesen Betrachtungen ableiten: Es existieren
keine Prozesse, die natürlicherweise Cadmium und Nickel in größerem Maße aus dem
Grubenwasser entfernen. Dies bedeutet, dass ohne technische Maßnahmen zur Entfernung
von Cd- und Nidiese lediglich verlagert werden können.
Das hydrochemische Verhalten der Elemente lässt sich auch anhand der Eh-pH-Diagramme
darstellen (Tabelle 10).
Tabelle 10: Charakterisierung des hydrogeochemischen Verhaltens der Elemente anhand
der Eh-pH-Diagramme (aus [9], rot: Bereich mit Potenzial für Rückhalt)
Eh-pH-Diagramme
Elemente
Aluminium
ausgeprägt amphoter (pH-abhängig Bildung von Kationen
oder Anionen
nicht redox-sensitiv
ionar gelöst im sauren pH-Bereich (pH<5)
ab pH 5 zunehmende Kondensation zu basischen Salzen
und Hydroxiden
Fällung eigenständiger Verbindungen im pH-Bereich 5 - 7
ab pH ca. 7 Auflösung unter Bildung von Hydroxo-Anionen
(Hydroxo-Aluminate)
relativ großer Immobilitäts-Bereich
Arsen
stark redox-sensitiv (As(III) und As(V))
keine Fällung eigenständiger Verbindungen
Fällung nur durch Fremdzusätze (als Arsenite bzw.
Arsenate bei pH >2)

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Eh-pH-Diagramme
Elemente
Cadmium
nicht redox-sensitiv
ionar gelöst im sauren bis schwach basischen pH-Bereich
ab pH 10 Fällung von basischen Salzen und Hydroxiden
Fällung eigenständiger Verbindungen bei pH>10
ab pH ca. 13 Tendenz zur Bildung von Hydroxo-Anionen
kleiner Immobilitäts-Bereich
Kupfer
redox-sensitiv
Fällung eigenständiger Verbindungen ab pH 7 bzw. in
reduzierendem Milieu
großer Immobilitäts-Bereich
Eisen
stark redox-sensitiv
Fällung eigenständiger Verbindungen vor allem unter
oxidierenden Bedingungen in schwach saurem bis basi-
schem Milieu
großer Immobilitäts-Bereich

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VITA-MIN
Eh-pH-Diagramme
Elemente
Nickel
sehr gering redox-sensitiv
Fällung eigenständiger Verbindungen bei höherem pH (>
10)
kleiner Immobilitäts-Bereich
Blei
redox-sensitiv
Fällung eigenständiger Verbindungen ab pH 7
relativ kleiner Immobilitäts-Bereich, aber günstige Lage pH
7-11
Zinn
in der Natur sehr gering redox-sensitiv
unter praktisch allen natürlichen Bedingungen sehr schwer
löslich und damit sehr wenig mobil
erhöhte Zinngehalte im Wasser deuten auf industrielle
Einleitungen hin
extrem großer Immobilitäts-Bereich

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Eh-pH-Diagramme
Elemente
Uran
stark redox-sensitiv
Fällung eigenständiger Verbindungen ab pH 5 und unter
reduzierenden Bedingungen
großer Immobilitäts-Bereich
ausgeprägte Tendenzu zur Anionen-Komplexbildung (z.B.
Carbonatokomplexe), dadurch Steigerung der Mobilität
Wolfram
wenig redox-sensitiv
ionar (Anion) gelöst im sauren bis basischen pH-Bereich
Fällung eigenständiger Verbindungen bei pH<2,2
großer Immobilitäts-Bereich
Zink
nicht redox-sensitiv
ionar gelöst im sauren bis schwach basischen pH-Bereich
ab pH 8,5 Fällung von basischen Salzen und Hydroxiden
Fällung eigenständiger Verbindungen ab pH 8,5
ab pH ca. 12,5 Tendenz zur Bildung von Hydroxo-Anionen
relativ kleiner Immobilitäts-Bereich
Die Übersicht zeigt, dass die verschiedenen Elemente sehr unterschiedliche Bedingungen für
den potentiellen in-situ-Rückhalt erfordern.

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5.2 SCHLUSSFOLGERUNGEN FÜR RÜCKHALTEVERFAHREN
In Tabelle 11 sind die Bedingungen für eine Immobilisierung der Elemente und damit für
einen untertägigen Rückhalt zusammengefasst.
Tabelle 11: Übersicht über die für die Immobilisierung der betrachteten Elemente notwen-
digen Bedingungen.
Element
Bedingungen für Immobilisierung
Aluminium
Fällung eigenständiger Verbindungen im pH-Bereich 5 - 7
Arsen
Rückhalt nur durch Fremdzusätze (als Arsenite bzw. Arsenate bei pH >2)
Beispiel: Fällung als Skorodit FeAsO
4
. 2 H
2
O
Rückhalt durch Sorption von Arsenat an oxidisch-hydroxidische Eisenverbindun-
gen unter oxidierenden Bedingungen (Bildung von Arsenat)
Rückhalt als Sulfid möglich (pH > 1)
Cadmium
Rückhalt durch Fällung bei pH > 10
Rückhalt als Sulfid möglich (pH > 2)
Kupfer
redox-sensitiv
Rückhalt durch Fällung ab pH 7 bzw. in reduzierendem Milieu
Rückhalt als Sulfid möglich (reduzierend und oxidierend)
Eisen
Rückhalt durch Fällung vor allem unter oxidierenden Bedingungen in schwach
saurem bis basischem Milieu
Rückhalt als Sulfid in reduzierendem Milieu möglich(pH > 6)
Nickel
Rückhalt durch Fällung bei pH > 10
Rückhalt als Sulfid möglich (pH > 6)
Blei
Rückhalt durch Fällung ab pH 7
Rückhalt in sulfatischem Milieu
Rückhalt als Sulfid möglich (pH > 1)
Zinn
unter natürlichen Bedingungen unter praktisch allen Bedingungen sehr schwer
löslich und damit sehr wenig mobil
Rückhalt als Sulfid möglich
Abweichendes Verhalten Zinnorganischer Verbindungen beachten (für Bergbau
wenig relevant)
Uran
Fällung eigenständiger Verbindungen ab pH 5
Rückhalt unter reduzierenden Bedingungen
Bildung von Carbonatokomplexen begünstigt sehr stark die Mobilisierung
Zink
Rückhalt durch Fällung ab pH 8,5
Rückhalt als Sulfid möglich (pH > 3)
Aus diesen Bedingungen lassen sich folgende allgemeine Verfahren zur Immobilisierung
ableiten:
Hydrolysefällung saurer Bereich,
Hydrolysefällung schwach sauer Bereich,
Hydrolysefällung neutraler Bereich,
Hydrolysefällung alkalischer Bereich,

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Sulfidfällung saurer Bereich,
Sulfid neutraler bis alkalischer Bereich,
Adsorption,
Reduktion,
Fällung mit Fremdzusätzen und
Sauerstoffentzug durch Aufstau.
Anhand der Kenntnisse einerseits zu Zusammensetzung und Eigenschaften der Grubenwäs-
ser und andererseits zu den Anforderungen der recherchierten in situ-Rückhalteverfahren
lässt sich eine Matrix der Eignung dieser Verfahren bezüglich der einzelnen Elemente
aufstellen (Tabelle 12). Diese Übersicht kann bei Kenntnis der chemischen Zusammenset-
zung der Bergbauwässer zur Vorauswahl von in-situ-Verfahren verwendet werden.
Tabelle 12: Eignung recherchierter Rückhalteverfahren bezüglich der einzelnen Elemente.
Rückhaltever-
fahren
chemische Zusam-
mensetzung der
Bergbauwässer
Al
As
Cd
Cu
Fe
Ni
Pb
Sn
U
Zn
Hydrolysefällung
sauer
x
Hydrolysefällung
schwach sauer
x
x
x
Hydrolysefällung
neutral
x
x
Hydrolysefällung
basisch
x
x
x
Sulfid
sauer
x
x
x
x
x
Sulfid
neutral bis basisch
x
x
x
x
Adorption
x
x
x
Reduktion
x
x
Fällung mit
Fremdzusätzen
x
x
Aufstau
x
x
x
x
x
x
x
x

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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6
LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG
6.1 GRUNDLAGEN
Im Rahmen der Literaturrecherche zur aktuellen Studie werden die international bereits als
anwendbar klassifizierten Maßnahmen recherchiert, um den Stand der Wissenschaft und
Technik abzubilden.
Für die Reinigung von Wässern stehen grundsätzlich Verfahren der in-situ-Sanierung und
End of Pipe-Verfahren zur Verfügung. Konventionelle Verfahren der Grubenwasserreinigung
arbeiten übertägig mit technischen Verfahren zur Schadstoffabtrennung, wie Fällung,
Ionenaustausch oder Adsorption. Solche Verfahren weisen jedoch hohe Investitions- und
Betriebskosten auf. Alternativ können Verfahren der Schadstoffrückhaltung eingesetzt
werden. Eine Klassifizierung dieser Verfahren unter Einbeziehung der Eingriffsebenen zeigt
Abbildung 3.
Abbildung 3: Strategien zur Verminderung von Schwermetalleinträgen ins Oberflächenwas-
ser am Beispiel von Cadmium (aus [11]).
Neben Informationen zu potentiellen Verfahren werden im Rahmen der Literaturrecherche
Informationen zu den vorgegebenen Altbergbauobjekten zusammengetragen und steck-
brieflich dokumentiert.
6.2 ÜBERSICHT ZU KONVENTIONELLEN REINIGUNGSVERFAHREN
In diesem Abschnitt wird als Ausgangspunkt eine kurze Charakterisierung konventioneller
(übertägiger) Behandlungsmethoden für bergbaubedingt belastete Wässer vorgenommen.
- Abdeckung, Rekultivierung
- Versiegelung
- naturnahe Behandlungsverfahren
- Schaffung reduzierende Bedgn.
- reaktive Wände
- technische Behandlungsverfahren
- Grube als Reaktionsraum
- Neutralisation mit Hydroxid- bzw. Carbonatfällung
- Sulfidfällung
- nicht selektive Sorptionsverfahren
- selektive Sorptionsverfahren
Strategien zur Verminderung von
Cd-Einträgen in Gewässer
Immobilisierung in
der Quelle
Unterbrechung der
Transportpfade
in situ
(geignet für
diffuse
Stoffeinträge)
ex situ
(geignet für
Punktquellen)
Behandlung der
Abflüsse
(zentral/dezentral)

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
6.2.1
ALLGEMEINES
Bei den konventionellen Reinigungsverfahren wird zwischen aktiven und passiven Verfahren
unterschieden, die Grenzen sind jedoch gleitend. Ziele sind dabei vor allem die Abtrennung
von Metallkationen wie Eisen, Zink, Mangan, Aluminium, Chrom, Nickel, von Metalloiden wie
Arsen und Selen, die Senkung des Salzgehaltes durch die Reduzierung von Sulfat und
Karbonat sowie die Korrektur des pH Wertes.
Tabelle 13 gibt einen Überblick über die existierenden Behandlungsmöglichkeiten. Es
werden zunächst die geeigneten Fällungsprozesse aufgeführt, gefolgt von den Membranpro-
zessen, den elektrochemischen Prozessen, den Sorptionsprozessen und den möglichen
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.
Hydrogencarbonat kann als Calcit gefällt oder nach Ansäuern als CO
2
gestrippt werden.
Tabelle 13: Zusammenstellung von Kontaminationen und Behandlungsmöglichkeiten für
bergbaubeeinflusste Wässer auf der Basis von Fällungsprozessen.
Kontamination
Wasser-
inhaltsstoff
Fällungsprozesse
Membran-
prozesse
Elektro-
chemische
Prozesse
Sorption
Ionen-
austausch
Mikro-
biologische
Prozesse
Sulfid
Karbo-
nat
Hydro-
xid
als
Mineral
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
x
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
x
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)
6.2.2
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

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
fehlenden Reaktionspartnern oder durch die Art der Gestaltung so beeinflusst werden, dass
die Geschwindigkeit der Abtrennungsprozesse beschleunigt wird. Ebenso sind in vielen
Fällen bei den in den Wetlands ablaufenden Prozessen Reaktionen von Mikroorganismen
integriert.
Aerobe Wetlands
Ein Beispiel für ein solches Wetland ist die Wetlandkonstruktion zum Abtrennen von
Aluminium aus saurem Drainagewasser des Schieferbergbaues. In Abbildung 4 ist die
Konstruktion schematisch dargestellt. Das saure aluminiumhaltige Wasser 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 ([12], [13], Abbildung
4).
Abbildung 4: Aufbau des Wetlands zur Abtrennung von Aluminium (Foto: G.E.O.S.).
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 Sedimentation und/oder Adsorption an textilen
Filtersystemen oder in einem Kies- bzw. Sandfilter erfolgen.
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
[14]. In anderen Prozessen wird Azetat, Glycerin oder Lactat verwendet, aber auch Kom-

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
post, Holz oder Stroh kann genutzt werden. Das Dosieren einer Chemikalie hat jedoch den
Vorteil, den Prozess durch die Zugabe unterschiedlicher Mengen beeinflussen bzw. steuern
zu können.
In vielen Fällen wird eine Kombination aus aeroben und anaeroben Zuständen zum Abtren-
nen von Sulfat, Eisen, Mangan, Arsen und Radium genutzt. Dabei findet z.B. in dem ersten
Teil eine Oxidation des Eisens und eine Bildung von arsen- und eisenhaltigen Flocken statt,
die durch Geotextilmatten und in einem Kiesbett im zweiten Teil abgetrennt werden.
Danach wurde das Wasser in den anaeroben 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 Sauerstoff angereichert und der Vorflut zugeführt [15].
Mechanische Verfahren
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 Karbona-
te 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 bewährt ([16], [17]). Bei kleineren Wassermengen ist ebenfalls eine
Behandlung des Wassers in einer Kaskade möglich.
6.2.3
AKTIVE VERFAHREN
Unter aktiven Verfahren werden verstanden:
Fällungsverfahren,
Membrantrennprozesse,
elektrochemische Prozesse,
Sorptionsverfahren einschließlich Ionenaustauschprozesse und
mikrobiologischen Verfahren.
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 Verbindungen. 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 Metallkationenkon-
zentration ist die Fällung mit Kalk. Daneben sind aber auch Behandlungen mit Kreide oder
Natronlauge möglich und bekannt. Die notwendigen dosierten Mengen hängen von der
Konzentration und Art der abzutrennenden Kationen ab.

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
Fällung mit Kalk
Bei der Fällung mit Kalk werden entweder Branntkalk CaO, Kalkhydrat Ca(OH)
2
oder eine
Kalkmilchsuspension dosiert. Durch die pH-Wert-Verschiebung erfolgt eine Fällung der
Metalle als Hydroxid:
3 Ca(OH)
2
(s) + 2 Fe
3+
3 Ca
2+
+ 2 Fe(OH)
3
Abbildung 5 zeigt die notwendigen pH Werte für die Fällung von einer Reihe von Kationen
als Hydroxid.
Abbildung 5: Zusammenstellung der "Mindest"-pH-Werte für eine Fällung wichtiger
Metallkationen [18].
Tabelle 14 zeigt die notwendigen Kalkmengen bei der Behandlung eines typischen Bergbau-
wassers, das neben den Metallkationen Eisen, Aluminium und Mangan auch Karbonat
enthält.
Tabelle 14: Zusammenstellung von Neutralisationsäquivalenten und Kalkmengen für die
Behandlung von Wasserinhaltsstoffen.
Species
Konzentration
Neutralisation-
säquivalente
Menge
Ca(OH)
2
Anteilige Mengen
Kalkhydrat
g/m³
mol/m³
mol/m³
g/m³
%
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
CO
3
299,6
4,830
4,830
357,8
51,0
Summe reines Ca(OH)
2
701,8
100,0
Kalkhydrat technisch (75 %)
963

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Werden hohe Mengen Kalk für eine Fällung des Hydrogenkarbonats als Calcit verbraucht, ist
eine Abtrennung des Hydrogenkarbonats 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 notwen-
dig, 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.
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
+
Die Oxidation kann dabei auf chemischem Wege bei pH Werten im alkalischen Bereich oder
durch Mikroorganismen im pH Bereich 5 – 7 stattfinden ([19][20]).
Fällung von Arsen
Die Abtrennung von Arsen über einen Fällungsprozess kann entweder durch die Bildung
eines Arsensulfides als Sekundärreaktion eines Sulfatreduktionsprozesses oder als Skorodit,
einem Eisen-Arsenhaltigen Mineral der Zusammensetzung FeAsO
4
∙ 2H
2
O erfolgen.
Fällung von Eisen als Hydroxisulfat
Eine Besonderheit ist die Fällung von Eisen als Hydroxisulfat z. B. als Schwertmannit. 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 ebenfalls
möglich, wenn die Oxidation auf chemischem Wege erreicht wird. Der mikrobielle Prozess ist
unter den mikrobiellen Reaktionen dargestellt.
Sulfidfällung
Die Fällung von schwerlöslichen Metallsulfiden wird bei der Behandlung von Bergbauwässern
kaum angewendet. Bei der Behandlung von Industrieabwässern ist sie jedoch stärker
vertreten. Der Vorteil der Sulfidfällung besteht darin, dass viele Schwermetalle sehr
schwerlösliche Sulfide bilden und sich somit sehr niedrige Restkonzentrationen erreichen
lassen. Einige der Schwermetalle lassen sich im sauren Medium (Schwefelwasserstoffgrup-
pe: Hg, Pb, Bi, Cu, Cd, As, Sb, Sn), andere nur im neutralen bis alkalischen Medium
((NH
4
)
2
S-Gruppe: Co, Ni, Zn, Mn) ausfällen.
In Tabelle 15 sind die Löslichkeitsprodukte einiger Metallhydroxide und -sulfide gegenüber-
gestellt. Der Vorteil der Sulfidfällung besteht darin, dass sich die Metalle auf Grund der
geringen Löslichkeit der Sulfide auch aus komplexbildnerhaltigen Lösungen ausfällen lassen.
Dies hat offensichtlich die Einführung der Sulfidfällung im Bereich der oberflächenveredeln-
den Industrie (Galvanik) befördert.

