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Recherche und Wirtschaftlichkeit
(mikro-)biologischer Verfahren zur
Reinigung von Bergbauwässern
Abschlussbericht zum TP 1.9
Auftragnehmer:
Dresdner Grundwasserforschungszentrum e. V.
Autoren: Dr.-Ing. Anne Weber, Dr.-Ing. habil. Felix Bilek
Auftraggeber:
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Koordination: Lünich, Kathleen
Berichtszeitraum: November 2017–November 2018
Berichtsabschluss: 20. Dezember 2018
Gefördert durch den europäischen Fonds für Regionalentwicklung

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INHALTSVERZEICHNIS
ABBILDUNGSVERZEICHNIS _______________________________________________________________________________II
TABELLENVERZEICHNIS _________________________________________________________________________________ III
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS _____________________________________________________________________________ VI
1
ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT _______________________________________________________________ 1
2
VERANLASSUNG ___________________________________________________________________________________ 6
3
EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG ________________________________________________________ 7
4
GRUNDLAGEN ____________________________________________________________________________________ 11
4.1
DATENGRUNDLAGE _________________________________________________________________________________ 11
4.2
ZUSTAND DER GEWÄSSER NACH EU-WASSERRAHMENRICHTLINIE _________________________________ 12
4.2.1
GRUNDWASSERKÖRPER IM SCHLECHTEN CHEMISCHEN ZUSTAND ______________________________________ 13
4.2.2
FLIEßGEWÄSSER IM NICHT GUTEN ZUSTAND __________________________________________________________ 14
4.3
BERGBAUREGIONEN UND SCHADSTOFFSPEKTRUM __________________________________________________ 16
4.3.1
BERGBAUREGIONEN __________________________________________________________________________________ 17
4.3.2
BERGBAUBEDINGTES SCHADSTOFFSPEKTRUM ________________________________________________________ 18
4.4
DEFINITION MIKROBIOLOGISCHER VERFAHREN ____________________________________________________ 23
5
GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER ____________________________________________________ 25
5.1
METHODIK __________________________________________________________________________________________ 25
5.2
GRUPPIERUNG DER GRUNDWASSERKÖRPER ________________________________________________________ 29
5.2.1
BERGBAUBEEINFLUSSTE GRUNDWASSERKÖRPER _____________________________________________________ 29
5.2.2
KATEGORISIERUNG NACH DER BELASTUNG ___________________________________________________________ 31
5.2.3
KATEGORISIERUNG NACH VERFAHRENSPARAMETERN (M)BRV ________________________________________ 36
5.2.4
GRUPPIERUNG _______________________________________________________________________________________ 38
5.3
GRUPPIERUNG DER OBERFLÄCHENWASSERKÖRPER ________________________________________________ 40
5.3.1
BERGBAUBEEINFLUSSTE OBERFLÄCHENWASSERKÖRPER ______________________________________________ 40
5.3.2
KATEGORISIERUNG NACH DER BELASTUNG ___________________________________________________________ 43
5.3.3
KATEGORISIERUNG NACH VERFAHRENSPARAMETERN DER (M)BRV ___________________________________ 48
5.3.4
GRUPPIERUNG _______________________________________________________________________________________ 49
6
STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN ____________ 50
6.1
RECHERCHE ZU (MIKRO-)BIOLOGISCHEN REINIGUNGSVERFAHREN _________________________________ 50
6.1.1
VORLIEGENDE ERGEBNISSE AUS DEM VODAMIN-VERBUND __________________________________________ 50

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6.1.2
RECHERCHE DER INTERNATIONALEN WISSENSCHAFTLICHEN LITERATUR ______________________________ 53
6.1.3
KERNTECHNOLOGIEN ________________________________________________________________________________ 53
6.2
STATUS (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN _________________________________________ 54
6.2.1
AEROBE KONSTRUIERTE FEUCHTGEBIETE ____________________________________________________________ 54
6.2.2
ANAEROBE KONSTRUIERTE FEUCHTGEBIETE__________________________________________________________ 62
6.2.3
REDUZIERENDE ALKALINITÄT PRODUZIERENDE SYSTEME _____________________________________________ 66
6.2.4
IN-SITU REAKTIVE BARRIEREN _______________________________________________________________________ 68
6.2.5
IN-SITU REAKTIONSZONEN (STIMULATION DER HETEROTROPHEN SULFATREDUKTION) _______________ 73
6.2.6
IN-SITU ENTEISENUNG _______________________________________________________________________________ 80
6.2.7
BIOREAKTOREN
HETEROTROPHE SULFATREDUKTION _______________________________________________ 82
6.2.8
BIOREAKTOREN
AUTOTROPHE SULFATREDUKTION __________________________________________________ 87
6.2.9
BIOREAKTOREN
SCHWERTMANNIT-VERFAHREN ____________________________________________________ 89
6.3
AUSWAHL GEEIGNETER REINIGUNGSVERFAHREN FÜR SACHSEN ____________________________________ 92
7
BEWERTUNG (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN ______________________ 95
7.1
STECKBRIEFE _______________________________________________________________________________________ 95
7.2
BEWERTUNGSTABELLEN ____________________________________________________________________________ 95
7.3
GEGENÜBERSTELLUNG DER VERFAHREN ____________________________________________________________ 98
8
FALLBEISPIELE ZUR UMSETZUNG UND MACHBARKEIT DER REINIGUNGSVERFAHREN
IN SACHSEN ______________________________________________________________________________________________ 105
8.1
METHODEN ZUR ENTFERNUNG VON CADMIUM UND ARSEN AUS DER WASSERPHASE ______________ 106
8.2
BEHANDLUNG EINES OBERFLÄCHENGEWÄSSERS ___________________________________________________ 107
8.2.1
BEISPIELHAFTE FELDSITUATION ____________________________________________________________________ 107
8.2.2
ABLEITUNG EINER BEHANDLUNGSSTRATEGIE ________________________________________________________ 110
8.2.3
DIMENSIONIERUNG EINER ANLAGE __________________________________________________________________ 112
8.3
BEHANDLUNG VON GRUNDWASSER ________________________________________________________________ 114
8.3.1
BEISPIELHAFTE FELDSITUATION ____________________________________________________________________ 114
8.3.2
ABLEITUNG EINER BEHANDLUNGSSTRATEGIE ________________________________________________________ 115
9
LITERATURVERZEICHNIS _____________________________________________________________________ 117
10
ANLAGEN __________________________________________________________________________________________ VI
10.1
NORMEN UND GRENZWERTE ________________________________________________________________________ VII
10.2
BERGBAUBEEINFLUSSUNG VON GRUNDWASSERKÖRPERN____________________________________________ IX
10.3
BERGBAUBEEINFLUSSUNG VON OBERFLÄCHENWASSERKÖRPERN ___________________________________ XII
10.4
KENNWERTE BESCHAFFENHEIT BERGBAUBEEINFLUSSTER GWK _________________________________ XVII
10.5
KENNWERTE BESCHAFFENHEIT BERGBAUBEEINFLUSSTER OWK ________________________________ XXX
10.6
STECKBRIEFE _____________________________________________________________________________________ XLII
10.7
BEWERTUNG DER VERFAHREN FÜR GWK-BELASTUNGSGRUPPEN ________________________________ LVII
10.8
BEWERTUNG DER VERFAHREN FÜR OWK-BELASTUNGSGRUPPEN _______________________________ LXVII

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ABBILDUNGSVERZEICHNIS
Abbildung 1: Landschaftseingriffe: Altbergbau (o.: Halden bei Lauta, Mittlerer Erzgebirgskreis),
Sanierungsbergbau (M.: Teilgeflutetes Restloch des Tagebaus Zwenckau), aktiver Bergbau (u.:
Umverlegung der romanischen Heuersdorfer Emmauskirche nach Borna, 31.10.2007) Fotos:
Privatarchiv A. Weber. ___________________________________________________________________________________ 8
Abbildung 2: Arbeitspakete der aktuellen Studie und generelle Abfolge der Bearbeitung. __________________________ 9
Abbildung 3: Lokalisation der Kriterien zur Bestimmung des chemischen oder ökologischen Zustandes von
Gewässern in der GrwV und der OGewV. ______________________________________________________________ 13
Abbildung 4: Grundwasserkörper in Sachsen
chemischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015. ____________ 14
Abbildung 5: FG in Sachsen
chemischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015. ________________________________ 15
Abbildung 6: FG in Sachsen
ökologischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015. ______________________________ 15
Abbildung 7: Oberflächenwasserkörper in Sachsen mit Bergbaubeeinflussung. ___________________________________ 17
Abbildung 8: Zusammenfassung der in dieser Studie untersuchten Schadstoffe, welche die Einhaltung des guten
chemischen/ökologischen Zustandes der Gewässerkörper in den Bergbauregionen Sachsens
bestimmen (s.a. Anlage 10.1 dieses Berichtes). _______________________________________________________ 18
Abbildung 9: Vorgehensweise bei der Zustandsbeschreibung und Klassifizierung der Gewässerkörper nach
bergbaubedingter Schadstoffbelastung und Arbeitsparametern (mikro-)biologischer
Reinigungsverfahren in dieser Studie. _________________________________________________________________ 26
Abbildung 10: Schema der Methode zur Gruppierung von Gewässerkörpern hinsichtlich Schadstoffen mit
Umweltqualitätsnormen und Verfahrensparametern (mikro-)biologischer Reinigungsverfahren. 28
Abbildung 11: GWK in Sachsen
schlechter chemischer Zustand nach EU-WRRL im Bewirtschaftungszeitraum
2015 durch bergbaubeeinflusste Schadstoffe (Sulfat, Cadmium, Arsen, Blei). Überlagert mit der
Lage bergbaubeeinflusster OWK und der Zuordnung zu den drei Bergbauregionen. ______________ 30
Abbildung 12: GWK in Sachsen
schlechter chemischer Zustand nach EU-WRRL im Bewirtschaftungszeitraum
2015 durch Sulfat und langjährige Mittelwerte (1990–2017) an Grundwassermessstellen. _______ 31
Abbildung 13: Sulfatbelastung bergbaubeeinflusster GWK in Sachsen
Grad der Überschreitung des
Schwellenwertes der GrwV für das 90 %-Perzentil der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) aller
Grundwassermessstellen des GWK. ____________________________________________________________________ 34
Abbildung 14: Belastungsgruppen bergbaubeeinflusster GWK in Sachsen: Kategorisierung nach Überschreitung
des Schwellenwertes der GrwV für Sulfat, Arsen, Blei, Cadmium in den langjährigen Mittelwerten
(1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK. ________________________________________________ 36
Abbildung 15: OWK in Sachsen
Verfehlung des guten chemischen Zustandes nach EU-WRRL im
Bewirtschaftungszeitraum 2015 durch bergbaubedingte Schadstoffe (Blei, Cadmium, Nickel)
überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster OWK. Datengrundlage: Bewirtschaftungsplan 2015.
__________________________________________________________________________________________________________ 41
Abbildung 16: OWK in Sachsen
Verfehlung des guten ökologischen Zustandes nach EU-WRRL im
Bewirtschaftungszeitraum 2015 (flussgebietsspezifische Schadstoffe: Sulfat, pH-Wert, Eisen)
überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster OWK. Datengrundlage: Bewirtschaftungsplan 2015.
__________________________________________________________________________________________________________ 42
Abbildung 17: OWK in Sachsen
Verfehlung des guten ökologischen Zustandes nach EU-WRRL im
Bewirtschaftungszeitraum 2015 (allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten:
Arsen, Chrom, Kupfer, Selen, Silber, Thallium, Zink) überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster
OWK. Datengrundlage: Bewirtschaftungsplan 2015. ________________________________________________ 43
Abbildung 18: OWK in Sachsen
Verfehlung des guten chemischen Zustandes nach EU-WRRL im
Bewirtschaftungszeitraum 2015 und Grad der Überschreitung der UQN 75 mg/L Sulfat an
langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der Oberflächenwassermessstellen. ______________________ 44
Abbildung 19: Grad der Überschreitung der UQN für Sulfat in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
122 bbb OWK. __________________________________________________________________________________________ 45

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Abbildung 20: Häufigkeitsverteilung des Grades der Überschreitung der UQN in 122 bbb OWK Sachsens. Links:
Stoffgruppen, rechts: Einzelstoffe der Stoffgruppe Metalle (Me). Me
max
: Maximale Überschreitung in
den 5 einzelnen UQN für Cu, Ni, Cd, Pb, Zn eines OWK. _______________________________________________ 46
Abbildung 21: Belastungsgruppen bergbaubeeinflusster OWK in Sachsen: Kategorisierung nach Überschreitung
der UQN der OGewV für bergbaubedingte Parameter in den langjährigen Mittelwerten (2000–
2017) der Messstellen des OWK. _______________________________________________________________________ 47
Abbildung 22: Zusammenhänge langjähriger Mittelwerte (2000–2017) von Verfahrensparametern und
Belastungsparametern in bbb OWK. __________________________________________________________________ 48
Abbildung 23: Einteilung der Verfahren zur Behandlung von durch Bergbau verunreinigten Fließgewässern und
Grundwässern in drei Kerntechnologien. _____________________________________________________________ 54
Abbildung 24: Konstruktionsschemata aerober konstruierter Feuchtgebiete. Quelle: Copyright und Genehmigung
durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst. v. o. n. u.: Freiwassersystem, System mit
horizontaler Bodendurchströmung, System mit vertikaler Bodendurchströmung. _________________ 55
Abbildung 25: Konstruktionsschemata anaerober konstruierter Feuchtgebiete (Quelle GTK, 2018). Quelle:
Copyright und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst _____________ 63
Abbildung 26: Konstruktionsschemata RAPS (Quelle GTK, 2018). __________________________________________________ 67
Abbildung 27: Konstruktionsprinzip für klassische reaktive Barrieren und diffuse Untergrundreaktoren. ______ 69
Abbildung 28: Konstruktionsschemata für die funnel and gate und die ADAG Technologie. Quelle: Uhlig (2010),
angepasst. ______________________________________________________________________________________________ 69
Abbildung 29: Lageplan und Schema der Pilotanlage auf dem Skadodamm (Schöpke et al., 2011) ______________ 77
Abbildung 30: Übersichtsplan Pilotanlage Ruhlmühle (Quelle: FIB, 2018) _________________________________________ 78
Abbildung 31: Grundschema eines Sulfatreduktionsreaktors mit Stoffströmen, hydraulischem Strom und
weiteren prozessrelevanten Elementen (Quelle: Bilek, 2013). _______________________________________ 83
Abbildung 32: Fotografie der Versuchsanlage zur Sulfatabscheidung am Auslauf Hainer See (BioPlanta, 2012) 84
Abbildung 33: Schema der Versuchsanlage zur Sulfatabscheidung am Auslauf Hainer See mit Kennzeichnung der
Probenahmestellen (GFI, 2012) _______________________________________________________________________ 85
Abbildung 34: Verfahrensschritte der autotrophen Sulfatreduktion in technischen Reaktoren(Quelle: Wagner,
2011). ___________________________________________________________________________________________________ 88
Abbildung 35: Prinzip zur Behandlung bergbaubeeinflusster Grundwässer im Anstrom von Tagebaurestseen.
Dargestellt ist die Bündelung und Verteilung des gesamten Grundwasserstromes sowie die
Lokalisierung und Kopplung der Reaktoren im Untergrund. (Quelle: GWZ Dresden). ______________ 88
Abbildung 36: Technologieentwurf für eine Anlage zur Produktion von 100 t/a Schwertmannit (TS) (Quelle
GEOS, 2017). ____________________________________________________________________________________________ 91
Abbildung 37: Übersicht über Lage ehemaliger und aktiver Pilotversuche (mikro-)biologischer Verfahren zur
Reinigung von bergbaubeeinflussten Grund- und Oberflächengewässern (ohne
Seewasserbehandlung) in Sachsen. ____________________________________________________________________ 93
Abbildung 38: As-Konzentration in den Böden und Sedimenten in Sachsen (Kartenausschnitt: SW-
Sachsen/Erzgebirge). Quelle: LfULG:
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/download
______ 105
Abbildung 39: Cd-Konzentration in den Böden und Sedimenten in Sachsen (Kartenausschnitt: SW-
Sachsen/Erzgebirge). Quelle: LfULG.
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/download
______ 106
Abbildung 40: Lage der Messstellen im OWK Mulde-4 und im GWK Obere Zschopau. ____________________________ 107
Abbildung 41: pH-Werte und Eisenkonzentrationen an Fließgewässermessstelle 39200. ________________________ 109
Abbildung 42: Konzentrationen von Arsen, Blei und Cadmium an Fließgewässermessstelle 39200. _____________ 109
Abbildung 43: Stoffmengenanteile feststoffgebundener Metall(oid-)e an Fließgewässermessstelle 39200 und
deren lineare Trends.__________________________________________________________________________________ 110
Abbildung 44: Schema eines möglichen Vorgehens zum Rückhalt der gesamten gelösten, kolloidal und an
Sedimente gebundenen Metall(oid-)fracht in einem Fließgewässer. _______________________________ 111
Abbildung 45: Konstruktionsprinzip für ein Kiesbett (Querschnitt entlang der Strömungsrichtung). ___________ 113
Abbildung 46: Konstruktionsprinzip für ein Kiesbett (Draufsicht mit Lage zum Fließgewässer). ________________ 114
Abbildung 47: GWK mit schlechtem chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 für
Sulfat sowie Zuordnung der Bergbauregion (bbb OWK). ______________________________________________ X