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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Tabelle 15: Gegenüberstellung der Löslichkeitsprodukte ausgewählter Metallhydroxide und
-sulfide (aus [8]).
Element
Hydroxide
Sulfide
Formel
Löslichkeitsprodukt
Formel
Löslichkeitsprodukt
Aluminium
Al(OH)
3
2 . 10
-32
Blei
Pb(OH)
2
10
-7
bis 10
-13
PbS
3 . 10
-28
Cadmium
Cd(OH)
2
1,3 . 10
-14
CdS
5,1 . 10
-29
Chrom
Cr(OH)
3
3 . 10
-28
Eisen(II)
Fe(OH)
2
2 . 10
-15
FeS
3,7 . 10
-19
Eisen(III)
Fe(OH)
3
8,7 . 10
-38
Kupfer
Cu(OH)
2
2 . 10-
19
CuS
8 . 10
-45
Nickel
Ni(OH)
2
5,8 . 10
-15
NiS
1 . 10
-26
Silber
AgOH
1,24 . 10
-8
Ag
2
S
1,6 . 10
-49
Zink
Zn(OH)
2
4 . 10
-17
ZnS
6,9 . 10
-26
Zinn(II)
Sn(OH)
2
6 . 10
-25
SnS
ca. 10
-20
Zinn(IV)
Sn(OH)
4
1 . 10
-56
Obwohl die Elemente der Schwefelwassergruppe schon unter sauren Bedingungen schwer-
lösliche Sulfide bilden, wird die Sulfidfällung bei der Abwasserbehandlung stets im neutralen
bis alkalischen Bereich vorgenommen, weil die Bildung von Schwefelwasserstoff vermieden
werden muss (vgl. Abbildung 6). In der Regel wird als Fällungsmittel Natriumsulfid (Na
2
S)
benutzt, welches selbst alkalisch reagiert und bereits dadurch eine Anhebung des pH-
Wertes resultiert. Dies ist aber nur bei schwach gepufferten Wässern von Bedeutung. In der
Regel wird der pH-Wert vor der Sulfidzugabe auf neutral eingestellt, um eine H
2
S-Bildung
auszuschließen.
Auf Grund der sehr geringen Löslichkeit einiger Schwermetallsulfide treten bei der Fällung
sehr hohe Keimbildungsgeschwindigkeiten auf und es kommt zur Ausbildung sehr feindis-
perser bis kolloidaler Ausfällungen. Um eine Abtrennung der feindispersen Ausfällungen aus
dem Wasser zu erreichen, müssen diese koaguliert werden. Dazu haben sich in der Praxis
Abbildung 6: Gleichgewichtsanteile von Sulfid, Hydrogensulfid und Schwefelwasserstoff in
Abhängigkeit vom pH-Wert (aus [8]).

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Eisen(III)-Salze bewährt, die zur Koagulation der feindispersen Niederschläge führen und
durch Flockenbildung relativ gut sedimentier- und filtrierbare Niederschläge bilden. Gleich-
zeitig dienen die Eisen(III)-Zugaben dazu, geringe Sulfidüberschüsse zu beseitigen. Dabei
wirkt das dreiwertige Eisen als Oxidationsmittel für das überschüssige Sulfid, wobei im
alkalischen Medium in der Hauptsache kolloidaler Schwefel entsteht. Gleichzeitig wird die
Wirkung der dreiwertigen Eisensalze als Flockungsmittel für die feindispersen Sulfide und
den kolloidalen Schwefel genutzt. Diese Art der Sulfidelimination am Ende der Behandlung
hat sich bei der Fällung von Metallen mit Sulfiden durchgesetzt.
Reaktionen von Fe(III) mit Sulfid:
S
2-
+ 2Fe
3+
S + 2 Fe
2+
2 S
2-
+ 2Fe
2+
2 FeS
Gesamtreaktion:
3 S
2-
+ 2Fe
3+
S + 2 FeS
Die Sulfidfällung wurde in der Vergangenheit überwiegend im Chargenbetrieb durchgeführt,
weil die Steuerung der Reaktion an Hand des Redoxpotenziales schwierig ist. Eine Behand-
lung im Durchlaufverfahren erfordert die Nachschaltung von Sorptionsfiltern, in denen
sowohl die restlichen Metallionen als auch Sulfid gebunden werden. Dies kann z.B. mit
handelsüblichen Filtergranulaten erfolgen.
Eine weitere Variante der Sulfidfällung besteht in der Verwendung von frisch gefälltem FeS,
wobei zu dessen Ausfällung ein geringer Eisenüberschuss verwendet wird. Das gefällte
Eisensulfid ist zwar selbst schwer löslich, aber trotzdem reaktiv genug, um sich mit anderen
Schwermetallen, die noch weniger löslich sind, nach folgender Gleichung umzusetzen:
Me
2+
+ FeS
MeS + Fe
2+
Dieses Verfahren ist messtechnisch nicht regelbar und deshalb nur der Chargenbehandlung
vorbehalten.
6.2.4
MEMBRANVERFAHREN
Die gegenwärtig technisch erprobten und vielfach angewendeten druckgetriebenen Memb-
ranprozesse 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 (Tabelle 16).
Eine ganz besondere Rolle bei den Anwendungen spielen die Umkehrosmose (RO) und die
Nanofiltration (NF). Die Reversosmose ist heute die Schlüsseltechnologie für die größten
Wasserversorger. Betreibermodelle für Großanlagen werden dabei zu Preisen < 0,6 USD/m³
angeboten [23].
Die Nanofiltration wird erfolgreich bei der Vorbehandlung zur Meerwasserentsalzung durch
RO und der Trinkwasseraufbereitung eingesetzt. So wird die Nanofiltration zur Trinkwasser-
aufbereitung für 800.000 Menschen in Paris genutzt [24]. Anlagen mit großen Kapazitäten
sind vor allem in den arabischen Ländern installiert worden, z.B. Al Jubail/Saudi Arabien mit
98.000 m³ Trinkwasser pro Tag entsprechend einer Leistung von > 4.000 m³/h).

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Tabelle 16: Zusammenstellung heute genutzter Membranverfahren ([21], zitiert in [22]).
Membran-
prozess
Phasen
Triebkraft
Membrantyp
Anwendung
Umkehrosmose
fl/fl
Druckdifferenz
bis 200 bar
asymmetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Aufbereitung wässriger
Systeme
Nanofiltration
fl/fl
Druckdifferenz
bis 60 bar
asymmetrische Lösungs-
Diffusions-Membran mit
eingebauten ionogenen
Gruppen
Fraktionierung von gelösten
Stoffen in wässriger Lösung
Ultrafiltration
fl/fl
Druckdifferenz
bis 10 bar
asymmetrische
Porenmembran
Konzentrieren, Fraktionieren
und Reinigen makromoleku-
larer wässriger Lösungen
Mikrofiltration
fl/fl
Druckdifferenz
bis 3 bar
(a)symmetrische
Porenmembran
Aufkonzentrierung bzw.
Entfernung partikulärer
Bestandteile
Elektrodialyse
fl/fl
elektrisches Feld
orthogonal zur
Membran
symmetrische Lösungs-
Diffusions-Membran mit
eingebauten ionogenen
Gruppen
Abtrennung von Ionen aus
wässrigen Lösungen
Pervaporation
fl/g
absenken des
permeatseitigen
Partialdruckes
asymmetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Abtrennung von Spurenstof-
fen aus wässrigen oder
organischen Lösungen
Gastrennung
g/g
Überdruck feed bis
80 bar oder
partielles Vakuum
permeatseitig
asymmetrische Lösungs-
Diffusions-Membran
Trennung: Wasser-
stoff/Stickstoff, Kohlendi-
oxid/Methan, Sauer-
stoff/Stickstoff
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 Wasserbehandlungsanlage Helmsdorf [25].
Die Vor- und Nachteile der einzelnen Membranverfahren sind in Tabelle 17 aufgeführt.
Tabelle 17: Daten für Membranverfahren.
Prozess
Reversosmose RO
Nanofiltration NF
EDR
Rodosan
Vorbehandlung
Ja
Ja
Ja
ja
Rückstände /
Nebenprodukte
Schlamm / Sole –
Konzentrat
Schlamm / Sole –
Konzentrat
Schlamm / Sole –
Konzentrat
Schlamm / Sole -
Konzentrat, H
2
,
Düngemittel
Vorteile
Trinkwasserqualität
Trinkwasserqualität
Trinkwasserqualität
Nachteile
Salzverkrustungen,
begrenzte Membran-
lebensdauer, unge-
eignet für Kessel-
stein bildende
Wässer
Salzverkrustungen,
begrenzte Membran-
lebensdauer, unge-
eignet für Kessel-
stein bildende
Wässer
Salzverkrustungen,
begrenzte Membran-
lebensdauer,
ungeeignet für
Kesselstein bildende
Wässer
Salzverkrustungen,
kurze Membran-
lebensdauer, Strom-
stärke steigt mit sin-
kendem SO
4
Gehalt,
Störung durch Cl
-
Ionen, nicht für
große Durchsätze
geeignet
Optimierungen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustun-
gen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustun-
gen
Antiscalingprozesse
gegen Verkrustun-
gen
Eintrag von CO
2
zur
Erhöhung der
Leitfähigkeit

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6.2.5
ADSORPTIONSVERFAHREN
In die Rubrik der Sorptionsverfahren sollen die Ionenaustauschprozesse und die Biosorpti-
onsverfahren eingeordnet und dargestellt werden.
Ionenaustauscher
Meistens bestehen die Ionenaustauschprozesse aus einem Anionen- und Kationenaus-
tauschprozess, 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 ([26], [27]).
Der GYP-CIX-Prozess besteht aus einem Kationenaustauschersystem und einem Anionen-
austauschersystem und ist für die Entfernung von gelöstem Sulfat und Kationen geeignet.
In den Regenerierungsstufen wird jeweils ein reiner Gipsschlamm erzeugt. Das schemati-
sche und vereinfachte Fließbild ist in der Abbildung 7 dargestellt.
Abbildung 7: Schematische Darstellung des GYP-CIX Prozesses.
Biosorptionsprozesse
Bei einer Zusammenstellung von Sorptionsprozessen ist neben den Ionenaustauschprozes-
sen auch die Biosorption zu berücksichtigen. Diese Vorgänge beruhen auf den Wechselwir-
kungen 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 Metallab-
trennungsprozessen genutzt werden können [28].
Gipsschlamm
Gipsschlamm
Schwefelsäure
Bergbauwasser
beliebiger pH Wert
Entgasung
gereinigtes Wasser
pH = 7
Kationenbeladung
Kationenregenerierung
Anionenbeladung
Anionenregenerierung
Beladungsseite
Regenerierungsseite

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Bei den Biosorptionsprozessen werden Metalle als Anionen oder Kationen an funktionelle
Gruppen der Zellwand oder an von Mikroorganismen gebildeten Enzymen und extrazellulä-
ren 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 behandeln-
den 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 existie-
renden Konkurrenzionen nur für die Abtrennung von Radionukliden oder von Edelmetallen
bekannt ([29], [30]).
6.2.6
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 Abbildung 8 sind die Unterschiede von
Elektrodialyse und Reversosmose dargestellt.
Abbildung 8: Darstellung von Elektrodialyse und Reversosmose.

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Die Elektrodialyse ist nur fähig, gelöste dissoziierte und damit elektrisch geladene Ionen der
Salze zu entfernen. Die ungeladenen 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
kationenselektive 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.
Weitere Prozesse zur Wasserbehandlung sind die Vakuumdestillation und das Eindampfen
von salzreichen bzw. sulfatreichen Wässern. Dabei werden die im Wasser vorhanden Salze
abgetrennt und teilweise einer Nutzung zugeführt. Ein solcher 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 Abtren-
nung des Wassers abhängig.
Bei Bergbauwasserbehandlungen existierte eine solche Technologie in der Uranmine Dolní
Rožínka (CZ) zur Gewinnung von Na
2
SO
4
im Zusammenhang mit der Wasserbehandlung der
sauren sulfathaltigen Grubenwässer [31].
6.2.7
MIKROBIOLOGISCHE VERFAHREN - SULFATREDUKTION
Eine Behandlung von Bergbauwässern ist prinzipiell auch durch biologische Prozesse
möglich, wobei eine Abtrennung auch durch geeignete Pflanzen und gegebenenfalls Algen
erfolgen kann. Eine Abtrennung von Metallen und Arsen beruht dabei hauptsächlich auf
reduktiven Prozessen, insbesondere der Sulfatreduktion mit anschließender Sulfidfällung.
Einen besonderen Stellenwert haben demnach die unterschiedlichen mikrobiologischen
Sulfatreduktionsprozesse, 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 Verwendung 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
(chemoorganoheterotroph)
(CO
2
) + MO + H
2
+ 2 H
+
+ SO
42-
Biomasse + H
2
S + 2 CO
2
+ 2H
2
O
(chemolithoautotroph)
Dabei bedeuten „MO“ Mikroorganismen und „Biomasse“ die aus den Substraten gebildete
Menge an Mikroorganismen. Beide Prozesse sind gegenwärtig technisch oder zumindest im
Pilotmaßstab erprobt.