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Abbildung 48: GWK mit schlechtem chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 für
Arsen sowie Zuordnung der Bergbauregion (bbb OWK). _______________________________________________ X
Abbildung 49: GWK mit schlechtem chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 für Blei
sowie Zuordnung der Bergbauregion (bbb OWK). _____________________________________________________ XI
Abbildung 50: GWK mit schlechtem chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 für
Cadmium sowie Zuordnung der Bergbauregion (bbb OWK). _________________________________________ XI
Abbildung 51: FG in Sachsen
ökologischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015 für bergbaubedingte
flussgebietsspezifische Schadstoffe nach Anlage 6 OGewV (As, Ag, Cu, Th, Se, Zn) und Lage
bergbaubeeinflusster OWK. ____________________________________________________________________________ XV
Abbildung 52: FG in Sachsen
ökologischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015 für bergbaubedingte
allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten nach Anlage 7 OGewV (Sulfat, Eisen,
pH-Wert) und Lage bergbaubeeinflusster OWK. _____________________________________________________ XV
Abbildung 53: FG in Sachsen
chemischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015 für bergbaubedingte
Umweltqualitätsnormen (Cd, Ni, Pb) und Lage bergbaubeeinflusster OWK. _______________________ XVI
Abbildung 54: Grad der Überschreitung des Schwellenwertes der GrwV für Sulfat in den langjährigen
Mittelwerten (1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK. _________________________________ XX
Abbildung 55: Grad der Überschreitung des Schwellenwertes der GrwV für Cadmium in den langjährigen
Mittelwerten (1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK. ________________________________ XXI
Abbildung 56: Grad der Überschreitung des Schwellenwertes der GrwV für Blei in den langjährigen Mittelwerten
(1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK. _______________________________________________ XXI
Abbildung 57: Grad der Überschreitung des Schwellenwertes der GrwV für Arsen in den langjährigen
Mittelwerten (1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK. ________________________________XXII
Abbildung 58: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 1. _______________________________XXII
Abbildung 59: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 2. ______________________________ XXIII
Abbildung 60: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 3. ______________________________ XXIII
Abbildung 61: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 4. ______________________________ XXIV
Abbildung 62: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 5. ______________________________ XXIV
Abbildung 63: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 6. _______________________________ XXV
Abbildung 64: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 7. _______________________________ XXV
Abbildung 65: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 8. ______________________________ XXVI
Abbildung 66: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 9. ______________________________ XXVI
Abbildung 67: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 10. ____________________________ XXVII
Abbildung 68: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 11. ____________________________ XXVII
Abbildung 69: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 12. ___________________________ XXVIII
Abbildung 70: Spannweite (10 %-Perzentil
90 %-Perzentil) der langjährigen Mittelwerte (1990–2017) an
Grundwassermessstellen der 24 Bergbaubeeinflussten GWK. Teil 13. ___________________________ XXVIII
Abbildung 71: Grad der Überschreitung der UQN für Arsen in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
bbb OWK. ___________________________________________________________________________________________ XXXIV
Abbildung 72: Grad der Überschreitung der UQN für Cadmium in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017)
der bbb OWK. Die JD-UQN von Cadmium hängt von der Wasserhärteklasse des OWK ab ______ XXXIV

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Abbildung 73: Grad der Überschreitung der UQN für Chrom in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
bbb OWK. ____________________________________________________________________________________________ XXXV
Abbildung 74: Grad der Überschreitung der UQN für Kupfer in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
bbb OWK. ____________________________________________________________________________________________ XXXV
Abbildung 75: Grad der Überschreitung der UQN für Eisen in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
bbb OWK. ___________________________________________________________________________________________ XXXVI
Abbildung 76: Grad der Überschreitung der UQN für Nickel in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
bbb OWK. ___________________________________________________________________________________________ XXXVI
Abbildung 77: Grad der Überschreitung der UQN für Blei in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der bbb
OWK. _______________________________________________________________________________________________ XXXVII
Abbildung 78: Grad der Überschreitung der UQN für pH-Wert in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
OWK. _______________________________________________________________________________________________ XXXVII
Abbildung 79: Grad der Überschreitung der UQN für Sulfat in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
OWK. _______________________________________________________________________________________________ XXXVIII
Abbildung 80: Grad der Überschreitung der UQN für Zink in den langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der
OWK. _______________________________________________________________________________________________ XXXVIII
Abbildung 81: Langjährige Mittelwerte (2000–2017) der elektrischen Leitfähigkeit in bbb OWK. ___________ XXXIX
Abbildung 82: Langjährige Mittelwerte (2000–2017) der Nitratkonzentration in bbb OWK. ________________ XXXIX
Abbildung 83: Langjährige Mittelwerte (2000–2017) der Sauerstoffkonzentration in bbb OWK. ________________ XL

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TABELLENVERZEICHNIS
Tabelle 1: Verwendete Datenquellen zur Zustandsbeschreibung der GK in Sachsen
Geodaten.
a
: Geodaten
Download des LfULG. ___________________________________________________________________________________ 11
Tabelle 2: Verwendete Datenquellen zur Zustandsbeschreibung der GK in Sachsen
Beschaffenheitsdaten.
a
:
Datenplattform iDA:
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/infosysteme/ida.
_________________ 12
Tabelle 3: Chemischer Zustand GWK
Flächenanteil _______________________________________________________________ 14
Tabelle 4: Chemischer und ökologischer Zustand der FG in Sachsen lt. Bewirtschaftungsplan 2015
Anteil an der
Länge der Fließgewässer.
a
: ausgewählte allgemein chemisch-physikalische Qualitätskomponenten,
b
: ausgewählte flussgebietsspezifische Schadstoffe. __________________________________________________ 16
Tabelle 5: Immobilisierungswege der bergbaubedingten Schadstoffe. _____________________________________________ 20
Tabelle 6: Parameter zur der Klassifizierung der Gewässerkörper, ihre Quellen und Einschränkungen. _________ 26
Tabelle 7: Chemische Parameter der Grundwassermessstellen, die zur Unterteilung der GWK nach relevanten
Verfahrensparametern der (m)bRV herangezogen wurden und deren Bedeutung für die (m)bRV.
a
:
auch für die OWK, z. T. schon als Schadstoff. __________________________________________________________ 27
Tabelle 8: Statistische Kennwerte über die langjährigen Mittelwerte an Grundwassermessstellen in den GWK
Auszug des Datensatzes. #: Anzahl der Messstellen, MW: Mittelwert, pXX: XX-% Perzentil. _______ 32
Tabelle 9: Langjährige Mittelwerte und 90 %-Perzentile der Konzentrationen von Sulfat, Arsen, Blei, Cadmium in
den bergbaubeeinflussten GWK. MW: Mittelwert, p90: 90 %-Perzentil, ML: Moränenlandschaft.
Bbb: Bergbaubeeinflussung. ___________________________________________________________________________ 32
Tabelle 10: Belastungsgruppen der GWK
Kategorisierung nach welchem Grad das 90 %-Perzentil der
Konzentrationen in den GWK die Schwellenwerte der GrwV für bergbaubedingte Schadstoffe
überschreitet. Leere Zellen: p90 kleiner oder gleich UQN. Datengrundlage: Werte 1990–2017, iDA.
__________________________________________________________________________________________________________ 34
Tabelle 11: Kategorisierung der GWK nach Grad der Überschreitung der Schwellenwerte der GrwV für
bergbaubedingte Schadstoffe (Belastungsgruppen). Basis ist das 90 %-Perzentil über die
langjährigen Mittelwerte aller Messstellen in einem GWK. Bbb: Bergbaubeeinflussung. __________ 35
Tabelle 12: Gruppierung der 24 bbb GWK nach Belastungsgruppen bbb Schadstoffe Sulfat, Arsen, Blei, Cadmium
und Verfahrensparametern (m)bRV. __________________________________________________________________ 38
Tabelle 13: Statistische Kennwerte über die langjährigen Mittelwerte an Messstellen in den OWK
Auszug des
Datensatzes für Parameter Sulfat an sieben OWK. #: Anzahl der Messstellen, MW: Mittelwert, pXX:
XX. Perzentil. B.: Bach __________________________________________________________________________________ 44
Tabelle 14: Häufigkeitsverteilung des Grades der Überschreitung der UQN in 122 bbb OWK Sachsens. Me
max
:
Maximum der UQN-Überschreitung für die Metalle Cu, Ni, Cd, Pb, Zn im OWK. Für den pH-Wert
wurden Bereiche festgelegt, die UQN schreibt einen pH-Bereich von 5,5‒8,5 vor. kursiv:
Einzelparameter der Gruppe Metalle. _________________________________________________________________ 46
Tabelle 15: Belastungsgruppen der bbb OWK
Kategorisierung für welche bbb Schadstoffgruppen die
langjährigen Mittelwerte die UQN der OGewV in den OWK überschritten wird. Datengrundlage:
Werte 2000–2017.______________________________________________________________________________________ 47
Tabelle 16: Gruppierung der 122 bbb OWK nach Belastungsgruppen bbb Schadstoffe (Arsen, Eisen, Metalle,
Sulfat) und Verfahrensparametern (m)bRV. Metalle umfasst in dieser Gruppierung die Einzelstoffe
Cu, Ni, Cd, Pb, Zn. _______________________________________________________________________________________ 49
Tabelle 17: Ergebnisse aus Studien des Vorgänger-Vorhabens VODAMIN in Bezug auf betrachtete
Reinigungsverfahren
Kategorisierung und Benennung der dort untersuchten
(mikro-)biologischen Verfahren. ______________________________________________________________________ 51
Tabelle 18: Ergebnisse aus Studien des Vorgänger-Vorhabens VODAMIN in Bezug auf betrachtete
(mikro-)biologische Reinigungsverfahren
Verfahrensstand bis 2012, Chancen und Hindernisse.
Quellen: VODAMIN TP 04: DGFZ (2012), VODAMIN TP 09: Wolkersdorfer 2013). __________________ 52