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
Das gebildete Sulfid wird bei Anwesenheit von Schwermetallen zur Fällung der Schwerme-
tallen genutzt, z.B.:
Fe
2+
+ S
2-
FeS
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°
2 S
2-
+ O
2
+ 2 H
+
2 S° + 2 OH
-
Neben diesen auf den unterschiedlichen Lebensgewohnheiten der Mikroorganismen beru-
henden Prozessen sind die sich ergebenden technologischen Besonderheiten zu berücksich-
tigen. 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 Sulfatreduktionsrate kann bei der technischen Durchführung zwischen einer
Hochleistungssulfatreduktion (HLSR) und einem partiellen durch eine Prozessgröße gesteu-
erten Sulfatabbau unterschieden werden. Die dabei abgetrennten Sulfatmengen bewegen
sich zwischen 1 – 2 g/Lh und wenigen mg/ld. Letztere Prozesse spielen insbesondere bei
Wetlandkonstruktionen eine entscheidende Rolle, da bei ihnen in der Regel die Abtrennung
von Schwermetallen im Mittelpunkt steht.
In Tabelle 18 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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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
Tabelle 18: Übersicht zu biotechnologischen Verfahren ohne Eisenoxidation.
Prozess
Bioreaktor
Paques
THIOPAQ
Hochleistungs-
sulfatreduktion
HLSR
Wetlands
radioaktives
Inventar
Haldenver-
sickerung
Vorbehand-
lung
ja
ja
ja
nein
Fe- und Mn-
Abtrennung
Zulauf
Ablauf
SO
4
: 8.342 mg/l
SO
4
: 198 mg/l
SO
4
: 2.400 mg/l
SO
4
: 196 mg/l
SO
4
: 3.000 mg/l
SO
4
:<200–0
mg/l
SO
4
: 1200 mg/l
SO
4
: 1100 mg/l
SO
4
: 2.500 mg/l
SO
4
: 500 mg/l
Rückstände
Schwefel
Schwefel
Schwefel
nein
nein
Vorteile
Spurenmetall-
entfernung,
Recycling von
H
2
S, Erhöhung
Pufferkapazität
durch Eintrag
von CO
2
Spurenmetall-
entfernung,
Recycling von
H
2
S, Erhöhung
Pufferkapazität
durch Eintrag
von CO
2
Spurenmetall-
entfernung,
Erhöhung
Pufferkapazität
durch Eintrag
von CO
2
, kleine
Wasserverweil-
zeit, geringer
spezifischer
Substratver-
brauch
Spurenmetall-
entfernung,
passive
Behandlung,
keine Schlamm-
produktion
passive auch
absatzweise
Behandlung,
SO
4
-Abbau kann
gesteuert
werden, keine
Schlammproduk-
tion
Nachteile
Kosten für C-
und Energie-
quelle, Erhöhung
der Mn- und As-
Löslichkeit
Kosten für C-
und Energie-
quelle, Erhöhung
der Mn- und As-
Löslichkeit
Kosten für C-
und Energiequel-
le, Erhöhung der
Mn- und As-
Löslichkeit
geringe Sulfatab-
trennung, Kosten
für C- und
Energiequelle,
Erhöhung der
Mn- und As-
Löslichkeit
Regenerierung
von Poren bzw.
Schluckbrunnen
Optimie-
rungs-
möglichkei-
ten
Recycling von
Schlamm,
verwenden
billiger C- und
Energiequellen
Recycling von
Schlamm,
verwenden
billiger C- und
Energiequellen
Verwenden
billiger C- und
Energiequellen
Optimale
Reaktionsbe-
ckengestaltung
Zusatz von
Enzymen, und/
oder C-Quelle zur
Reaktions-
steigerung
6.2.8
KOSTENVERGLEICH DER PROZESSE
In den nachfolgenden Tabellen wird versucht, aus den unterschiedlichsten Prozessdarstel-
lungen Aussagen über die Investitions- 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 Inhalt-
stoffes abgeleitet. Das ist auch deshalb interessant, da nicht in jedem Falle eine Abtrennung
bis auf ein Minimum erfolgte und aus wirtschaftlichen, prozesstechnischen oder genehmi-
gungsrechtlichen Fragestellungen nur eine Teilabtrennung durchgeführt worden ist. Anga-
ben, die aus einem anderen Wirtschaftsraum als der Euro-Region erhalten wurden, sind
bedingt durch die schwankenden Wechselkurse in der Regel nicht in Euro 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
Experimentalstudien enthalten.
Fällung mit Kalk
Die Kosten für eine Wasserbehandlung durch eine Fällung mit Kalk sind von der zu behan-
delnden Wassermenge und der Zusammensetzung des Wassers abhängig. Sie liegen bei
den Investitionskosten abhängig von der zu behandelnden Wassermenge und Zusammen-

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
setzung des Wassers bei ca. 10 – 15 Mio. € für eine Anlage zur Behandlung von ca.
3.000 m³/h (nach [18], aktualisiert). 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 19 sind die Daten für die Kalkfällungsverfahren zusammengestellt worden.
Tabelle 19: Kosten für die Kalkfällungsverfahren.
Technologie
Kalk
Kalkstein / Kalk
Unterhaltskosten / Wartung
gering
gering
Investitionskosten
ca. 10 Mio. € für Anlage zur Behandlung von
3.200 m³/h und 300 – 700 mg Fe/L
unbekannt
spezifische Behandlungs-
kosten
abhängig von Deponierung und/ oder Verwer-
tung des Schlamms 0,20 – 0,80 €/m³
0,10 USD/m³
spezifische Kosten
ca. 0,0087 – 0,10 €/kg Fe ohne Kosten für
Abtrennung und Behandlung von Schlamm
0,056 USD/kg SO
4
,
(ca. 0,050 €/kg SO
4
)
Membranverfahren
Die Kosten für eine solche Wasserbehandlung werden besonders von den Energiekosten
beeinflusst. So liegen die Energiebedarfswerte für die Wasserbehandlung zur Gewinnung
eines hochreinen 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 Filtration verbunden sind [22]. Ebenso werden Betreibermodelle für Großan-
lagen zu Preisen < 0,6 USD/m³ angeboten. Von besonderer Bedeutung sind dabei vor allem
die Stromkosten. Gegenwärtig muss in Deutschland mit Stromkosten für Industrieabnehmer
von » 60 €/MWh gerechnet werden [32]. Neuere Daten sehen dabei Kosten von 180 –
240 €/MWh vor und werden durch die EEG-Umlagen beeinflusst.
Eine Zusammenstellung der unterschiedlichen Kosten für verschiedene Membranverfahren
ist in Tabelle 20 enthalten. Dabei sind aber die neuen höheren Energiekosten nicht berück-
sichtigt worden.
Tabelle 20: Kosten für Membranverfahren.
Prozess
Reversosmose
RO
Nanofiltration
NF
EDR
RODOSAN
Unterhalts-
kosten/Wartung
hoch
hoch
hoch
hoch
Investkosten
0,44- 0,53 Mio.
USD für
1.000 m³/d
500-1.000 €/m²,
2-24 Mio. € für
72.000 m³/d,
(0,17-0,33 Mio. €
für 1.000 m³/d)
0,56-0,67 Mio.
USD für
1.000 m³/d
4,7 Mio. € für
1.200 m³/d
spezifische
Behandlungskosten
0,88 USD/m³
0,60-0,80 €/m³
0,48 USD/m³
0,012-0,16 €/m³
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

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
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VITA-MIN
Sorptionsverfahren
Sowohl bei den reinen Ionenaustauscherprozessen als auch dem GYP-CIX Prozess fallen
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 [26]. 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 angestrebten
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 ([34], Tabelle 21). 86 % dieser Betriebskosten betrafen dabei die
Regenerierung der Ionenaustauscher mit Ca(OH)
2
und H
2
SO
4
.
Tabelle 21: Kosten für den GYP-CIX Prozess.
Prozess
GYP-CIX
Unterhaltskosten / Wartung
moderat
Investkosten
26 – 29 Mio. USD für 136.000 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
Kosten für biologische Prozesse
Die Kosten für die biologischen Prozesse werden durch die Investitionen für den Reaktions-
raum, die Kosten für die notwendigen Chemikalien und die Behandlung der entstehenden
Produkte beeinflusst. Da die zusammengestellten Technologien sehr unterschiedlich sind,
ergeben sich auch große Unterschiede in den Kosten. So werden die Kosten für die Herstel-
lung des notwendigen Sulfides aus Schwefel für die Fällungsprozesse mit 660 CAD/t H
2
S
(415 €/t) angegeben [33]. In Tabelle 22 sind Kosten für die unterschiedlichen biologischen
Verfahren bzw. die Prozesse mit einem biologischen Sulfatreduktionsprozess angegeben.
Die dabei in der Tabelle 22 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
Abschreibungen 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 Metha-
nol unterliegt großen Schwankungen und bewegte sich im Bereich von 150 – 300 €/t. Er
wurde deshalb mit 200 €/t auf der Basis von 2007 angesetzt. Als Stickstoff- und Phosphat-
quelle wurde die Verwendung von Diammoniumhydrogenphosphat angenommen. Der

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- 6 LITERATURRECHERCHE UND VERFAHRENSBEWERTUNG -
Seite | 46
VITA-MIN
zugrunde gelegte Preis bezieht sich auf Feinchemikalien. Die spezifischen Kosten 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 Investiti-
onen mit berücksichtigt werden. Bei diesen Kosten sind keine Aufwendungen für die
Behandlung der Rückstände sowie keine möglichen Erlöse für abgetrennte Metalle oder
Schwefel enthalten.
Bei den genannten Verfahren handelt es sich um Prozesse unter reduktiven Bedingungen.
Die Investitionskosten beziehen sich deshalb nur auf die Gestaltung des für eine Sulfatre-
duktion 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
Kohlenstoffquelle 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 Sulfatreduk-
tion eine Metallabtrennung und Immobilisierung zu erreichen.
Tabelle 22: Kosten für biologische Verfahren unter Einsatz der Sulfatreduktion.
Prozess
Bioreak-
tor
Paques
THIOPAQ
Hochleistungs-
sulfatredukti-
on HLSR
Wetland
Halden-
versickerung
mit Sulfatre-
duktion
Unterhalts-
kos-
ten/Wartung
moderat
moderat
moderat
gering
Gering
Investkosten
0,24 Mio.
USD für
1.000 m³/d
bei Delta
2.000 mg
SO
4
/L
unbe-
kannt,
Anlage für
3000 m³/d
2 Mio. € für
24.000 m³/d
ca. 100.000
€ für Reduk-
tionskam-
mer mit 200
m³ und
freiem
Volumen
von 120 m
3
14-20 Mio. € für
72.000 m³/d
(bei 40-70
Brunnen)
Spezifische
Behandlungs-
kosten
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
Sulfidpro-
duktion
abgeleitet)
0,08 €/kg SO
4
0,1-0,3 €/kg
SO
4
0,07 €/kg SO
4

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- 7 LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSENSCHAFT UND TECHNIK -
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VITA-MIN
7
LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSEN-
SCHAFT UND TECHNIK
Nachfolgend werden die Ergebnisse der Literaturrecherche zu international bereits als
anwendbar klassifizierten Maßnahmen des Schadstoffrückhaltes dargestellt. Anhand der
Rechercheergebnisse wird eine Kurzcharakteristik und Verfahrensbewertung vorgenommen.
Nachfolgend werden ausgewählte Verfahren steckbriefartig nach Kriterien bewertet und
qualitativ verglichen, um Anwendungsmöglichkeiten für in der Aufgabenstellung ausgewie-
sene sächsisch-erzgebirgische Standorte des Erzbergbaus (Freiberg, Altenberg, Zinnwald)
abzuleiten.
7.1 VORGEHENSWEISE
Im Folgenden werden die Ergebnisse einer Recherche (Stand: August 2018) zum internatio-
nalen Stand von Wissenschaft und Technik zur nachhaltigen In-situ-Sanierung (Immobilisie-
rung) unter besonderer Berücksichtigung von Erz- und Spatbergwerken dargestellt.
Grundlage war eine frühere Recherche der Wismut-GmbH (2010). Diese Recherche wurde
gemäß der aktuellen Aufgabenstellung überprüft, spezifiziert und aktualisiert.
Folgende Informationsquellen wurden für die ergänzende Recherche herangezogen:
Literatur- und Archivbestand der Wismut GmbH einschließlich der im Zusammenhang
mit der Grubensanierung erstellten F&E-Leistungen,
Zugängliche Fachliteratur, insbesondere zur Bergbausanierung, Verwahrung von Uran-
bergbaustandorten und zu Grubenflutungen, darunter:
-
Publikationen der IMWA (International Mine Water Association),
-
Proceedings und Tagungsbände, insbesondere der Tagungsreihe „Uranium Mining
& Hydrogeologie“ (UMH) an der TU Bergakademie Freiberg (1995, 1998, 2002,
2005, 2008) und den Proceedings der Dresdner Grundwasserforschungstage
(1994-2017),
-
Online Recherche in Datenbanken und im Internet (Anlage 1) und
-
Patentbestand (Anlage 2).
Zur Fokussierung auf die Zielstellung wurde gemäß der Aufgabenstellung der Schwerpunkt
auf wissenschaftlich-technische Publikationen mit Bezügen auf anwendungsorientierte
Pilotuntersuchungen, Feldtests und reguläre In-situ-Maßnahmen im Bereich des Erzberg-
baus gesetzt. Forschungsarbeiten im Labor- oder Technikumsmaßstab wurden mit betrach-
tet, jedoch war eine Bewertung der Verwendbarkeit aufgrund fehlender Erprobung in der
Praxis stark eingeschränkt.
Im folgenden Abschnitt wird zunächst in kurzer Form eine Übersicht zu wesentlichen
Verfahren und Verfahrensansätzen der Behandlung von Bergbau- oder Grundwässern
gegeben.
Dabei stellen Untersuchungen zum Umgang mit sauren Grubenwässern wegen der Häufig-
keit sulfidischer Erzlagerstätten und der hohen Umweltrelevanz derartiger Wässer, die

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- 7 LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSENSCHAFT UND TECHNIK -
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VITA-MIN
zumeist durch eine Vielzahl von Schadstoffparametern gekennzeichnet sind (freie Säure,
hohe Salzmineralisation, diverse Schwermetallmobilisierungen), einen Schwerpunkt dar.
Die Patentrecherche in den Online-Datenbanken des Deutschen Patent- und Markenamtes
erfolgte unter Verwendung und Kombination der aufgelisteten Begriffe gemäß Tabelle 23
und unter Berücksichtigung der Internationale Patentklassifikation (IPC) C 02 „Behandlung
von Wasser, Schmutzwasser, Abwasser oder von Abwasserschlamm“.
Tabelle 23: Suchbegriffe der Patentrecherche.
Online Recherche
Kombinationen von Begriffen
Recherche 2010
DEPATISnet
in situ AND Behandlung AND Wasser AND sauer,
treatment AND mine AND water,
in AND situ AND treatment AND mine AND water
Recherche 2018
Espacenet
Mine water treatment,
Situ mine water treatment
DEPATISnet
In situ Grubenwasser,
In situ mine water,
In situ mine water treatment field
7.2 ÜBERBLICK
Bis in die 1980er Jahre beschränkte man sich bei der Verwahrung von Bergbaualtlasten
nahezu ausschließlich auf die geotechnische Stabilisierung und die Wiedernutzbarmachung
der Oberfläche und glaubte, damit auch die wesentlichen stofflichen Umweltauswirkungen
beherrschen zu können. Monitoringergebnisse an vielen dieser Standorte zeigten jedoch,
dass sich die Beeinträchtigung von Grund- und Oberflächenwässern nach Abschluss der
Rekultivierungsarbeiten nicht oder nicht wesentlich verringerte, so dass Maßnahmen zur
Wasserfassung und -behandlung, oft auf unbestimmte Zeit, nötig wurden.
Tritt Sauerwasserbildung verbunden mit großen Volumenströmen und hohen Schadstofflas-
ten auf, können beträchtliche Finanzmittel nötig werden, um die sich ergebenden Umwelt-
auswirkungen zu beherrschen. Dieser Umstand führte vor dem Hintergrund zunehmend
strengerer Umweltstandards zur Initiierung einer Vielzahl nationaler und internationaler
Forschungsprogramme mit dem Ziel, das Management sulfidhaltiger Abprodukte von
Bergbau und Aufbereitung zu effektivieren. Zu nennen sind hier das kanadische Mine
Environment Neutral Drainage (MEND)-Programm (seit 1989), das schwedische MiMi
(Mitigation of the Environmental Impact from Mining Waste, 1. Phase 1997-2000, 2. Phase
2001-2003) oder das International Network for Acid Prevention (INAP), welches 1998 von
17 internationalen Bergbaugesellschaften ins Leben gerufen wurde.
In Bezug auf die Bewertung, Vorhersage, Vermeidung sowie Behandlung von schadstoffbe-
lasteten Bergbauwässern konnte in den vergangenen 20 Jahren ein beträchtlicher Kenntnis-
gewinn erzielt werden, der sich in Standardprozeduren für die Vorhersage der zur Sauer-
wasserbildung führenden geochemischen Prozessabläufe und in teils innovativen Technolo-
gien zu deren Vermeidung bzw. Beherrschung manifestiert. Rein technische Maßnahmen zur