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- TABELLENVERZEICHNIS -
Seite | IV
VITA-MIN
Tabelle 19: Kennzahlen Fallbeispiele aerobe konstruierte Feuchtgebiete.
a
: Angabe bestehender Laufzeit und
Status, falls nicht full scale,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit, je nach Angabe in Quelle,
c
:
Angabe von Start-…Endkonzentration,
oder gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifische
Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je nach Angabe in Quelle.
d
: nach Vorbehandlung Imhoff-
Tank (Absetzbecken). __________________________________________________________________________________ 56
Tabelle 20: Kennzahlen Fallbeispiele anaerobe konstruierte Feuchtgebiete.
a
: Angabe bestehender Laufzeit und
Status, falls nicht full scale,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit, je nach Angabe in Quelle,
c
:
Angabe von Start-…Endkonzentration,
oder gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifische
Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je nach Angabe in Quelle,
d
: im Gesamtsystem mit vor-,
nachgeschalteten Becken,
e
: Bei …/m³ Bezug auf Raumvolumen. Aci: Azidität als CaCO
3
. _________ 64
Tabelle 21: Kennzahlen Fallbeispiele in-situ reaktiver Barrieren.
a
: Angabe bestehender Laufzeit und Status, falls
nicht full scale,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit, je nach Angabe in Quelle,
c
: Breite
Höhe
Tiefe, Tiefe entlang Strömungsweg Grundwasser,
d
: Angabe von Start-…Endkonzentration,
oder
gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifische Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je
nach Angabe in Quelle. _________________________________________________________________________________ 72
Tabelle 22: Kostenübersicht der Pilotanlage Ruhlmühle im eingefahrenen Regelbetrieb. (Quelle: Tab. 9.3 in FIB,
2018). ___________________________________________________________________________________________________ 78
Tabelle 23: Geschätzte Investitionskosten für eine 350 m lange Behandlungsstrecke zur in-situ Stimulation der
heterotrophen Sulfatreduktion (Quelle: FIB, 2018). __________________________________________________ 79
Tabelle 24: Kennzahlen Fallbeispiele von in-situ Reaktionszonen.
a
: Angabe bestehender Laufzeit und Status, falls
nicht full scale,
b
: Q | v
a
: Durchfluss oder Abstandsgeschwindigkeit, je nach Angabe in Quelle,
c
:
Dimension je nach genutzter Injektionstechnologie,
d
: Angabe von Start-…Endkonzentration,
oder
gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifische Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je
nach Angabe in Quelle,
e
: EOS: emulsified oil substrate, emulgierte Öle,
f
: Alc = Alkalinität als CaCO
3
.
__________________________________________________________________________________________________________ 79
Tabelle 25: Vor- und Nachteile von Verfahren der unterirdischen Enteisenung. ___________________________________ 81
Tabelle 26: Kennzahlen Fallbeispiele von Reaktoren zur autotrophen und heterotrophen Sulfatreduktion.
a
:
Angabe bestehender Laufzeit und Status, falls nicht full scale,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder
Aufenthaltszeit, je nach Angabe in Quelle,
c
: Dimension je nach genutzter Injektionstechnologie,
d
:
Angabe von Start-…Endkonzentration,
oder gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifische
Reinigungsleistung je nach Angabe in Quelle,
e
: UASB upflow anaerobic sludge blanket reactor
(Wirbel- oder Schlammbettreaktor). __________________________________________________________________ 86
Tabelle 27: Bewertungsmatrix: Grundwasserkörper-Belastungsgruppen und tendenzielle Eignung (mikro-
)biologischer Verfahren für die Beschaffenheitssituation im GWK. __________________________________ 99
Tabelle 28: Bewertungsmatrix: Oberflächenwasserkörper-Belastungsgruppen und tendenzielle Eignung (mikro-
)biologischer Verfahren für die Beschaffenheitssituation im OWK. _________________________________ 100
Tabelle 29: Synoptische Darstellung von Kosten und Umwelteinflüssen der untersuchten (mikro-)biologischen
Reinigungsverfahren aus den untersuchten Quellen. kursiv: Angaben aus nur einer Quelle
verwendbar.
a
: ggf. zur Stützung der Einfahrphase. _________________________________________________ 101
Tabelle 30: Mittlere Beschaffenheit an den Fließgewässermessstellen im OWK Mulde-4 für den Zeitraum 2000 bis
2017. Dunkelrot: Überschreitung der UQN. __________________________________________________________ 108
Tabelle 31: Dimensionierung des Kiesbettes. ________________________________________________________________________ 113
Tabelle 32: Langjährige Mittelwerte an Messstellen im Grundwasserkörper Obere Zschopau (GWK DESN_FM 4-
3). Leere Zelle: keine Messwerte. _____________________________________________________________________ 115
Tabelle 33: Normen und Grenzwerte für relevante Wasserinhaltsstoffe dieser Studie.
a
: Schwebstoff oder
Sediment,
b
: abgeleitet aus TrinkwV (2001),
c
: Element und Verbindungen,
d
: je nach
Wasserhärteklasse,
e
: für Wasserhärteklasse II,
f
: nach added risk approach,
g
: abgeleitet aus
Hintergrundwert,
h
: je nach Gewässertyp Anlage 1 Nr. 2.1,
i
: Cr-III,
j
:
http://www.smul.sachsen.de/de/wu/umwelt/lfug/lfug-internet/documents/Gesamtdokument.pdf,
k
: pers. Mitteilung, zitiert in TUBAF (2009). ___________________________________________________________ VII
Tabelle 34: Grundwasserkörper mit schlechtem chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum
2015 mit Angabe der verursachenden Stoffe sowie Zuordnung der Bergbauregion. Einschränkung

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- TABELLENVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
auf durch Bergbau verursachte Stoffe: As, Cd, Pb, Sulfat. Bbb: Bergbaubeeinflussung, BK:
Braunkohlebergbau, OS: Ostsachsen, WS: Westsachsen, AB: Altbergbau, SK: Steinkohlebergbau. _ IX
Tabelle 35: Oberflächenwasserkörper mit Bergbaubeeinflussung und nicht gutem Zustand nach WRRL für den
Bewirtschaftungszeitraum 2015. Mit Angabe der verursachenden Stoffe sowie Zuordnung der
Bergbauregion. Bbb: Bergbaubeeinflussung, AB: Altbergbau, BK: Braunkohlebergbau, OS:
Ostsachsen, WS: Westsachsen, SK: Steinkohlebergbau._______________________________________________ XII
Tabelle 36: Statistische Kennwerte der Beschaffenheit Bergbaubeeinflusster GWK. #: Anzahl Messstellen, pXX
bzw. MW: xx %-Perzentil bzw. Mittelwert über die Mittelwerte (1990–2017) an den Messstellen
eines GWK. ____________________________________________________________________________________________ XVII
Tabelle 37: Fortsetzung von Tabelle 36, ____________________________________________________________________________ XVIII
Tabelle 38: Fortsetzung von Tabelle 36, _____________________________________________________________________________ XIX
Tabelle 39: Anzahl der OWK mit Umfang der Datenmenge je Parameter. ________________________________________ XXX
Tabelle 40: Mittelwerte (2000-2017) je bergbaubeeinflusstem OWK und Parameter. Leere Zellen: keine
Messwerte. MG: Mühlgraben. ________________________________________________________________________ XXXI
Tabelle 41: Spannweite der Mittelwerte (2000-2017) in Parametern der OWK-Gruppen. Leere Zellen: keine
Messwerte. _____________________________________________________________________________________________ XLI
Tabelle 42: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Sulfat _______________________________________________ LVIII
Tabelle 43: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Sulfat
Cadmium (anoxisch) _______________________ LIX
Tabelle 44: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Sulfat
Cadmium (aerob) ___________________________ LX
Tabelle 45: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Sulfat
Cd
Pb (anoxisch) _________________________ LXI
Tabelle 46: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Sulfat
Cd
Pb (aerob) ____________________________ LXII
Tabelle 47: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Cadmium überprägt _______________________________ LXIII
Tabelle 48: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Cadmium
Arsen __________________________________ LXIV
Tabelle 49: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Cadmium ____________________________________________ LXV
Tabelle 50: Bewertung Verfahren: GWK-Belastungsgruppe Arsen _______________________________________________ LXVI
Tabelle 51: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Arsen
Eisen
Metalle __________________________ LXVIII
Tabelle 52: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Arsen
Eisen
Sulfat
Metalle ___________________ LXIX
Tabelle 53: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Arsen
Metalle _____________________________________ LXX
Tabelle 54: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Arsen
Sulfat
Metalle ___________________________ LXXI
Tabelle 55: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Eisen _______________________________________________ LXXII
Tabelle 56: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Eisen
Metalle ___________________________________ LXXIII
Tabelle 57: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Eisen
Sulfat _____________________________________ LXXIV
Tabelle 58: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Eisen
Sulfat
Metalle ___________________________ LXXV
Tabelle 59: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Metalle ___________________________________________ LXXVI
Tabelle 60: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Sulfat _____________________________________________ LXXVII
Tabelle 61: Bewertung Verfahren: OWK-Belastungsgruppe Sulfat
Metalle _________________________________ LXXVIII

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- ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS
(m)bRV
(mikro-)biologische Reinigungsverfahren
ADAG
active drain and gate
AG
Auftraggeber
AN
Auftragnehmer
AP
Arbeitspaket
bbb, Bbb
bergbaubeeinflusst, Bergbaubeeinflussung
BBergG
Bundesberggesetz
CSB
chemischer Sauerstoffbedarf
DGFZ
Dresdner Grundwasserforschungszentrum e. V.
DOC
gelöster organischer Kohlenstoff
EHS
Eisenhydroxid-Schlamm
FG
Fließgewässer
FGK
Fließgewässerkörper
FHM
Flockungshilfsmittel
GFS
Geringfügigkeitsschwellenwert
GH
Gesamthärte
GK
Gewässerkörper
GrwV
Verordnung zum Schutz des Grundwassers (Grundwasserverordnung)
GW
Grundwasser
GWK
Grundwasserkörper
GWL
Grundwasserleiter
GWRA
Grubenwasseraufbereitungsanlage
HDS
high density sludge
(Eindickerschlamm)
HG
Hintergrundwert
iDA
interdisziplinäre Daten und Auswertungen (Datenportal des LfULG)
JD-UQN
Jahresdurchschnitt Umweltqualitätsnorm nach
OGewV
KB8.2
Basenkapazität eines Wassers bis pH-Wert 8,2
KS4.3
Säurekapazität eines Wassers bis pH-Wert 4,3
LF
elektrische Leitfähigkeit
LF20
elektrische Leitfähigkeit bei 20 °C
LfULG
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
mb
mikrobiologisch
MHQ
mittlerer Hochwasserabfluss
MQ
mittlerer Abfluss
MST
Messstelle
MW
Mittelwert
OGewV
Verordnung zum Schutz der Oberflächengewässer (Oberflächengewässerver-
ordnung)
OW
Oberflächengewässer
OWK
Oberflächenwasserkörper
p10
10 %-Perzentil
p50
50 %-Perzentil
p90
90 %-Perzentil
PBSM
Pflanzenbehandlungs- und Schutzmittel
PRB
reaktive Barriere, reaktive Wand (
permeable reactive barrier
)
QK
Qualitätskomponente
QN-V
Qualitätsnorm-Vorschlag
RAPS
reducing and alkalinity producing system
(reduzierendes Alkalinitätssystem)
SR
Sulfatreduktion
SW
Schwellenwert
T
Temperatur
TIC
gesamter anorganischer Kohlenstoff

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- ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
TOC
gesamter organischer Kohlenstoff
TW
Trinkwasser
UQN
Umweltqualitätsnorm
UASB
upflow anaerobic sludge blanket reactor
(Wirbel- oder Schlammbettreaktor).
VEM
Vattenfall Europe Mining
WBA
Wasserbehandlungsanlage
WRRL
Wasserrahmenrichtlinie
ZHK-UQN
zulässige Höchstkonzentration Umweltqualitätsnorm nach
OGewV
ZVI
elementares Eisen, Eisen
0
(
zero valent iron
)

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- 1 ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT -
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VITA-MIN
1
ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT
Die Bergbaubeeinflussung von Gewässern in Sachsen ist in der Regel entweder so großflä-
chig (Lausitzer und Mitteldeutsche Braunkohlereviere) oder so alt (Altbergbau Erzgebirge),
dass eine vollständige Sanierung der Quelle der Kontamination nicht (mehr) möglich ist. Die
Beeinflussung der Wasserqualität beruht dabei meist auf der vom Sauerstoff ausgelösten
Oxidation von Sulfiden mit der nachfolgenden Mobilisierung von Sulfat, Eisen und anderen
Metallen, Metalloiden sowie der Freisetzung von Azidität.
Die vorliegende Studie ist im Vita-Min Verbund als Teilprojekt 1.9 eingeordnet. Ziel ist es,
die Eignung (mikro-)biologischer Reinigungsverfahren für die typisch sächsischen vom
Bergbau beeinflussten Grund- und Oberflächenwasserkörper zu bewerten. Dabei sollten ne-
ben technischen Randbedingungen vor allem auch ökonomische Aspekte recherchiert wer-
den. Die Gewässerkörper waren dazu vorab hinsichtlich ihrer Belastungssituation und An-
forderungen der mikrobiologischen Reinigungsverfahren zu charakterisieren. Im Folgenden
werden die einzelnen Aufgaben der vorliegenden Studie aufgeführt und die wesentlichen
Ergebnisse dazu dargestellt.
Zustand der Gewässerkörper
Der Zustand der Grundwasserkörper (GWK) und der sich aus Fließgewässerabschnitten er-
gebenden Oberflächenwasserkörper (OWK) in Sachsen zum Zeitpunkt des Bewirtschaf-
tungszyklus 2015 wurde dargestellt.
E1. Bezogen auf die Fläche des Freistaates sind 41 % der Grundwasserkörper im guten
und 59 % im schlechten chemischen Zustand nach Grundwasserverordnung (GrwV).
E2. Bezogen auf die Fließgewässerlänge ist der chemische Zustand der Fließgewässer zu
99 % nicht gut; der ökologische Zustand verfehlt auf 97 % den guten Zustand nach
Oberflächengewässerverordnung (OGewV).
Bergbaubedingtes Schadstoffspektrum
Anhand der in der GrwV und OGewV festgelegten Parameter zur Bestimmung des guten
chemischen/ökologischen Zustandes und der typischen Bergbausituation in Sachsen wurde
ermittelt, welche Gütekriterien auf eine Bergbaubeeinflussung zurückführbar sind.
E3. Es wurden
bergbaubedingte Schadstoffe
ermittelt. Diese umfassen (kursiv: Quali-
tätsnorm auch für Grundwasser, alle anderen nur Oberflächengewässer):
pH-Wert,
Sulfat,
Eisen,
weitere Metalle:
Blei
,
Cadmium
, Chrom, Kupfer, Nickel, Selen, Silber, Zink,
Arsen.
E4. Bei 24 (und damit etwa einem Drittel der) GWK sowie 122 (und damit etwa einem
Sechstel der) OWK wurde der gute chemische bzw. ökologische Zustand aufgrund der
Nichterfüllung der Gütekriterien u. a. dieser Stoffe verfehlt.

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- 1 ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT -
Seite | 2
VITA-MIN
E5. Diese OWK und GWK wurden für die folgende Bearbeitung als
bergbaubedingt be-
einflusste Gewässerkörper
weiter betrachtet.
Methode zur Darstellung der langjährigen Belastungssituation der Wasserkörper
Für die vom Bergbau beeinflussten Gewässerkörper wurde die typische, langjährige Belas-
tungssituation sowie die Beschaffenheit hinsichtlich der Verfahrensparameter der Reini-
gungsverfahren herausgearbeitet. Dazu wurden Konzentrationsdaten des LfULG für die
Messstellen in den Gewässerkörpern ausgewertet. Soweit möglich, wurde die Situation für
die Belastungsschwerpunkte in den Gewässerkörpern dargestellt. Folgende Methodik wurde
angewandt:
E6. Zur Darstellung der langjährigen Belastungssituation wurde zunächst eine zeitliche
Aggregation durchgeführt: Es wurden die langjährigen Mittelwerte an allen Messstellen
berechnet. Für die Oberflächenwasser-Messstellen wurde der Zeitraum 2000–2017 zu-
grunde gelegt und für die (über die Zeit gleichförmiger reagierenden) Grundwasser-
Messstellen der Zeitraum 1990–2017.
E7. In einem zweiten Schritt wurde eine räumliche Aggregation mit diesen zeitlichen Mit-
telwerten vorgenommen, indem Mittelwerte und Perzentile über die Messstellen in den
Gewässerkörpern berechnet wurden. Für die GWK konnten aufgrund der höheren
Messstellenzahl je Wasserkörper die Belastungsschwerpunkte als 90%-Perzentile der
Schadstoffkonzentrationen ermittelt werden. Für die OWK wurden Mittelwerte zur Cha-
rakterisierung der Belastung verwendet, weil oft weniger als fünf Messstellen je OWK
vorhanden waren.
Ableitung von Belastungsgruppen der Gewässerkörper
Die Beschaffenheit der Oberflächenwasser- und Grundwasserkörper hinsichtlich der abgelei-
teten bergbaubedingten Schadstoffe wurde charakterisiert und in Karten und Tabellen dar-
gestellt. Aus dieser Charakteristik der langjährigen Beschaffenheit in den Wasserkörpern
wurden
Belastungsgruppen der OWK und GWK
abgeleitet. Diese Belastungsgruppen
wurden, wo nötig, in Untergruppen unterteilt, wenn dies hinsichtlich wichtiger Verfahrenspa-
rameter der später dargestellten Reinigungsverfahren von Bedeutung war.
E8. Es ergaben sich sieben Hauptgruppen für die Belastung der GWK mit Unterteilung in
Untergruppen für den Redoxzustand.
E9. Für die OWK wurden elf Belastungsgruppen abgeleitet.
Recherche zu geeigneten mikrobiologischen Reinigungsverfahren vom Bergbau
beeinflusste Grund- und Oberflächenwasserkörper unter den typisch sächsischen
Verhältnissen
Basierend auf den Ergebnissen des VODAMIN-Vorhabens wurden Verfahren zur Reinigung
der eben ermittelten bergbaubedingten Schadstoffe recherchiert. Der Schwerpunkt lag auf
der Suche nach Verfahren mit fortgeschrittenem Entwicklungsstatus sowie der Darstellung
ihrer potenziellen Leistungsfähigkeit unter den ermittelten, typisch sächsischen Bedingun-
gen.
E10. Die in dieser Studie zu untersuchenden Verfahren beruhen auf der primären Wirkung
von Mikroorganismen oder Pflanzen. Sie wurden als
(mikro-)biologische Verfahren
,
(m)bRV, definiert.