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- 7 LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSENSCHAFT UND TECHNIK -
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VITA-MIN
Minimierung bzw. Beseitigung der Umweltauswirkungen von Bergbaualtlasten sind jedoch
aufgrund der sich ergebenden finanziellen Konsequenzen oft unverhältnismäßig, so dass der
Nutzung natürlicher Demobilisierungsprozesse eine zunehmende Bedeutung zukommt [BE-
01].
Zentrales Element der Verwahrung von Untertagebergwerken ist in aller Regel die sich
durch Einstellung der bergmännischen Wasserhaltung ergebende Flutung des Grubengebäu-
des. Nach deren Abschluss stellt sich ein hydraulisch stationärer Zustand ein, bei dem die
Flutungswässer entweder hydrogeologisch diffus oder über bergmännisch geschaffene
Wasserwegsamkeiten in Richtung der Vorflut übertreten und zu einer Beeinträchtigung
abstromig gelegener Grund- und Oberflächenwässer führen können. Für den Schadstoffaus-
trag bzw. die Schadstoffnachlieferung einer in Flutung befindlichen bzw. gefluteten Grube
sind eine Vielzahl von Mobilisierungs-, Transport- und Immobilisierungsprozessen maßgeb-
lich. In Bezug auf die Schadstoffnachlieferung sind v. a. zwei Grundprozesse zu nennen:
Auswaschung von Porenwässern und Auflösung von Sekundärmineralen aus vormals
entwässerten Teilen der Gruben. Dieser Prozess ist für den meist ausgeprägten Kon-
zentrationspeak in der ersten Phase nach Flutungsabschluss (sog. first flush, [YO-
02]) verantwortlich.
Verwitterung von Primärmineralen in der langfristig vom Grundwasser nicht über-
stauten Zone sowie Mobilisierung aus der grundwassergesättigten Zone. Diese Pro-
zesse bestimmen die langfristige Entwicklung der Schadstoffkonzentrationen.
Der Flutung selbst sind wesentliche Aspekte einer nachhaltigen Kontrolle und Minimierung
der Schadstofffreisetzung inhärent. So wird zum einen der Sauerstoffzutritt zu den Schad-
stoffquellen dauerhaft eingeschränkt, so dass, falls ein weitgehender oder vollständiger
Einstau der Restmineralisation möglich ist, die Schadstoffnachlieferung aus Primärmineralen
wirksam begrenzt werden kann. Die eingesetzten Flutungsstrategien zielen daher auf die
Erreichung eines möglichst hohen Flutungsniveaus (Bsp: Grube Meggen, [HE-97/1]). Zum
anderen führt die Minimierung hydraulischer Gradienten dazu, dass der Wasseraustausch
zwischen Grube und Hydrosphäre verringert wird. Neukirchner & Hinrichs [NE-97] bei-
spielsweise beschreiben die grundsätzliche Wirkung der Flutungsmaßnahme auf den
langfristigen Schadstoffaustrag eindrucksvoll am Beispiel einer Pb-Zn-Grube in Colorado.
Die in der Praxis häufigsten flutungsvorbereitenden bzw. -flankierenden Maßnahmen in
Hinblick auf die Erzielung akzeptabler Wasserqualitäten bzw. die Minimierung der Auswir-
kungen der Flutung auf die Hydrosphäre sind:
die Blockierung von Migrationswegen und die Verminderung des Wasseraustausches
zwischen Grube und Hydrosphäre durch Verschließen von Tagesöffnungen bzw. Her-
metisierung von Grubenbauen sowie
die pH-Wert-Kontrolle durch Einsatz alkalischer Additive, z. B. Aufgabe von Kalkmilch
(In-situ-Wasserbehandlung) oder den Einsatz von alkalischen Versatzrezepturen
[HE-97/2], [US20060186053A1].
Die langfristige Entwicklung der Flutungswasserqualität einer gefluteten Grube wird nach
Verbrauch des gelösten Sauerstoffs zunehmend von Reduktionsprozessen bestimmt.
Wesentliche hierbei beteiligte Halbreaktionen sind:

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- 7 LITERATURSTUDIE ZUM INTERNATIONALEN STAND VON WISSENSCHAFT UND TECHNIK -
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VITA-MIN
Oxidationsreaktionen
-
Oxidation des in der Grube verbliebenen metallischen Eisens (Schrott)
-
Oxidation organischen Kohlenstoffs
Reduktionsreaktionen
-
Reduktion dreiwertigen Eisens aus Sekundärmineralen der Vorflutungsphase
-
Sulfatreduktion mit Abscheidung schwerlöslicher Metallsulfide
In manchen Fällen führt die Erzielung einer stabilen Dichteschichtung zu einer Verminde-
rung des Austauschs hochmineralisierter und –kontaminierter Wässer mit den oberflächen-
nahen Grundwässern bzw. der Vorflut (Beispiel: Grube Straßberg/Harz, [BE-97]).
Ob und inwieweit es zur Einstellung reduzierender Milieubedingungen bzw. einer stabilen
Dichteschichtung kommt, hängt zuallererst von der Grubengeometrie und den realen
Strömungsbedingungen respektive Verweilzeiten der Grubenwässer ab. Um den langfristi-
gen Schadstoffaustrag aus gefluteten Gruben zu minimieren, versucht man, diese Prozesse
gezielt zu initiieren. Hierzu zählt die Einbringung von Reduktionsmitteln in den Reaktions-
raum (Schrott, metallisches Eisen, organische Substrate).
Wiederholt wurde untersucht, inwieweit komplexe geochemische Barrieren zur In-situ-
Immobilisierung beitragen können [BA-00]. Im Labor- und kleintechnischen Maßstab konnte
eine ganze Reihe von geeigneten Stoffen identifiziert werden (u. a. [ZO-00], [KL-00]),
jedoch stehen einer Anwendung solcher Verfahrensansätze im Feldmaßstab eine Vielzahl
von Schwierigkeiten entgegen:
unzureichende Kenntnis der Strömungsbedingungen in der Grube,
Fehlen diskreter Strömungswege, in denen die Maßnahme effizient eingesetzt wer-
den könnte,
fehlender oder begrenzter Stauraum für Präzipitate/Reaktionsprodukte,
begrenzte Zugänglichkeit des Gesamtsystems,
unzureichende Wirksamkeit, auch aufgrund saisonaler Schwankungen,
Unsicherheit der Vorhersage der Effizienz der Immobilisierungsmaßnahme und
unklares Langzeitverhalten, Konkurrenzreaktionen mit gegenläufigen Prozessen.
Die gezielte Installation eines In-situ-Reaktors in einer gefluteten Erzgrube in Montana und
die über einen Versuchszeitraum von vier Jahren erzielten Ergebnisse beschreibt [CA-00].
Durch Einbringen von Kompost in die wesentlichen Migrationswege des Grubenwassers
(Schachtsäule, Entwässerungsstollen) gelang es, die Grubenwasserqualität wesentlich zu
verbessern. So kam es zur pH-Wert-Anhebung von 3 auf 7, zur Abtrennung von 85 - 100 %
bei Aluminium, Cadmium und Kupfer sowie von 70 % bei Zink. Die Manganabtrennung war
weniger effizient, und bei Eisen trat sogar eine Konzentrationserhöhung infolge von Auflö-
sung von Fe(III)-Sekundärmineralen ein. Hieran ist ersichtlich, dass der erzielte Milieuwech-
sel neben den erwünschten Effekten der pH-Wert-Anhebung, der Abscheidung von Metall-
sulfiden und der Senkung der Sulfat-Konzentrationen auch mit unerwünschten Nebenreakti-
onen gekoppelt sein kann, wobei neben der Freisetzung von Eisen auch weitere Schwerme-
talle, Arsen sowie Radionuklide (beispielsweise Radium) in die Grubenwässer mobilisiert
werden können (Grube Pöhla).

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In einigen Fällen wird die geflutete Grube als Untertagereaktor genutzt, um übertägig
anfallende kontaminierte Wässer zu behandeln, so im Falle der zwischen 1983 und 1991
gefluteten sulfidischen Kupfergrube Løkken in Norwegen (Wallenberg Mine). Die Flutung der
Grube führte in Verbindung mit der Einleitung kontaminierter Wässer von Übertage zu einer
temporären Reduzierung der aus dem Bergbaugebiet ausgetragenen Kupfer-Frachten um
mehr als 95 %. Die konkreten Ursachen hierfür waren nicht sicher geklärt. Es gab Hinweise
auf eine deutliche Schichtung des hoch mineralisierten Grubenwassers, das u. a. Cu-
Konzentrationen von ca. 0,5 g/l und Zn-Konzentrationen von ca. 0,9 mg/l aufwies. Des
Weiteren wurde ein deutlicher pH-Anstieg im Flutungsraum von etwa 2 auf 6 beschrieben.
Laboruntersuchungen belegten die Absorbierbarkeit von mobilem Kupfer an pulverisiertem
Olivin, wobei eine Abhängigkeit zur mobilen Eisenkonzentration bestand. Olivine sind
typische Bestandteile des Grundgebirges im Grubenrevier (Gabbros, Grünsteine) [BA-97];
[KL-04].
Auch in die geflutete Zinnerzlagerstätte Ehrenfriedersdorf/Erzgebirge werden eisenhaltige
Wässer von Übertage eingeleitet, um in der Grube eine Eisen- und Arsenausfällung zu
initiieren. Dies erfolgt seit 2002 in einem langjährigen Pilotversuch [KL-11]. Verstürzt
wurden Sickerwässer zweier übertägiger Spülhalden der Erzaufbereitung, die insbesondere
erhöhte Konzentrationen an Eisen und Arsen aufweisen. Mit dem Versturz entfällt die
vormalige Direkteinleitung in die lokale Vorflut. Der Versturz erfolgt in den tagesnahen
Bereich der gefluteten Zinnerzgrube. Das Monitoring zum lokalen Grubenwasserabfluss aus
dem Versturzbereich ergab sehr niedrige Konzentrationen an gelöstem Eisen und Arsen, im
Gegensatz zu erhöhten Gehalten an partikulärem Eisen und Arsen. Interpretierbar ist dies
durch die zielgemäße Oxidation beider Komponenten unter Ausfällung von wasserunlösli-
chem Eisenhydroxid unter Mitfällung/Adsorption von Arsen. Es erfolgt aber offenbar bis zum
Grubenwasserübertritt in den zentralen Entwässerungsstollen der Grube keine ausreichende
Agglomeration und Sedimentation hinreichend großer arsenhaltiger Eisenhydroxidflocken im
lokalen Grubenbereich. Dies erfolgt aufgrund eines zu geringen Volumens bzw. einer zu
hohen Strömungsgeschwindigkeit. Eine Bildung/Ablagerung von Fällschlamm erfolgt erst im
Entwässerungsstollen bis zum Wassereintritt in die Vorflut [AG-08]. Diese Verfahrensweise
des Wasserversturzes dauert aktuell an.
Eine Schlammberäumung dieses zentralen Entwässerungsstollens erfolgt bislang nicht. Eine
entsprechende periodische Abförderung von Schlamm in abseitige, nicht durchströmte
Grubenbereiche erscheint im Sinne der Nachhaltigkeit der In-situ-Maßnahme als überprü-
fenswert. Für den Sanierungsstandort Rottleberode/Harz der LMBV wird eine derartige
Verfahrensweise praktiziert. In der grubenexternen Wasserbehandlungsanlage Uhlenbachtal
werden die aus den Gruben des Flussspat-Reviers Rottleberode/Straßberg austretenden
sauren Wässer mittels Kalkung und Eisenfällung gereinigt. Der dabei anfallende Eisenhydro-
xidschlamm wird zurück in das Grubenfeld verbracht [LMBV-17].
7.3 RECHERCHE ZU ALLGEMEINEN VERFAHRENSANSÄTZEN
Im Rahmen der Recherche wurden Fachinformationen zu geochemischen und biologischen
Verfahrensansätzen gefunden, die eine Bereicherung zum Berichtsgegenstand darstellen.
Eine zusammenfassende Beschreibung erfolgt in diesem Kapitel.
Als
geochemische Verfahrensansätze
werden in Anlage 1 (Tabelle 1) Verfahrensansätze
vorgestellt, bei denen durch Ionenaustausch oder Zusatz von Reduktanten Abtrennungs-

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und Fällungsreaktionen als erfolgreiche Behandlungstechnologie für den jeweiligen Anwen-
dungsfall entwickelt wurden [PA-03]. In vier Dokumenten werden Untersuchungen be-
schrieben, bei denen es durch gezielte Stoffzugabe (Polymer-modifizierte Kieselsäure als
durchlässige reaktive Barriere [DO-06]; Nanoeisen [ME-97/2], [BL-95], [MÜ-06]) gelungen
ist, die Wasserqualität hinsichtlich Schwermetallen zu verbessern. Fallbeispiele, bei denen
diese Stoffe im großtechnischen Maßstab erfolgreich angewendet wurden, sind in der
Literatur hingegen nicht belegt. Dagegen hat sich der Einsatz von Kalziumpolysulfid ([JA-
01/1], [JA-01/2], [JA-01/3]) in Bohrlöchern im technischen Maßstab bewährt. Es gibt
jedoch keine Aussagen, wie die Gefahr im Zusammenhang mit der möglichen Bildung von
giftigem H
2
S-Gas beherrscht wurde. Die Frage, ob die Bildung von schwer löslichen Metall-
sulfiden die Bildung von Schwefelwasserstoff soweit überlagert, dass die arbeits-
schutztechnischen Vorbehalte vernachlässigbar sind, ist in der Literatur nicht erläutert.
Eine weitere Möglichkeit der Sanierung von Grundwasserschadensfällen ist die Anwendung
von „Reaktiven Wänden“ [MÜ-06, ME-97/2, ZO-98]. Allerdings setzt die Funktion einer
reaktiven Wand bekannte definierte Strömungswege im Abstrom und eine ausreichende
Erfassung der Kontaminationen voraus. Diese Voraussetzungen sind im Fall der Gruben der
Wismut GmbH nicht gegeben.
Im Sinne eines Pump-and-Treat-Verfahrens werden Verfahren [WI-01, WI-03] beschrieben,
bei denen Grund- und Oberflächenwässer z. B. über ein Neutralisationsbett mit Kalk und
Magnetit behandelt werden. „Pump-and-Treat“ ist ein allgemeiner Begriff, der einen
Sanierungsprozess von Grundwasser beschreibt, bei dem dieses an die Oberfläche gepumpt
und behandelt wird, um Verunreinigungen zu entfernen.
In einem Überblicksartikel [AK-06] wird allgemein die Neutralisation saurer Bergbauwässer
dargestellt. Unter anderem werden Kalkstein, hydratisierter Kalk, Na
2
CO
3
, Natronlauge,
Ammoniak, Kalziumperoxide, Verbrennungsstaub und Flugasche erwähnt, um die Entfer-
nung von Eisen und Schwermetallen positiv zu beeinflussen.
Ein finnisches Handbuch [HE-08] befasst sich mit Strategien von Bergwerksschließungen
einschließlich der Übertageanlagen (Halden Tailings). Aspekte der Wasserbehandlung
werden knapp abgehandelt. Potenzielle In-situ Beeinflussungsmaßnahmen werden tabella-
risch kurz charakterisiert mit Verweis auf entsprechende Sekundärliteratur. Die Darlegungen
widerspiegeln die vordergründige Bezugnahme auf saure Grubenwässer aus abgebauten
sulfidischen Erzlagerstätten. Angaben zu etwaigen technischen Umsetzungen erfolgen im
Handbuch nicht.
In einer weiteren Publikation werden die Sachlage von Bergbaualtlasten und zu punktuellen
Sanierungsmaßnahmen in Portugal gemäß eines 10-jährigem Sanierungsprogramms im
Überblick veranschaulicht [CA-11]. Die Darlegungen schließen Aktivitäten bzgl. der gruben-
externen passiven Behandlung von Bergbauwässern ein. Detaillierte fachliche Informationen
werden nur ansatzweise vermittelt. In einer weiteren Publikation [CA-16] wird am Beispiel
zweier portugiesischer Sanierungsstandorte auf die Weiterentwicklung dort installierter
passiver Wasserbehandlungsanlagen verwiesen, nachdem zunächst unzureichende Abtrenn-
erfolge bei Eisen und Mangan erzielt wurden. Für eine generelle Beurteilung wurde die
bisherige Betriebsdauer als noch nicht ausreichend benannt.
Als
biologische Verfahrensansätze
werden in Anlage 1 (Tabelle 2) die Verfahrensansätze
vorgestellt, bei denen durch Zugabe von Kohlenstoff-, Stickstoff- und Phosphatverbindun-
gen der Stoffumsatz der Mikroorganismen gezielt gefördert wird. Der wichtigste Grundsatz