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- 1 ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT -
Seite | 3
VITA-MIN
E11. Die ermittelten bergbaubedingten Schadstoffe sind anorganisch und können mit Aus-
nahme von Sulfat nicht abgebaut, sondern lediglich in weniger mobile Formen umge-
wandelt (immobilisiert) werden.
E12. Als
mikrobiologisch induzierte Kernprozesse
kommen dafür Sulfatreduktion und
Eisenoxidation in Betracht. Im Zuge dieser Reaktionen werden die Schadstoffe direkt
oder indirekt in weniger lösliche Stoffe (z. B. Metallsulfide, Eisenhydroxide und Sorpti-
on daran) umgewandelt. Die Technologie der (m)bRV beruht somit darauf, Bedingun-
gen zu schaffen, welche die mikrobiell katalysierten Kernprozesse ermöglichen.
E13. Von den recherchierten
erprobten Behandlungsverfahren
wurden folgende als po-
tenziell für sächsische Verhältnisse als geeignet erachtet:
Aerobe konstruierte Feuchtgebiete,
Anaerobe konstruierte Feuchtgebiete,
in-situ reaktive Barrieren,
in-situ Reaktionszonen (heterotrophe Sulfatreduktion),
Technischer Reaktor – autotrophe Sulfatreduktion,
Technischer Reaktor – heterotrophe Sulfatreduktion,
Technischer Reaktor – Schwertmannitverfahren.
E14. In der publizierten Literatur wurde nur ein sehr geringer Anteil von Studien gefunden,
der auch Aussagen zu Kosten macht. Diese waren dann wiederum in vielen Fällen
nicht so umfassend ausgewiesen, dass sie untereinander vergleichbar wären.
Stand (mikro-)biologischer Reinigungsverfahren bergbaubeeinflusster Wässer in
Sachsen
Für die in Sachsen bekannten Pilotvorhaben zur Reinigung bergbaubelasteter Wässer mit
biologischen Verfahren wurden zugängliche Unterlagen zusammengetragen und in die Re-
cherche und Bewertung der Verfahren einbezogen.
E15. In Sachsen haben die Sanierungsträger LMBV mbH und Wismut GmbH Versuche mit
biologischen Reinigungsverfahren an bergbaubeeinflussten Grundwasserströmen und
oberflächlich gefassten Bergbauwässern bzw. Abströmen aus Tagebaurestseen durch-
geführt.
E16. Diese in Sachsen unternommenen
Pilotvorhaben
sind von den Sanierungsträgern
(soweit bekannt) aus wirtschaftlichen Gründen beendet worden.
Möglichkeiten der Umsetzung mikrobiologischer Reinigungsverfahren anhand von
Fallbeispielen
Für einen Oberflächenwasserkörper und einen Grundwasserkörper wurden in Form fiktiver
Fallbeispiele
die Möglichkeiten der Behandlung von mit Cadmium und Arsen belasteten
Wässern bewertet. Auch diese Betrachtung zeigt Folgendes:
E17. Der Einsatz mikrobiell basierter Verfahren ist nur für lokale Einsätze und die Behand-
lung kleiner Volumenströme geeignet.
E18. Aufgrund der geringen Stoffumsatzraten ist mit einem großen Flächenverbrauch zu
rechnen.

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- 1 ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT -
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VITA-MIN
E19. Die Abscheidung von (nicht abbaubaren) Metall(oid-)en aus der Wasserphase produ-
ziert immer auch geologische Körper, Sedimente oder Schlämme, die mit den abge-
schiedenen Stoffen angereichert sind und für die ein Verwertungs-, Nutzungs- oder
Entsorgungspfad gefunden werden muss.
E20. Durch den Einsatz dieser Verfahrensgruppe ist nicht per se mit einer Senkung des Be-
treuungsaufwandes und der Betriebskosten zu rechnen.
Bewertung der Reinigungsverfahren hinsichtlich ihrer Geeignetheit für die sächsi-
schen Verhältnisse
Für die (m)bRV wurden
Steckbriefe
erstellt, welche wesentliche Merkmale der Verfahren
zusammenfassen sowie Tabellen und
Matrices
, in denen abgeschätzt wurde, inwieweit die
einzelnen Verfahren in der Lage sind, in den Wasserkörper-Belastungsgruppen zu einer Rei-
nigung zu führen. Diese Bewertungen beruhen auf den zuvor ermittelten typischen Belas-
tungen in den Gewässerkörpern. Die Grenzen dieser Zusammenstellungen wurden ebenfalls
dargestellt.
Prinzipiell können die meisten der untersuchten (mikro-)biologischen Reinigungsverfahren
die Konzentrationen der bergbaubedingten Schadstoffbelastung
mindern
. Jedes der Verfah-
ren hat dabei seine spezifischen Fähigkeiten und Einschränkungen die sich weiter eingren-
zen, wenn die Reinigung bis zum Unterschreiten der jeweiligen Normen der GrwV oder
OGewV gewährleistet werden soll. Als generelles
Hindernis für eine umfängliche An-
wendung
in Sachsen werden folgende Aspekte gesehen:
E21. Die mikrobiellen Prozesse unterliegen einer temperaturabhängigen
Reaktionsge-
schwindigkeit
. Diese ist in der Regel geringer als in chemischen Verfahren, was
durch größere Reaktionsräume kompensiert werden muss. Insbesondere in Höhenla-
gen des Erzgebirges wären biologische Prozesse, die der Außentemperatur ausgesetzt
sind, dafür anfällig in Kälteperioden zum Erliegen zu kommen.
E22. In allen Verfahren, die auf der Etablierung heterotropher Sulfatreduktion basieren,
muss eine verwertbare
Kohlenstoffquelle
zuführt werden. Dies muss entweder (bei
durchströmten, feststoffbasierten Materialen) ein langfristig verfügbares und dauerhaft
gut durchlässiges Material oder (bei Injektion als Fluid) eine gut verwertbare Kohlen-
stoffquelle sein. Kostengünstige Substanzen für deren dauerhafte Einleitung eine Ge-
nehmigung sicher erwartet werden kann, sind nicht in Sicht.
E23. Bei allen Verfahren, welche die mikrobielle Sulfatreduktion nutzen, muss vorab
Sau-
erstoff
und ggf. Nitrat aus dem Wasser (z. B. durch mikrobielle Prozesse) entfernt
werden. Im Oberflächenwasser und häufig auch im Grundwasser liegen aerobe Ver-
hältnisse vor, so dass hiermit ein zusätzlicher Aufwand entsteht.
E24. Es ist prinzipiell nicht angeraten in oxischen Grundwässern anoxische Zonen/Bereiche
zu schaffen. Die entstehenden Reaktionsprodukte, in denen die Schadstoffe immobili-
siert sind, unterliegen nach Rückkehr zu den ursprünglichen Redox-Verhältnissen nach
Beendigung der Behandlung der Gefahr der
Rücklösung
.
E25. Für die Reinigung von Fließgewässern ist zu beachten, dass die meisten untersuchten
Schadstoffe (Metalle und Metalloide) vor allem
feststoffgebunden in der Gewäs-
sersohle
vorliegen und so auch transportiert werden. Es findet ein dynamischer Aus-
tausch zwischen diesen sedimentgebundenen und mobilen (gelösten und schwebstoff-