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dieser Verfahren ist, dass Mikroorganismen (überwiegend Bakterien) verwendet werden, um
Schadstoffe zu degradieren, sie in weniger schädliche Formen zu transformieren oder zu
fixieren. In den letzten Jahren wurde die Erforschung alternativer Technologien intensiviert
[JO-05, EP-08, BL-08, WH-03]. Die Reinigungsziele werden schneller erreicht als bei „Pump-
and-Treat“-Methoden.
Die sogenannte „In-situ-Bioremediation“ führt zur Verringerung des Transfers von Schad-
stoffen in andere Medien, stellt aber erhöhte technologische Anforderungen hinsichtlich der
Prozessregelung (Dosierung von Stoffen, Steuerung der Wasserströme, Prozessüberwa-
chung). Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Bioremediation kommerziell im
technischen Maßstab zur Reinigung von organischen Schadstoffen eingesetzt wird, eine
Übertragbarkeit in der hier beschriebenen Form auf sächsisch-erzgebirgische Grubenstand-
orte jedoch als problematisch anzusehen ist. Die Hauptprobleme sind dabei neben der
notwendigen Zugänglichkeit der untertage-Bereiche das Einbringen von Stoffen in den
Untertagebereich bzw. das Grundwasser und der Verbleib der anfallenden Reststoffe
(Schlämme).
Der wesentlich größere Teil der ausgewerteten Literatur favorisierte die Abreicherung von
Aziditäts-, Eisen- und Schwefellasten aus bergbaubeeinflussten Grundwässern durch
heterotrophe mikrobielle Sulfatreduktion ([KL-07], [GE-LO], [FR-05]). Die dem Grubenwas-
ser zugesetzten Kohlenstoffquellen sind neben rein chemischen Marktprodukten (Glucose,
Acetat, Lactat, Pyruvat, Ethanol) auch Abfallprodukte aus der Landwirtschaft (Heu) und der
Zuckerrübenindustrie (Melasse, Pfezi-Granulat und Carbokalk) [FR-05]. Stroh hat sich zwar
in Verbindung mit Carbokalk erfolgreich im technischen Maßstab bewährt, da jedoch das
Einbringen einer größeren Menge in die Grube Königstein als technisch problematisch
eingeschätzt wird, wurde diese Lösung nicht weiter betrachtet. Der großtechnische Einsatz
von flüssiger Schweinegülle in zwei gefluteten finnischen Erzbergwerken zeigt, dass durch
den Einsatz von zugesetzten Kohlenstoffquellen finanzielle Einsparpotenziale bezüglich einer
eventuellen Wasserbehandlung gegeben sind [VE-09/1]. Allerdings ist nach Einschätzung
der Autorin [VE-09/2] klar, dass der Einsatz des Verfahrens durch sehr spezielle hydrogeo-
logische Bedingungen bestimmt wurde und dass eine Übertragbarkeit auf andere Standorte
äußerst problematisch ist. Auch auf Grund der aktuellen Diskussion zu pathogenen Keimen
und Tierarzneimittelrückständen, die im Zusammenhang mit dem Einbringen von Gülle ins
Grundwasser eine Rolle spielen würden, wurde der Einsatz von flüssiger Schweinegülle für
die Grube Königstein nicht weiter verfolgt.
In der Literatur [BI-07] wird ein weiteres Verfahren beschrieben, bei dem sowohl geochemi-
sche als auch biologische Teilprozesse in Kombination ablaufen. Dabei erfolgt die Abreiche-
rung von Aziditäts-, Eisen- und Schwefellasten aus bergbaubeeinflussten Grundwässern
durch autotrophe mikrobielle Sulfatreduktion. Als Substrat dient H
2
, als C-Quelle und zur
pH-Steuerung wird CO
2
verwendet. Die Behandlungsschritte laufen in einem aus mehreren
Teilreaktoren bestehenden Reaktor ab. Im ersten Schritt wird Wasserstoff durch Elektrolyse
gebildet. Dieser Wasserstoff dient im nächsten Schritt den autotrophen Bakterien als
Elektronendonator, um Sulfat zu Sulfid zu reduzieren. Anschließend erfolgt die Abtrennung
des Eisens als FeSx durch Fällung getrennt von der mikrobiellen Sulfatreduktion. Die
Eisenfällung gelingt vollständig, c(SO
4
2-
) kann von 1.700 mg/l bis auf 200 mg/l abgesenkt
werden. Der während des Prozesses ansteigende pH-Wert wird durch die Steuerung des
CO
2
-Partialdruckes kontrolliert, wodurch die unerwünschte Karbonatfällung verhindert wird,
der Sulfidaustrag über eine Sulfidstrippung mit anschließender Sulfidrückoxidation zum
Schwefel erfolgen kann und ein für Sulfatreduzierer optimales Milieu eingestellt wird [BI-
07]. Dieser Verfahrensansatz wurde in einem Langzeitversuch über 3,5 Jahre im Techni-

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kumsmaßstab untersucht und optimiert [WA-10]. Das Verfahren soll perspektivisch in
Bohrlöchern mit großem Durchmesser in der Lausitz zum Einsatz kommen. Eine technische
Umsetzung ist bislang nicht erfolgt.
Weiterhin wurde ein Ansatz recherchiert [KL-07], der auf der In-situ-Immobilisierung durch
Ausfällung schwerlöslicher Sulfide bzw. im Fall von Chrom der Ausfällung als Hydroxid
beruht. Als Elektronendonator bietet Molashine eine effiziente Möglichkeit, mit einfachen
Mitteln eine mikrobielle Sulfatreduktion zu induzieren, die zu reduzierenden Bedingungen
und daraus resultierend zur Bildung schwerlöslicher Sulfide führt. Dass dieser Verfahrensan-
satz auch Probleme mit sich bringen kann, zeigen die Erfahrungen beim Betrieb des
Constructed Wetland am Schacht 371. Dort wurde u. a. versucht, durch Zugabe von
Melasse die Behandlung eines Teilstroms der Haldensickerwässer über Tage zu optimieren.
Aus den Ergebnissen ist nicht vorhersehbar, welche Probleme bei einem Einsatz unter Tage
in der Grube Königstein zu lösen wären [JA-07].
Viele Forschungsvorhaben zeigen, dass ein großes Interesse an der Entwicklung alternativer
Methoden besteht, ohne dass schon praxisreife Anwendungen präsentiert werden können,
die sich direkt auf sächsisch-erzgebirgische Erzgruben übertragen lassen. Bei vielen
Ansätzen spielt die Anhebung des pH-Wertes eine entscheidende Rolle, um dadurch eine
Wasserneutralisation in Verbindung mit chemischen Stoffausfällungen, darunter insbesonde-
re Eisen, zu erzielen.
7.4 RECHERCHE IM RAHMEN DER INTERNATIONAL MINE WATER
ASSOCIATION (IMWA)
Die IMWA ist eine multidisziplinäre Organisation von Fachleuten der Bergbaubranche,
naturwissenschaftlichen Institutionen und Behörden, deren Ziel der Erkenntnisgewinn,
Informationsaustausch und Technologietransfer aller das Grubenwasser betreffenden
Aspekte ist. Wissenschaftlich-technisch Veröffentlichungen erfolgen seit 1982 im Journal der
IMWA „Mine Water and the Environment“ (Springer). Dieser Literaturbestand wurde in die
Recherche einbezogen.
Viele Veröffentlichungen befassen sich mit Beschreibungen und Analysen von Wässern in
aufgelassenen Gruben. Artikel mit Bezug zur Zielstellung (In-situ-Behandlung) dieser Studie
werden im Folgenden kommentiert. Externe Behandlungsverfahren außerhalb der Quelle
(Grube) werden nicht einbezogen. Es werden kurze Anmerkungen zum Anwendungspotenti-
al in Sachsen angefügt. Eine ausführliche Erläuterung erfolgt in den folgenden Abschnitten
In [TA-01] wird zur Unterdrückung fortlaufender Sulfidoxidation in Er- und Kohlenbergwer-
ken und damit einhergehender Sauerwasserbildung und Schwermetallmobilisierung die
Installation eines „Gas Redox and Displacement Systems“ (GaRDS) beschrieben. Der
Verfahrensansatz beruht auf der Einbringung von Biomasse und einer daraus generierten
Gasatmosphäre bestehend aus Kohlendioxid und Methan. Eine solche Gasatmosphäre
verhindert den Zutritt von Sauerstoff zu den Sulfiden. Die Schaffung einer solchen Atmo-
sphäre setzt voraus, dass Gaszirkulation im Grubenbereich weitgehend ausgeschlossen
werden kann, da sonst Kohlendioxid und Methan ausgetragen werden. Dies ist in den

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meisten sächsischen Gruben nicht möglich. Daher kommt ein solcher Ansatz in Sachsen nur
in Ausnahmefällen in Frage.
Lindow und Borden [LI-05] schlagen den Einsatz von emulgiertem Sojaöl als Reagenz zur
Verbesserung der Grubenwasserbeschaffenheit vor. Dieser Verfahrensansatz ist in den
sächsischen Bergwerken nicht anwendbar, da solche Verfahren Risiken zusätzlicher Gewäs-
serverunreinigung in sich bergen.
Canty und Everett [CA-06] dokumentieren die großtechnische Anwendung eines reaktiven
Versatzverfahrens in einer ehemaligen Kohlegrube in Oklahoma. Dabei wurden 379 t
alkalische Aschesuspension in die Grube eingespült. Im Ergebnis wurde eine Reduktion der
Azidität des Grubenwassers sowie sinkende Eisen- und Aluminiumgehalte erreicht. Die
Anwendung vergleichbarer Versatzverfahren erfordert die ausreichende Zugänglichkeit der
Untertage-Bereiche, die im sächsischen Altbergbau selten gegeben ist. Außerdem hat die
Asche die Tendenz zum Abbinden und wird dann nicht wirksam hydraulisch durchströmt.
Anwendungsmöglichkeiten bestehen in der Sanierung des Alt-Braunkohlentiefaus (wird im
Leipziger Raum angewendet) und beim Einbringen von Versatz bei neuen Bergbauprojekten.
In einem Überblicksartikel beschreibt Wilkin [WI-08] die wichtigsten Abschwächungsprozes-
se (Attenuation processes), die weltweit in Bergwerken dokumentiert und beschrieben
wurden. Für Schwermetalle werden als mögliche Abschwächungsprozesse zum einen die
reduktive Fällung und zum anderen die Hydrolysefällung durch pH-Anhebung angeführt.
Diese Prozesse sind Grundlage der meisten Ansätze zum in-situ-Rückhalt und werden
nachfolgend erläutert.
Bless et al [BL-08] berichten über die Ergebnisse des seit 1994 laufenden Mine Waste
Technology Program der US Environmental Protection Agency anhand von vier Fallbeispielen
[BL-08]. Die Grundidee des Verfahrens ist die Installation von Bioreaktoren (mikrobiologisch
katalysierte Sulfatreduktion) im Inneren von Grubenbauen. Z. B. wurde in der Lilly/Orphan
Boy Mine (USA) im Jahr 1994 ein untertägiger Bioreaktor installiert, der analog eines
reaktiven Filters im gefluteten Entwässerungstollen funktioniert. Die Wirksamkeit konnte
über Jahre nachgewiesen werden.
7.5 RECHERCHE VON INTERNATIONALEN DOKUMENTEN
Da im Rahmen von Bergbauprojekten (einschließlich Stilllegung) der Stand der Technik
anzuwenden ist (BAT, Best Available Technology), wurden Dokumente, die im Rahmen der
EU als BAT Reference Dokumente (BREF) gelten, in die Recherche einbezogen. Unter Bezug
auf den Recherchegegenstand sind hier insbesondere zu nennen:
Document on Mine Waste and Tailings Management [MT-04]
Remediation of Acidic Mine/Industrial Drainage (PIRAMID) [PI-03]
Das „Document on Mine Waste and Tailings Management” [MT-04] wurde im Auftrag der EU
Kommission als unterstützendes Dokument für die Umsetzung der Mine Waste Directive
2006/21/EC erarbeitet. Es widmet sich umfassend dem Stand der Technik beim Manage-
ment von Haldenmaterial und Tailings. Zu Fragen des Wassermanagements von gefluteten

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Untertagebergwerken sind hingegen keinerlei im Sinne der Recherche relevante Informatio-
nen enthalten.
Die PIRAMID-Studie [PI-03] liefert einen noch immer aktuellen Leitfaden zur Konstruktion
und zum Betrieb von passiven Wasserbehandlungsanlagen sowie zur Vermeidung von
Schademissionen von bergbaulichen Abfällen. Allerdings werden auch hier keinerlei Angaben
betreffs Technologien zur In-situ-Immobilisierung von gefluteten Untertagebergwerken
gemacht.
Das „International Network for Acid Prevention“ (INAP) hat relevante Informationen zum
Themenkreis AMD (Acid Mine Drainage, Sauerwasser im Bergbau) der zurückliegenden 50
Jahre zusammengefasst und unter Ableitung der „best practice for technique and manage-
ment“ als Leitfaden aufbereitet [VE-09/3;
www.gardguide.com].
Diese Arbeit stellt derzeit
sicher den umfangreichsten Überblick zu diesem Themenkreis auf internationaler Ebene dar.
Außer Gruben (Tiefbau) werden auch Tagebaue, Halden, Tailings usw. behandelt. Neben
umfassenden Darstellungen zu grundlegenden Prozessen, Analysen, abstrahierenden
Methoden, Präventionskonzepten, Monitoringkonzepten usw. sind die Hauptkapitel 6
(Prevention and Mitigation) und 7 (Treatment) hier von besonderem Interesse.
Zentrale Aussage von Abschnitt 6 des Leitfadens ist die Empfehlung einer möglichst
weitgehenden Vermeidung von Sauerwasserbildung in der Quelle. In diesem Zusammen-
hang wird ausdrücklich darauf verwiesen, dass mit der Flutung von Gruben der weitere
Luftzutritt vermieden wird. Die Strategie einer möglichst weitgehenden Flutung entspricht
damit dem Leitfaden und der besten internationalen Praxis. Weiterhin wird die weit verbrei-
tete Anwendung alkalischer Stoffe zur Behandlung von Sauerwasser beschrieben.
In Abschnitt 7 ist ein kurzer Abschnitt „In-situ-Treatment“ enthalten, der aber sehr allge-
mein bleibt. Es werden die Verfahrensansätze
Einbringung von alkalischem Material auf beeinflusste Flächen und in Abfallmaterial,
Restseebehandlung,
Abdeckung von Flächen und Abfallmaterial durch organische Komponenten und
Reaktive Wände (organisches Material, Fe(0))
benannt. Im Weiteren wird überwiegend auf Tagebaurestseebehandlung abgestellt. Als „full-
scale trial“ wird der Fall einer „surface coal mine“ in Westvirginia mit einigem Erfolg („some
success“) im Ergebnis erwähnt. Konkrete Verfahrensansätze, die auf sächsische Erzgruben
anwendbar wären, sind nicht enthalten.
7.6 ERKENNTNISSE AUS DER PATENTRECHERCHE
Zur Ermittlung des Standes der Technik wurde zusätzlich eine Patentrecherche in den
Online-Datenbanken des Deutschen Patent- und Markenamts, vorrangig in DEPATISnet,
durchgeführt. Für eine Patenterteilung ist jedoch eine tatsächlich ausgeführte großtechni-
sche Anwendung keine zwingende Voraussetzung.

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Die überwiegende Anzahl der Patentschriften beinhaltet chemisch-technische Verfahren zur
externen Behandlung von gefassten Grubenwässern, wobei insbesondere Behandlungsanla-
gen, Verfahren, Wirkstoffe und Rezepturen beschrieben werden. Sie sind somit für diese
Studie nicht von Belang. Die im Folgenden genannten Schriften haben einen Bezug zur
Zielstellung und werden daher kurz kommentiert.
Das koreanische Patent [KR102000073421A] beschreibt eine Behandlungsmethode für
Grubenwasser, die auf der Zugabe von mineralisiertem Wasser beruht, das mittels einer
Kalksteinzone generiert wird. Kern des Verfahrens ist offensichtlich eine Pufferung des
Flutungswassers mit einem alkalisierten Wasser, in deren Folge Schwermetalle ausfallen.
Ein weiteres koreanisches Patent [KR1020090040049A] schützt ein Verfahren zur Gruben-
wasserreinigung in einem offenen, vertikalen Schacht. Die Reinigung wird durch Injektion
eines Neutralisationsmittels und Belüftung erzielt, wahrscheinlich um Eisen III auszufällen.
Eine Patentschrift aus Japan [JP000060248288A] umfasst eine nicht näher beschriebene
Neutralisation von saurem Grubenwasser durch Magnesiumhydroxid, gelöschtem Kalk und
Kalziumkarbonat. Das japanische Patent [JP002005248521A] beschreibt ein Wasserfas-
sungssystem in einem mit gebrochenem Material verfüllten Schacht. Aus dem Jahr 2008
liegt eine weitere japanische Patentschrift [JP002008062147A] vor, die eine Behandlungs-
methode für eisenhaltiges Abwasser enthält, wobei der Schwerpunkt auf der Feststoffab-
trennung durch den Zusatz von Natriumsulfit und Luft liegt. Das Verfahren ist wahrschein-
lich für eine externe Behandlungsanlage konzipiert.
Ein kanadisches Patent von 2009 [CA000002693176A1] zeigt ein Behandlungssystem für
saures Grubenwasser und halogenierte Kontaminanten auf der Grundlage einer Injektion
von Substraten und der Ausbildung von Biofilmen. Als Substrat wird Milch genannt.
Das US-Patent [US20040245185A1] beschreibt die In-situ-Neutralisation von säurehaltigem
Porenwasser, welches im Untergrund vorliegt. Als Beispiel für den Anwendungsfall wird
allerdings nur ein kleinskaliger Fall beschrieben, bei dem einem Volumen von 50 mL
Porenwasser (pH < 2) ein Gemisch aus 25 mL NaOH und 2 g Kalkstein zugesetzt wird. Eine
technische Anwendung wird nicht dargestellt.
Hervorzuheben ist das US-Patent „In situ treatment process to remove metal contamination
from ground water“ [US20060186053A1]. Hier wird in weitgefassten Ansprüchen die
Sanierung von sauren Wässern durch Injektion von alkalischen Lösungen in den Untergrund
geschützt. Infolge der Pufferung werden Metallionen aus dem Grundwasser in-situ ausge-
fällt. Die beschriebenen Beispiele umfassen die Sanierung von sauren Lösungen mit Hilfe
von flüssigen alkalischen Lösungen, wie z. B. Lösungen von Na
2
CO
3
, NaOH oder Na
2
SiO
3
,
welche jeweils in verschiedene Bohrlöcher zu injizieren sind. Eine großtechnische Nutzung
des in diesem Patent geschützten Verfahrens [US20060186053A1] ist aus der Patentschrift
jedoch nicht ersichtlich. Zum Patent US [US20060186053A1] wurden Nachanmeldungen in
Australien, Kanada und Südafrika sowie als PCT-Patentanmeldung [WO2005068041] und
EP-Patentanmeldung [EP1701776] ermittelt. In den Patentanmeldungen [WO2005068041]
und [EP1701776] ist Deutschland als Bestimmungsland benannt. Es wurde aber keine
nationale Weiterverfolgung der Patentanmeldungen für Deutschland gefunden.
Insgesamt ist festzustellen, dass sich die überwiegende Anzahl der recherchierten Patente
auf Methoden in externen Anlagen bezieht und keine Relevanz für eine In-situ-Sanierung
sächsisch-erzgebirgischer Gruben besteht. In den oben dargestellten Fällen wird deutlich,
dass die gefundenen relevanten Verfahrensansätze letztlich alle auf Neutralisation und

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damit einhergehende Ausfällungen von Schwermetallen abstellen. Insbesondere der Ansatz
in [US20060186053A1] deckt sich weitgehend mit dem Konzept der unterstützenden
chemischen Maßnahmen, die durch WISMUT für die Grube Königstein im Feldmaßstab
getestet wurden.

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8
ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG
8.1 RECHERCHIERTE VERFAHRENSANSÄTZE
In der vorliegenden Recherche sind ausgehend von der Aufgabenstellung mit dem Stand
von August 2018
die bisher durch WISMUT ausgeführten Arbeiten
der nationale/internationale Stand von Wissenschaft und Technik
zur nachhaltigen In-situ-Sanierung (Immobilisierung) von anorganischen Schadensherden
infolge des Erz- und Spatbergbaus unter Berücksichtigung der Standortspezifik entspre-
chender sächsisch-erzgebirgischer Gruben dargestellt und kommentiert worden.
Weltweit ist der Problemkreis im Zusammenhang mit schadstoffhaltigem Wässern infolge
von Bergbauaktivitäten bedeutsam, wobei der Schwerpunkt bei sauren Wässern aus
abgebauten sulfidischen Lagerstätten liegt. Es sind deshalb vielfältige Aktivitäten zur
Minderung diesbezüglicher Auswirkungen recherchierbar.
In der Mehrzahl der dokumentierten Fälle werden Standorte sich selbst überlassen bzw.
man setzt auf natürliche Prozesse der Schadensminderung (Natural Attenuation). Die
übliche Strategie der Sauerwasserbehandlung ist die externe Wasserbehandlung mit
diversen Verfahren. Darüber hinaus gibt es Verfahrensansätze und Anwendungen zur
Abstrombehandlung und zur In-situ-Behandlung.
Verfahrensansätze zu In-situ-Behandlung beruhen überwiegend auf:
Waschung mit Wasser,
geochemischer Pufferung (Einbringung fester oder flüssiger Stoffe zur pH-Eh-
Beeinflussung),
Stimulierung biologisch katalysierter Reduktionsprozesse.
Die technologische Auslegung dieser Ansätze für bestimmte Anwendungsfälle orientiert sich
wesentlich an den gegebenen Randbedingungen der Schadherde und stellt somit jeweils
eine an die Standortbedingungen angepasste individuelle Maßnahme dar. Deshalb unter-
scheiden sich auch die wenigen bekannten Anwendungsfälle sehr deutlich voneinander.
Alle in der Recherche gefundenen Verfahrensansätze zur In-situ-Behandlung wurden
vordergründig in Versuchen, teilweise auch direkt im Schadherd, getestet. Großtechnische
nachhaltige Anwendungen über die Testversuche hinaus konnten im internationalen
Maßstab nicht gefunden werden.
Insgesamt wird eingeschätzt, dass kein erprobtes und anwendungsbereites Verfahren zur
In-situ-Schadstoffimmobilisierung von schwermetallhaltigen Gruben- bzw. Grundwässern
bekannt ist, das eine weitgehend vollständige Grubensanierung ermöglichen könnte. Die im
Rahmen der Recherche gefundenen Verfahrensansätze, die auf sächsisch-erzgebirgische
Erz- und Spatgruben adaptierbar sind, decken sich mit den an verschiedenen Sanierungs-
standorten der Wismut GmbH auf verschiedenen Maßstabsebenen untersuchten und

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
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bewerteten In-situ-Sanierungsansätzen. Diese waren allerdings im Falle der Standorte der
Wismut GmbH nicht geeignet, die grubenexternen konventionellen Grubenwasserbehand-
lungen zu ersetzen.
Es wird im Ergebnis der Recherche eingeschätzt, dass an den Grubenstandorten der Wismut
GmbH, bisher die weltweit wahrscheinlich größte Anzahl an Sanierungsansätzen auf
verschiedenen Maßstabsebenen untersucht und bewertet worden ist.
Ausgehend davon wurden für die recherchierten Felduntersuchungen zu In-situ-Maßnahmen
Steckbriefe erarbeitet. Mit diesen erfolgt eine schematisch-tabellarische Kurzcharakteristik
und Beurteilung dieser Maßnahmen anhand der in der Aufgabenstellung vorgegebenen
Kriterien, soweit aus der Recherche verfügbar.
Die Steckbriefe liegen in der Anlage 4 für In-situ-Verfahrensansätze sowie für entsprechen-
de konkrete Fälle (zumeist Felduntersuchungen) wie folgt vor:
1.1
In-situ-Quellimmobilisierung durch hohen Flutungswassereinstau
1.2
Oxidation/Sedimentation (Transferbereich)
1.3
Oxidation/Sedimentation (grubenexternes Wetland)
1.4
Grubenwasser-Management
1.5
Neutralisation/Fällung
1.6
Reduktion
1.7
Reaktionsstrecke / Barriere
Diese Steckbriefe betreffen somit sowohl die Urangruben Königstein und Ronneburg mit
hoch kontaminierten sauren Flutungswässern als auch verschiedene Uran- bzw. Erzgruben
des Erzgebirges mit mehr oder minder neutralen kontaminierten Grubenwässern.
Die in diesen Steckbriefen dokumentierten Informationen widerspiegeln vergleichsweise
hohe Untersuchungsintensitäten zur Überprüfung etwaiger In-situ-Behandlungsansätze. Die
damit erzielten Erkenntnisse sind damit im Rahmen der technischen Möglichkeiten relativ
repräsentativ und fachlich belastbar.
Es erfolgten aber keine regulären in-situ-Behandlungen kontaminierter Grubenwässer, die
zu einer maßgeblichen und nachhaltigen Reduzierung von Schadstoffemissionen im Sinne
einer zielgemäßen Wasserbehandlung analog den grubenexternen WBA geführt haben.
Damit können auch keine realen verallgemeinerbaren Kosten bezüglich des Invest- bzw.
Betriebsaufwandes generiert werden, um die Wirtschaftlichkeit derartiger Verfahren zu
bewerten. Derartige Kostenangaben stehen zudem immer im Kontext zu den speziellen
Verhältnissen der jeweiligen Erz- und Spatgrube. Dazu wären konkrete planerische Untersu-
chungen erforderlich. Unter Berücksichtigung dessen können hier nur qualitative Charakteri-
sierungen zum Aufwand erfolgen.
Im Sanierungsbereich der Wismut GmbH werden kontaminierte Grubenwässer in großem
Umfang behandelt. Dies erfolgt aber jeweils grubenextern in technischen Behandlungsanla-
gen unter Anwendung mehrstufiger physikalisch-chemischer Verfahren einschließlich der
Immobilisierung kontaminierter Behandlungsrückstände sowie deren kontrollierten Einlage-
rung im Sanierungsareal.

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
Seite | 61
VITA-MIN
8.2 KLASSIFIZIERUNG DER VERFAHRENSANSÄTZE
Ausgehend von den Erkenntnissen bzw. Erfahrungen zu einer typischen Grubenflutung und
potenziellen Verfahrensansätzen zu deren In-situ-Beeinflussung lassen sich diese Ansätze
grundsätzlich kategorisieren.
Für diese Kategorisierung ist zugleich die Lokalisation einer In-situ-Beeinflussung im Sinne
von Eingriffsebenen bezüglich der gefluteten Erzgrube als Schadstoffquelle von Belang.
Diese Ebenen lassen sich vordergründig aus der räumlichen Positionierung des Eingriffs auf:
den untertägigen Flutungsraum der Grube;
den Flutungswassertransfer aus dem Flutungsraum nach über Tage;
den übertägigen Wasserabstrom von der Grube zur Vorflut
klassifizieren, die in der Folge kurz charakterisiert werden. Dabei wird auf theoretisch
vorstellbare, aber praktisch nicht durchführbare Maßnahmen einer generellen Beseitigung
oder Abschirmung der Schadstoffquelle im Flutungsraum, z. B. durch Vollversatz, oder
hydraulischer Kapselung stillgelegter Erzgruben grundsätzlich verzichtet. Es sollen nur
Maßnahmen betrachtet werden, die durch nachträgliche punktuelle Veränderungen inner-
halb einer stillgelegten und gefluteten Grube konzipierbar sind.
8.2.1
EINGRIFF IN DEN FLUTUNGSRAUM
Ein Eingriff ist prinzipiell hydraulisch oder hydrochemisch praktizierbar. Der hydraulische
Eingriff zielt auf die Reduzierung bzw. Unterbindung des weiteren Grundwasserdurchflusses
durch die geflutete Grube ab, der hydrochemische Eingriff auf eine Veränderung der
hydrochemischen Signatur des Flutungswassers unter Verminderung umweltrelevanter
Stoffkonzentrationen.
Einstau (Verfahren 1.1)
Ein Aufstau von Grubenwässern ist ein grundsätzlich kostengünstiges und wirksames
Verfahren zum untertägigen Schadstoffrückhalt, da der Sauerstoffzutritt abgeschnitten wird.
Voraussetzung ist aber eine relativ große aufstaubare Höhe. Die Bergwerke in Sachsen sind
außer Betrieb und geflutet. D.h. der Aufstau ist bereits erfolgt und ist wirksam (Beispiel:
Flutungsraum Freiberg). Die „Restbergwerke“ sind meist bis zur Talsohle geflutet, wo der
Wasseraustritt über die Wasserlösestolln erfolgt. Aufstau würde zu Wasseranstieg über die
Talsohle hinaus führen. Meist sind umfangreiche Grubenbaue oberhalb der Talsohle vorhan-
den (z. B. Freiberg, Schlema) und der Aufstau würde zu unkontrollierbaren Wasseraustritten
führen. Des Weiteren erfolgt häufig eine Nachnutzung durch Besucherbergwerke (z. B.
Freiberg, Zinnwald, Ehrenfriedersdorf).
Eine gewisse Ausnahme bildet das Freiberg-Brand-Erbisdorfer Revier, da die meisten
Grubenbaue oberhalb des RSS wasserfrei sind bis auf die Bereiche VGS und HSU. In [4]
wurden Betrachtungen zum Anstau des Brander Revierteils angestellt.

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Seite | 62
VITA-MIN
Modifizierung Grubenwasser-Management (Verfahren 1.4)
Durch Eingriffe in das Grubenwassermanagement kann versucht werden, den Grundwasser-
durchfluss durch den schadstoffbelasteten Flutungsraum zu vermindern. Dazu müssten
Oberflächenwasser- bzw. Grundwasserzuflüsse vor dem Zutritt in den Flutungsraum gefasst
und am Flutungsraum vorbeigeleitet werden. Dazu sollten maßgebliche Zuflussteilströme
zugänglich und alternative Transferwege in den Abstrombereich der Grube nutzbar sein.
Eine entsprechende Maßnahme kann ggf. in der Erzgrube Schneeberg mit der bis 2022
geplanten bergmännischen Beräumung und Sicherung des historischen Markus-Semmler-
Stollens im Rahmen der Altlastensanierung wirksam werden.
Idealerweise könnte somit eine anteilige hydraulische Isolierung der gefluteten Schadstoff-
quelle erzielt werden. Des Weiteren könnte der Wasser- und Stoffaustausch innerhalb des
Flutungsraumes eingeschränkt werden (Wasserschichtung), so dass die sukzessive Freiset-
zung mobiler Schadstoffe verlangsamt abliefe. In der Praxis kann der Grundwasserzufluss
wegen einer Vielzahl unzugänglicher Zutrittslokalitäten bestenfalls partiell reduziert werden.
Weiterhin bleiben in gefluteten Erzgruben häufig hydraulisch- bzw. thermisch induzierte
Wasserumwälzungen wirksam, die durch den mehr oder minder hohen bergmännischen
Durchbauungsgrad der Gruben und durch die zumeist moderaten Salzgehalte bzw. Wasser-
dichten begünstigt werden. Hoch mineralisierte Grubenwässer, die eher zur Schichtung
neigen, sind in sächsisch-erzgebirgischen Gruben eher untypisch.
Modifizierung Flutungsmanagement (Verfahren 1.4)
Durch Maximierung des Flutungsstandes in einer Grube kann versucht werden, den Grund-
wasserzufluss in den kontaminierten Flutungsraum zu reduzieren. Durch einen hohen
Aufstau wird der hydraulische Druckgradient aus dem Grubenumfeld in den Flutungsraum
vermindert, was zu einer anteiligen Zuflussminderung führt. Dem Aufstau sind allerdings
durch das natürliche Überlaufniveau und ggf. durch den notwendigen Schutz des Gru-
benumfeldes vor inakzeptablen Vernässungen der bewohnten bzw. genutzten Tagesoberflä-
che Grenzen gesetzt bzw. erfordern umfassende hydraulische Kompensationsmaßnahmen
(leistungsfähige Oberflächen-Drainagesysteme). Diese hydraulische Zielstellung entspricht
prinzipiell der Flutungsstrategie der Wismut GmbH, insbesondere auch in der Urangrube
Ronneburg.
Zusätzlich müssen generell geomechanische Instabilitäten der bewohnten bzw. genutzten
Tagesoberfläche infolge eines Wasseraufstaus ausgeschlossen sein. Dazu können sich ggf.
bauliche Kompensationsmaßnahmen (z. B. tagesnahe Grubenverwahrungen) erforderlich
machen.
Schadstoffixierung durch Fällung/Neutralisierung im zentralen Flutungsraum
(Verfahren 1.5)
Durch die nachhaltige Beeinflussung des pH-Milieus kann die Mobilisierung von Schwerme-
tallen reduziert werden. Mit der Zugabe von alkalischen Medien kann saures Flutungswasser
neutralisiert werden. In diesem Zusammenhang kann im Zusammenhang mit oxidierenden
Redoxverhältnissen insbesondere mobiles Eisen als Hydroxid ausgefällt werden, unter
Mitfällung weiterer Wasserschadstoffe.
Des Weiteren kann durch die Zugabe von Fällungschemikalien die Wasserlöslichkeit mobiler
Schadstoffe gesenkt und eine In-situ-Fällung initiiert werden.

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VITA-MIN
Derartige hydrochemische Eingriffe sind grundsätzlich nur dann sinnfällig, wenn dadurch
natürliche Selbstreinigungsprozesse im Sinne einer irreversiblen Reaktion stimuliert werden
und wenn problematische Nebenreaktionen weitgehend ausgeschlossen sind. Dies setzt
hinreichende Kenntnisse zum grubenspezifischen Systemverhalten bzw. zu entsprechenden
langzeitstabilen Verhältnissen voraus.
In der Urangrube Königstein wurde die Fixierung von Ra-226 durch die Injektion von BaCl
2
in Erzblöcke unter Ausfällung von BaSO
4
lokal getestet. Eine derartige Maßnahme ist aber
nur vor der Grubenflutung effektiv praktizierbar. Ebenfalls für die teilgeflutete Grube
Königstein ist ein neuer Test zur partiellen Neutralisierung des sauren kontaminierten
Flutungswassers mittels Kalkmilch unter Ausfällung von Eisenhydroxid und Schwermetallen
konzipiert. Die Kalkung soll in Kombination mit der Zugabe von Butanol biochemischer
Reduktion des mobilen Urans zwecks Mitfällung erfolgen. Frühere Feldtests zur In-situ-
Fällung hatten die Uran Gruben Königstein und Ronneburg betroffen.
Reduktive Schadstofffixierung im zentralen Flutungsraum (Verfahren 1.6)
Durch eine Beeinflussung der geohydrochemischen Verhältnisse im zentralen Flutungsraum
einer gefluteten Grube ist eine Emissionsminderung von Schadstoffen prinzipiell möglich.
Dies ist sowohl für das pH-Milieu als auch das Redox-Milieu als maßgebende chemische
Rahmenbedingungen zutreffend.
Durch die nachhaltige Senkung des Redoxmilieus können oxidative Stoffmobilisierungen
verringert bzw. unterbunden werden. Dies gilt insbesondere für die typische Oxidation
sulfidischer Verbindungen in den Gesteinen und Resterzen stillgelegter Erzgruben, insbe-
sondere von Pyrit, mit den Folgereaktionen einer Stoffmobilisierung (Aufsalzung, Schwer-
metallfreisetzung), aber auch auf die Mobilisierung von Uran in pH-neutralen Grubenwäs-
sern zu.
Der Sauerstoffeintrag in stillgelegten Erzgruben erfolgt vordergründig über Grubenwetter in
lufterfüllten Grubenbereichen und zudem über das sauerstoffhaltige Grundwasser in
geflutete Grubenbereichen. Durch eine möglichst umfassende Grubenflutung kann der
Bewetterungseffekt auf die Sulfidoxidation markant reduziert werden. Ein prinzipiell
ähnlicher Effekt ist mit einer Reduzierung des Grundwasserzuflusses möglich. Beide
genannten hydraulischen Maßnahmen können somit sowohl eine hydraulische als auch
hydrochemische Minderung des Stoffaustrages bewirken.
Unter der Einwirkung des natürlichen organischen Grubeninventars (insbesondere Gruben-
holz und dessen Zersetzungsprodukte) oder die gezielte Zugabe organischer Substanzen
kann sich bei geringer Sauerstoffzufuhr unter Mitwirkung biochemischer Prozesse ein
ausgeprägt reduktives Milieu herausbilden. Ein ähnlicher Effekt kann prinzipiell chemisch-
anorganisch unter Anwendung starker Reduktionsmittel (z. B. metallisches Eisen) erzielt
werden.
8.2.2
EINGRIFF IN TRANSFERBEREICH
Für stillgelegte bzw. geflutete Gruben erfolgt zumeist ein Abfluss der Flutungswässer über
periphere Grubenbereiche bzw. Wasserlösungsstollen. Entlang dieses Transferweges besteht
wegen der verhältnismäßig besseren Zugänglichkeit die prinzipielle Chance der Beschaffen-
heitsbeeinflussung und Schadstoffrückhaltung unter Tage. Damit werden Selbstreinigungs-

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VITA-MIN
prozesse in der peripheren Grube vorweggenommen, die ansonsten in der Vorflut unter
deren Kontamination ablaufen würden.
Wasserbelüftung/Oxidation (Verfahren 1.2)
Überlaufende Flutungswässer enthalten häufig mobiles Eisen in gelöster zweiwertiger bzw.
bereits geflockter dreiwertiger Form. Durch eine Belüftung des abfließenden Wassers kann
eine vollständige Oxidation angestrebt werden. Das dreiwertige Eisen neigt zur Agglomerie-
rung hydroxidischer Flocken, die bei ausreichender Größe sedimentieren können. Die
Eisenflocken können weitere Schadstoffe mitfällen bzw. adsorbieren, u. a. auch Arsen.
Voraussetzung hierfür sind ausreichende Reaktionszeiten sowie moderate Fließgeschwindig-
keiten. Zudem ist ein hinreichend großes Sedimentationsvolumen erforderlich, ansonsten
wird der gebildete eisenhaltige Schlamm durch die Strömung verschleppt.
Diese Belüftung lässt sich am einfachsten in Abflussstollen unter dem Einfluss von Gruben-
wettern realisieren, ggf. auch in der obersten/tagesnächsten Lamelle des Flutungsraumes.
In Abflussstollen können Abflussschikanen und Sedimentationsfallen installiert werden; es
steht aber eher ein beschränkter Sedimentationsraum zur Verfügung, was periodische
Beräumung und Verbringung des Grubenschlammes erfordert. Idealerweise sollte eine
grubeninterne nachhaltige Verbringung erfolgen, ansonsten stünde eine externe Deponie-
rung unter Berücksichtigung des Schadstoffgehaltes an.
Alternativ zur Stollenbelüftung kann der Sauerstoff auch über zufließende Grundwässer in
periphere abflusseitige Bereiche des Flutungsraums eingetragen werden. Dann ist eine In-
situ-Fällung und Schlammsedimentation im abströmenden Flutungswasser ohne weitere
verfahrenstechnische Aufwendungen möglich. Voraussetzung hierfür ist aber die Ausbildung
hinreichend großer sedimentationsfähiger Hydroxidflocken.
Derartige Behandlungsmaßnahmen sind für die Gruben Pöhla (Test in peripherem Teilflu-
tungsraum Hämmerlein) und Ehrenfriedersdorf (Anwendung in peripherem Flutungsraum
zzgl. Abflussstollen) belegt.
Reaktionsstrecke / Barriere (Verfahren 1.7)
Dieser Verfahrensansatz ähnelt dem Verfahren 1.5 (Schadstoffixierung durch Fäl-
lung/Neutralisierung im zentralen Flutungsraum). Das Verfahren wird in einem Stollnum-
bruch oder einer Seitenstrecke mit Wasserströmung durchgeführt. Durch Einbringen von
reaktivem Material, wie reaktiver Kalkstein (z.B. Travertin) oder Sorptionsmittel (z.B.
granuliertes Fe-Oxidhydroxid) erfolgt die Beeinflussung des Grubenwasserchemismus.
Durch die nachhaltige Beeinflussung des pH-Milieus kann die Immobilisierung von Schwer-
metallen induziert werden.
8.2.3
GRUBENEXTERNER EINGRIFF
Oxidation/Sedimentation - grubenexternes Wetland (Verfahren 1.3)
Für stillgelegte bzw. geflutete Gruben erfolgt zumeist ein gebündelter Abfluss überlaufender
Flutungswässer über periphere Grubenbereiche bzw. Wasserlösungsstollen zur Vorflut.
Entlang des weiteren übertägigen Transferweges von der Grube zur Vorflut besteht wegen

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
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VITA-MIN
der vergleichsweise guten Zugänglichkeit die Chance der Beschaffenheitsbeeinflussung und
Schadstoffrückhaltung über Tage im Rahmen einer passiven Wasserbehandlung ohne
umfassenden verfahrenstechnischen Ausbau bzw. Chemikalieneinsatz. Damit werden
Selbstreinigungsprozesse im unmittelbaren Grubenumfeld vorweggenommen, die ansonsten
in der Vorflut unter deren Kontamination ablaufen würden.
Die grubenexterne Belüftung kann z.B. in einer Wasserkaskade, die nachfolgende Ausfällung
schadstoffhaltiger Eisenschlämme in einfachen Becken erfolgen. Diese müssen eine hinrei-
chende Fließberuhigung des Grubenwassers gewährleisten und eine periodische Schlamm-
beräumigung ermöglichen. Idealerweise sollte eine grubeninterne nachhaltige Verbringung
erfolgen, ansonsten stünde eine externe Deponierung unter Berücksichtigung des Schad-
stoffgehaltes an.
8.3 VERFAHRENSGEGENÜBERSTELLUNG
Die Gegenüberstellung potenzieller In-situ-Beeinflussungsverfahren beruht methodisch auf
den
erarbeiteten
Verfahrenssteckbriefen
(s. Anlage 4).
Die
dortige
Verfahrens-
Kurzcharakteristik beruht auf den in der Aufgabenstellung vorgegebenen Kriterien, soweit
aus der Recherche verfügbar. Die Kriterien werden dabei in Primärkriterien zur Einschätzung
der Umsetzbarkeit im Vorfeld und Sekundärkriterien zur Bewrtung von Effekten während
der Umsetzung eingeteilt:
Primärkriterien
technische und räumliche Machbarkeit,
erforderlicher Aufwand,
Genehmigungsfähigkeit,
Zeitschiene für Umsetzung,
Erreichbarkeit des Ziels bzw. Effizienz,
Verhältnismäßigkeit (Kosten getrennt nach Investitions- und Betriebskosten),
Sekundärkriterien
Beeinträchtigung des Landschaftsbildes,
Beeinträchtigung der Lebensraumqualität,
Gefahr einer Remobilisierung von Schadstoffen und
Notwendigkeit und Möglichkeit einer Entsorgung; Einschätzung der Nachhaltigkeit.
Der entsprechende Vergleich erfolgt tabellarisch (vgl. Tabelle 24) unter Berücksichtigung
der in den Steckbriefen erfolgten Bepunktung (siehe Anlage 4). Diese spiegelt aufgabenge-
mäß eine qualitative orientierende Bewertung wider und stellt zudem eine grobe Pauschali-
sierung dar.
Bedeutung der Bepunktung:
0
ungeeignet
technisch nicht umsetzbar, nicht genehmigungsfähig,
nicht wirksam
1
bedingt geeignet
signifikante Einschränkungen/Restriktionen bei techni-
scher Umsetzbarkeit, Genehmigungsfähigkeit und/oder
Wirksamkeit

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VITA-MIN
2
gut geeignet
keine oder wenige Einschränkungen/Restriktionen bei
technischer Umsetzbarkeit, Genehmigungsfähigkeit
und/oder Wirksamkeit
Wegen der Variabilität der Bedingungen in den konkreten Bergwerken musste dabei häufig
eine Spanne der Bepunktung (z.B. „1-2“) angegeben werden. Eine Bepunktung von „0“ bei
einem der wesentlichen Aspekte II/4.1; II/4.2; II/4.5 und II/4.10 führt dabei zu einem
Ausschluss der Maßnahme. Die erreichten Punkte für die konkreten Verfahren kann den
Steckbriefen in Anlage 4 entnommen werden.
Eine etwaige konkrete Verfahrensanwendung bedarf stets der Untersuchung zu den
konkreten Verhältnissen einzelner Anwendungsfälle und bei dabei erwiesener prinzipieller
Eignung einer schrittweisen bergmännisch-technischen Planung (Einzelfallbetrachtung).
Hierbei dürften erfahrungsgemäß u. a. bergmännische, hydrotechnische und verfahrens-
technische Aspekte für den technischen und finanziellen Aufwand, die Effizienz und Risiken
maßgeblich sein.
Tabelle 24: Vergleich der potenziellen in-situ-Beeinflussungsverfahren nach
Primärkriterien.
Verfahren
Mach-
barkeit
Auf-
wand
Geneh-
neh-
mig.-
fähig-
keit
zeitl.
Um-
setzung
Ziel-
Errei-
chung/
Effizi-
enz
Bewer-
tung
Einstau (1.1)
1
0 - 1
1
1
1
4 - 5
Modifizierung Grubenwas-
sermanagement (1.4)
1
1
1
1
1
5
Modifizierung Flutungs-
management (1.4)
1
1
1
1
1
5
Schadstoffixierung durch
Fällung/ Neutralisierung
im zentralen Flutungs-
raum (1.5)
1
1
0 - 1
1
1
4 – 5
Reduktive Schadstofffixie-
rung im zentralen Flu-
tungsraum (1.6)
1 - 2
1 - 2
0 - 1
1
1
4 – 7
Wasserbelüftung/Oxida-
tion (1.2)
1 - 2
1 - 2
1 - 2
1 - 2
1 - 2
5 – 10
Reaktionsstrecke /
Barriere (1.7)
1 - 2
1 - 2
1 - 2
1
1 - 2
5 - 9
grubenexterner Eingriff
(1.3)
2
1 - 2
1 - 2
2
1 - 2
7 - 10
Aus der Verfahrensgegenüberstellung lässt sich ableiten, dass diese Verfahrensansätze
prinzipiell machbar sein können. Die Machbarkeit ist aber von der Zugänglichkeit dafür
wesentlicher Grubenbereiche ohne umfangreiche bergmännische Ertüchtigungen abhängig.
Die Chancen hierfür sind naturgemäß im unmittelbaren Grubenumfeld bzw. in der Gruben-
peripherie größer als in zentralen Grubenbereichen. Damit dürfte auch der Zeitbedarf für
eine technische Umsetzung in etwa korrelieren.
Der Aufwand ist gleichsinnig hiervon abhängig. Die Beeinflussbarkeit des Wassermanage-
ments erfordert voraussichtlich relativ komplexe Maßnahmen zur Fassung und zweckmäßi-

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
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VITA-MIN
gen Ableitung maßgebender Grubenwasserteilströme bis hin zur Grubenperipherie (Kom-
pensation Vernässungsgefahren bzw. geomechanischer Instabilitäten Tagesoberfläche). Die
hydrochemische Beeinflussung des Flutungsraumes setzt insbesondere auch einen effekti-
ven Wasseraustausch im Flutungsraum zur effektiven Wirkungsausbreitung voraus. Demge-
genüber erscheint der Aufwand im Falle einer eher lokalen Beeinflussung des abfließenden
Flutungswassers in der Grubenperipherie oder dem unmittelbaren Grubenumfeld niedriger.
Für die Genehmigungsfähigkeit muss wegen des sehr speziellen Maßnahmencharakters
generell von speziellen Einzelprüfungen ausgegangen werden. Die Genehmigungsfähigkeit
kann durch die objektiv eingeschränkte Kontrollmöglichkeit von In-situ-Maßnahmen
erschwert werden. Dies gilt v. a. im Falle des Einbringens von Stoffen bzw. Chemikalien in
das Flutungswasser bzw. Grundwasser hinsichtlich damit verknüpfter etwaiger Nebenwir-
kungen bzw. Auswirkungen auf das Grubenumfeld zu. Demgegenüber wird eine bessere
Genehmigungsfähigkeit für Beeinflussungen in der Grubenperipherie bzw. im unmittelbaren
Grubenumfeld eingeschätzt.
Die Erreichung des Zieles eines möglichst umfassenden Schadstoffrückhaltes ist am ehesten
mittels einer hydrochemischen Beeinflussung des abfließenden kontaminierten Flutungswas-
sers unter kontrollierten Rahmenbedingungen realisierbar. Demgegenüber lässt sich durch
Einflussnahme auf das Grubenwassermanagement eher eine anteilige Minderung des
Schadstoffaustrages bewirken, was einer geringeren Effizienz bzgl. der Schadstoffemission
entspricht.
Gemäß den grundsätzlichen Beurteilungen zu Aufwand und Effizienz fällt die Verhältnismä-
ßigkeit für die Eingriffe im zentralen Flutungsraum bei pauschaler Betrachtung tendenziell
ungünstiger aus als bei Eingriffen an der Grubenperipherie. Das würde im konkreten
Einzelfall so nicht zutreffend, wenn anteilige Emissionsminderungen als akzeptables Ziel
gelten und die Eingriffe im zentralen Flutungsraum technisch einfach zu realisieren wären.
Aus dem Verfahrensvergleich anhand der Primärkriterien deutet sich somit ein Vorteil bzgl.
bzgl. der peripheren bzw. übertägigen In-situ-Maßnahmen an, insbesondere auch aufgrund
der besseren Machbarkeit und Kontrollfähigkeit.
Aus den tabellierten Sekundärkriterien resultiert folgende Beurteilung. Das Risiko etwaiger
Stoffremobilisierungen ist bei den Beeinflussungen des Grubenwassermanagements kaum
gegeben, da nur vordergründig die ablaufende Flutungswassermenge und weniger die
Wasserbeschaffenheit beeinflusst wird. Im Gegensatz dazu fällt das Risiko bei der In-situ-
Beeinflussung wegen der damit verknüpften Stoffausfällungen im Flutungsraum prinzipell
höher aus. Das Risiko ist dann am höchsten, wenn die initiierten Maßnahmen nicht im
Einklang mit der natürlichen physikalisch-chemischen Entwicklung stehen, sondern durch
Langzeitprozesse wieder kompensiert werden können. Stoffremobilisierungen bei peripheren
Einflussnahmen erscheinen wieder geringer, weil eine bessere Kontrollfähigkeit bzw. ggf. ein
verfahrenstechnischer Zugriff möglich ist.
Die Nachhaltigkeit kann dann besser ausfallen, wenn langfristige In-situ-Beeinflussungen an
der Schadstoffquelle im Flutungsraum realisierbar sind bzw. autonom wirksam bleiben.
Demgegenüber stellen periphere Einflussnahmen eher eine nachgeschaltete Reaktionen dar,
die nur solange voll wirksam bleiben, wie die technischen Rahmenbedingungen aufrecht-
erhalten sind.

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
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VITA-MIN
Tabelle 25: Vergleich der potenziellen in-situ-Beeinflussungsverfahren nach
Sekundärkriterien.
Verfahren
Ebene
Remobi-
lisie-
rungs-
gefahr
Rest-
stoffe
Nach-
haltig-
keit
Beein-
träch-
tigung
Land-
schafts-
bild
Beein-
träch-
tigung
Lebens-
raum-
qualität
Bewer-
tung
Einstau (1.1)
unter-
tägig
2
2
2
2
0 - 1
8 - 9
Modifizierung
Grubenwasserma-
nagement
unter-
tägig
2
1 - 2
2
2
2
9 - 10
Modifizierung
Flutungsmanage-
ment
unter-
tägig
2
2
2
2
0 - 1
8 - 9
Schadstoffixierung
durch Fäl-
lung/Neutralisieru
ng im zentralen
Flutungsraum
unter-
tägig
1
1 - 2
1 - 2
1 - 2
2
6 - 9
Reduktive Schad-
stofffixierung im
zentralen Flu-
tungsraum
unter-
tägig
1
1 - 2
1 - 2
2
2
7 - 9
Wasserbelüftung/
Oxidation (1.2)
trans-
fer
1 - 2
1
1
2
2
7 - 8
Reaktionsstrecke /
Barriere (1.7)
1 - 2
1
1 - 2
2
2
7 - 9
Grubenexterner
Eingriff
über-
tägig
2
1 - 2
1
1
1 - 2
6 - 8
Kontaminierte Reststoffe fallen bei den Beeinflussungen des Grubenwassermanagements
generell nicht an. Bei den hydrochemischen In-situ-Beeinflussungen fallen entsprechende
Reststoffe an, die aber idealerweise vollständig im Flutungsraum sedimentieren können. Im
Gegensatz dazu sind die Reststoffe bei den peripheren Einflussmaßnahmen bei begrenzten
Sedimentationsräumen periodisch zu entsorgen.
Beeinträchtigungen des Landschaftsbildes und der Lebensraumqualität sind bei ausschließ-
lich untertägigen Maßnahmen unwahrscheinlich. Ausnahme ist die Beeinflussung des
Flutungswasserstandes, wenn dadurch die Tagesoberfläche inakzeptabel geschädigt wird
(Vernässungen, Verbrüche). Bei einer peripheren Einflussnahme im Rahmen eines Wetlan-
des ist die dafür notwendige Flächeninanspruchnahme und lokale Verschmutzung mit
Grubenschlämmen zu bedenken. Zudem können ggf. technische Anlagen zur In-situ-
Stofffällung im Flutungsraum an der Tagesoberfläche notwendig sein (Stoff- bzw. Chemika-
lienaufgabe über Bohrlöcher).
Aus dem Verfahrensvergleich anhand der Sekundärkriterien deutet sich ein leichter Vorteil
bzgl. der untertägigen In-situ-Maßnahmen bzgl. des Grubenwassermanagements an,
insbesondere auch aufgrund des Ausbleibens kontaminierter Reststoffe bzw. deren Remobi-
lisierungsgefahr.

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- 8 ZUSAMMENFASSENDE BEWERTUNG -
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VITA-MIN
Für die Gesamtbewertung fallen die Primärkriterien formell höher ins Gewicht. Unabhängig
davon sollte aber eine Pauschalisierung vermieden werden. Es müssen vielmehr für die
jeweiligen Einzelobjekte Einzelfallprüfungen anhand der jeweils konkreten objektspezifi-
schen Gegebenheiten der jeweiligen Erz- bzw. Spatgrube durchgeführt werden unter
Berücksichtigung realistischer Zielstellungen einer etwaigen In-situ-Maßnahme zum
Schadstoffrückhalt.

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- 9 FALLSTUDIEN -
Seite | 70
VITA-MIN
9
FALLSTUDIEN
9.1 BISHERIGE RECHERCHEN UND ENTWICKLUNGSARBEITEN DER WISMUT
GMBH ZUR QUELLIMMOBILISIERUNG GEFLUTETER BERGWERKE
Die einzigen praktischen Fallstudien größeren Umfangs zum in-situ-Rückhalt von Schadstof-
fen in Sachsen erfolgten seitens der Wismut GmbH. Diese werden nachfolgend vorgestellt.
Die Verwahrung ihrer Uranbergwerke ist eine der wesentlichen und zentralen Sanierungs-
aufgaben der Wismut GmbH und in aller Regel mit der weitgehenden Flutung der untertägi-
gen Grubengebäude verbunden. Der Umgang mit den dauerhaft anfallenden Flutungswäs-
sern erfordert umfangreiche Aufwendungen bezüglich des Wassermanagements und
Umweltmonitorings. Wassermanagement und konventionell-technische Wasserbehandlung
von Grubenwässern sind kostenintensive Langzeitaufgaben des Wismut-Sanierungs-
programms.
Aus diesem Grund hat die Wismut GmbH frühzeitig begonnen, alternative Verfahrensansät-
ze zur In-situ-Beeinflussung von Flutungswasserkörpern zu untersuchen und in diesem
Zusammenhang den nationalen und internationalen Kenntnisstand systematisch verfolgt
und eigene Untersuchungsergebnisse im Rahmen internationaler Fachtagungen veröffent-
licht (z. B. [JE-04], [PA-03], [PA-06], [ME-07]). Wiederholt wurden hierzu nationale und
internationale Workshops unter Beteiligung der sächsischen und thüringischen Genehmi-
gungsbehörden ausgerichtet.
Besonders intensive Untersuchungen von Möglichkeiten einer gezielten chemischen Beein-
flussung der Flutungswasserqualität betrafen die Grube Königstein, vor allem wegen des
dort angewandten chemischen Verfahrens zur Urangewinnung, der im Vergleich zu anderen
Wismut-Gruben außerordentlichen Quellstärke des Schadherdes sowie wegen der außeror-
dentlich sensiblen Position der Grube in Bezug auf eine potentielle Beeinflussung umgeben-
der Grund- und Oberflächenwasser.
Erfolgversprechende Ansätze, insbesondere zum Einsatz fester reaktiver Materialien sowie
zu In-situ-Immobilisierungsverfahren, wurden seit den frühen 1990er Jahren auf verschie-
denen Maßstabsebenen untersucht. Die Untersuchungen selbst bzw. ihre Ergebnisse wurden
im Rahmen des Genehmigungsverfahrens zur Flutung der Grube Königstein gutachterlich
begleitet bzw. bewertet.
Im Einzelnen wurden Verfahrensansätze untersucht. Diese Ansätze zielen auf die speziellen
geo- und hydrochemischen Bedingungen der Grube Königstein ab (saure in-situ-Laugung in
geologischem Sandsteinkomplex/aufgelockerte Erzblöcke), die sich markant von den
anderen Uran- und Erzgruben (zumeist Erzabbau auf Gängen und Lagern in geologischen
Schieferkomplexen) abheben. Die nachfolgenden Ansätze lassen sich aber methodisch-
verfahrenstechnisch grundsätzlich auf konventionelle Erz- und Spatgruben übertragen:
Neutralisation von Flutungswasser mit Kalkmilch Ca(OH)
2
([WIS-K 319/11])
Dieser Ansatz wurde bis zum Labormaßstab abschließend bearbeitet. Sein entschei-
dender Nachteil ist, dass das Einbringen und die weitgehende Verteilung des Neutra-
lisationsmittels im Flutungsraum infolge von Gipsfällung in der Nähe der Aufgabe-

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punkte erheblich erschwert bzw. eingeschränkt wird. Hinzu kommt, dass sich der
ausgefällte Gips, einschließlich mitgefällter Schadstoffe, rücklöst und damit keine
Langzeitstabilität und keine nachhaltige Wirkung unter den Bedingungen der Grube
Königstein gegeben ist. Dieser Ansatz wurde deshalb nicht weiter verfolgt. Im Rah-
men der Pilotversuche zum Sulfiteinsatz erfolgte eine nochmalige Prüfung der Zuga-
be von Kalkmilch. Auch hier wurde festgestellt, dass die Nutzung von Kalkmilch auf
Grund des hohen Verkrustungspotenzials nicht zielführend ist.
Einbringung neutralisierender Feststoffe in die Grube vor deren Flutung
Dieser Ansatz wurde durch theoretische Betrachtungen abschließend bearbeitet. Im
Ergebnis ist eine Neutralisation des überwiegenden Säurepotenzials in der Grube
durch nachträglich eingebrachten puffernden Versatz kaum möglich, da die Altberg-
baubereiche nur ungenügend erreichbar sind. Der Ansatz wurde deshalb nicht weiter
verfolgt.
Einbringen fester reaktiver Materialien - Schrotteinlagerung im Bereich der F.-Str.
25-6-1 ([WIS-97], WIS-K 185/3])
Es wurde ein Feldversuch unter Tage durchgeführt. Aufgrund ungenügender Einlage-
rungskapazität wurde dieser Ansatz nicht weiter verfolgt.
Stimulierung natürlich vorhandener Mikroorganismen im Grundwasser durch Zugabe
von Nährstoffen ([WIS-K 248/2], [WIS-K 248/7])
In Zusammenarbeit mit der University of New Mexico wurden laborative Untersu-
chungen zur Fixierung von Schwermetallen aus der im Grundwasser gelösten Phase
in schwerlösliche Minerale auf der Grundlage mikrobiologisch katalysierter Redukti-
onsvorgänge durchgeführt. Dabei wurde sauberes Grundwasser aus dem 3. sowie 4.
GWL und Gesteinsmaterial mit gelöstem Uran und Eisen versetzt. Als Nährstoffe ka-
men Natriumlactat und Trimethaphosphat zum Einsatz. Reduktionsprozesse konnten
in Laborversuchen nachgewiesen werden, allerdings wurde bei Reproduktionsversu-
chen eine Erfolgsrate von nur ca. 50 % erreicht. Im Technikumsversuch wurde eine
Rücklösung von etwa 20 % des zuvor fixierten Urans festgestellt. Grundsätzlich wur-
de aus den Versuchsergebnissen abgeleitet, dass nennenswerte Reduktionsprozesse
erst bei neutralen pH-Werten stattfinden.
Einbringung reaktiver Materialien im Abstrom der Grube (Kontrollstrecke) im Sinne
einer reaktiven Barriere [DM-99]
Dieser Ansatz wurde bis zur Entwicklung eines geeigneten reaktives Material (Eisen-
Braunkohle-Gemisch) verfolgt. Die Wirksamkeit hinsichtlich der Schadstoffreduzie-
rung im Flutungswasser wurde nachgewiesen. Die Einbringung in die offene Kontroll-
strecke war jedoch aus technologischen und sicherheitstechnischen Gründen nicht
umsetzbar (s. u.).
Dieser grundsätzliche Verfahrensansatz wurde für eine Einbringung des reaktiven
Materials von über Tage in die geflutete Grube im Rahmen des BMBF-Projektes
02WN0755 [WIS-K 325/8] weiterentwickelt. Es zeigte sich, dass die Einbringung fes-
ter reaktiver Materialien technisch schwierig und aufwändig ist. Problematisch ist
insbesondere ein ausreichender Kontakt mit dem Flutungswasserkörper, um hinrei-
chende Stoffumsätze zu erzielen. Im Ergebnis und vor dem Hintergrund des mittler-
weile fortgeschrittenen Verwahrzustandes der Grube Königstein scheiden alle dieje-

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nigen Verfahrensansätze, die das Einbringen von festen reaktiven Barrieren (PRB‘s,
permeable reactive barriers) zum Inhalt haben, aus. Sie wurden deshalb nicht weiter
betrachtet.
Einbringung reaktiver Materialien im Südfeld der Grube [WIS-K 297]
Die Möglichkeit einer Einlagerung von reaktiven Materialien im Südfeld der Grube
wurde in einem Sachstandsbericht [WIS-K 297], der den Genehmigungsbehörden
vorliegt, grundsätzlich nachgewiesen. Die Umsetzung hätte im Zeitraum der Einlage-
rung zu einer Brandlasterhöhung in der Grube geführt. Darüber hinaus konnte nach
der Streckenverfüllung mit reaktivem Material keine dauerhafte, gleichmäßige
Durchströmung der Strecken gewährleistet werden. Aufgrund dieser hydraulischen
Unwägbarkeiten und des unverhältnismäßig hohen Aufwandes zur Beherrschung der
Grubensicherheit wurde dieser Ansatz nicht weiter verfolgt, eine Anwendung scheidet
beim gegebenen Verwahrzustand der Grube aus.
Gesteuerte Barytfällung im Porenraum und Mitfällung von Schadstoffen [WIS-03]
Der Verfahrensansatz wurde in Zusammenarbeit mit der TU Bergakademie Freiberg
entwickelt und im Südfeld der Grube großtechnisch angewendet. Mit dem Verfahren
wurden alle noch zugänglichen Laugungsblöcke immobilisiert. Weitere Anwendungs-
möglichkeiten bestehen nicht.
Die Einbringung fester reaktiver Materialien in Grubenbaue vor deren Flutung (Kontrollstre-
cke) wurde gegenüber dem Sächsischen Oberbergamt nochmals bewertet. Im Ergebnis der
Bewertung wird zusammenfassend festgestellt, dass eine Einlagerung von festem reaktivem
Material mit verhältnismäßigem Aufwand nicht möglich ist.
Im Ergebnis der Bewertung wurde festgestellt, dass für den Fall der Grube Königstein kein
chemisches Verfahren gefunden werden konnte, das allein eine weitgehend vollständige
Sanierung der Grube ermöglicht. Unter Berücksichtigung des Abwerfens der Grube wurde
daher eine Kombination zweier Verfahrensansätze mit dem Ziel untersucht, die Flutungs-
wasserqualität der gefluteten Grube von über Tage aus nachhaltig zu verbessern:
Verfahren zur Etablierung reaktiver Zonen (BMBF-Projekt 02WN0755) und
Verfahren zum Einsatz von Pufferfluiden.
Im Rahmen des BMBF-Projektes 02WN0755 wurde ein Verfahrensansatz entwickelt, der
durch Stimulierung vorhandener Mikroorganismen eine Milieuänderung und damit einen
Rückhalt von Schadstoffen im Schadherd (in der Grube) bewirken kann. Entsprechend der
Projektidee, der Stimulation standorteigener sulfatreduzierender Bakterien (SRB), war die
Recherche und Darstellung des Standes von Wissenschaft und Technik auf die Gebiete
Geomikrobiologie mit dem Schwerpunkt Sulfatreduktionsprozesse,
Reaktive-Zonen-Technologien und
reaktive, permeable Wände auf Grundlage Fe(0)
fokussiert. Weiterhin wird im Abschlussbericht des Projektes [WIS-K 325/8] der diesbezügli-
che Fortschritt des Standes der Wissenschaft während der Projektlaufzeit aufgezeigt, so