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- 1 ZUSAMMENFASSUNG UND FAZIT -
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VITA-MIN
gebundenen) Schadstoffen statt. Alle bekannten untersuchten Reinigungsverfahren
behandeln jedoch in erster Linie die mobile Wasserphase.
Für den Einsatz mikrobiell basierter Verfahren werden vor allem bei der lokalen Behandlung
von Hotspots, wie zum Beispiel austretender Haldenwässer in konstruierten Feuchtgebieten
oder in-situ Verfahren zur Minderung hochbelasteter Grundwasserströme
Einsatzmöglich-
keiten
gesehen, sofern die zu behandelnden Volumenströme gering sind. Die jeweilige Ver-
fahrensweise und Wirtschaftlichkeit hängen stark von den spezifischen Standortbedingun-
gen ab. Die Weiterentwicklung von Verfahren ist dabei auch zukünftig in Betracht zu ziehen
und sich damit gegebenenfalls verbessernde Behandlungsmöglichkeiten zu prüfen.

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- 2 VERANLASSUNG -
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VITA-MIN
2
VERANLASSUNG
Mit der Europäischen Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) sowie der jeweiligen nationalen Ge-
setzgebung werden strenge Umweltziele an Oberflächengewässer und Grundwasserkörper
gesetzt. Außerdem gibt die WRRL vor, Flussgebietseinheiten grenzüberschreitend zu be-
trachten. Im tschechisch-sächsischen, von der EU geförderten Projektverbund VODAMIN
wurden bereits von 2010 bis 2013 verschiedene Maßnahmenkomplexe zum Umgang mit
bergbaubeeinflussten Wässern bearbeitet. Im Projekt Vita-Min (2017–2020) sollen die dort
erarbeiteten Grundlagen weiter konkretisiert werden, indem bergbaubedingte Gewässerbe-
lastungen sowie daraus resultierende Probleme spezifisch für Sachsen und die Region Ústí
(
Ústecký kraj
) dargestellt und grenzüberschreitende Lösungsstrategien entwickelt werden.
Die aktuelle Studie "Recherche und Wirtschaftlichkeit (mikro-)biologischer Verfahren zur
Reinigung von Bergbauwässern" ist dem Bearbeitungsschwerpunkt Sanierungsverfahren im
Vita-Min Verbund als Teilprojekt 1.9 zugeordnet. Sie wurde am 20.11.2017 vom Sächsi-
schen Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie (LfULG) an das Dresdner
Grundwasserforschungszentrum e. V. (DGFZ) beauftragt. Ziel ist es, Kenngrößen (mik-
ro-)biologischer Verfahren zur Reinigung bergbaubeeinflusster Wässer und deren Anwend-
barkeit unter den sächsischen Gegebenheiten darzustellen. Dazu sind zunächst einerseits
die sächsischen Wasserkörper zu charakterisieren und andererseits der Stand der Technik
sowie aktuelle Entwicklungen der Sanierungsverfahren auszuwerten. Die verfahrenstypi-
schen Merkmale werden in u. a. Steckbriefen übersichtlich dargestellt. Darüber hinaus sol-
len anhand von zwei Fallbeispielen strategisch optimale Wasserbehandlungsanlagen bei-
spielhaft geplant werden. Damit können die Vor- und Nachteile gegenüber anderen Lösun-
gen aufgezeigt werden, was die Grundlage für die Planung zukünftiger Sanierungsstrategien
schafft.

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- 3 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG -
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VITA-MIN
3
EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG
Sachsen und Böhmen sind reich an
Bodenschätzen
. Die Region Ústí und den Freistaat
Sachsen trennt zwar entlang des Erzgebirgskammes eine Ländergrenze, aber gemein haben
sie u. a. die Traditionen wie auch die Folgen jahrhundertelangen Bergbaus – nicht nur im
Erzgebirge selbst, sondern auch in den südwestlich und nördlich davon gelegenen Gebieten,
wie dem Böhmischen Becken oder den Lausitzer und mitteldeutschen Braunkohlezentren.
Vor 850 Jahren, um 1168, begann mit einem Zufallsfund von Silbererz bei Christianisdorf
(später Freiberg) das erste Berggeschrey. Durch verschiedene Faktoren, u. a.:
kurfürstlich gewährte Bergfreiheit,
zuziehende Fachkräfte,
natürlich vorhandenes Geländegefälle zur energetisch vorteilhaften Entwässerung,
weitgehend nachhaltig genutzter Holzreichtum (zumindest seit H.C. von Carlowitz'
Prägung und Anwendung des Begriffes Nachhaltigkeit in seiner heutigen Deutung),
gestaltete sich auch der Abbau der Rohstoffe als günstig und führte wiederholt zu Phasen
ausgeprägter Bergbautätigkeit, verbunden mit Technologiefortschritt und Wohlstand. Vor
allem die Industrialisierung des Bergbaus seit dem 19. Jahrhundert, einhergehend mit der
Erschließung der regionalen Kohlelagerstätten als Energiequelle im Norden und Nordwesten
des Landes sowie im Oelsnitzer/Zwickauer Revier, sorgte für eine Intensivierung des Ab-
baus. Als beispielhafte Fördermengen nach 1945 seien genannt:
1963: 68 Mio. Tonnen Braunkohle in Mitteldeutschland, Lausitz (Kugler, 2008),
2005 ca. 1,5 Mio. Tonnen Rohkaolin in Seilitz (Kugler, 2008),
231'000 Tonnen Uran in 45 Jahren durch SAG/SDAG Wismut (Mann, 2015).
Hinsichtlich des Abbaufortschrittes und damit auch der behördlichen Zuständigkeit kann der
Bergbau unterteilt werden in (Bsp. s. Abbildung 1):
Altbergbau
: ehemaliger Bergbau, kein Rechtsnachfolger. Die Sächsische Hohl-
raumverordnung regelt Gefahrenabwehr durch das Sächsische Oberbergamt.
Sanierungsbergbau
: Sanierung des ehemaligen Bergbaus der DDR erfolgt durch
die Rechtsnachfolger
o
Wismut GmbH für den Uranbergbau der SDAG Wismut und
o
LMBV mbH für die nicht privatisierungsfähigen Braunkohleunternehmen
1
, so-
wie seit 2014 auch die untertägigen Kali-, Spat- und Erzbergbaue.
aktiven Bergbau
: aktive Erkundungs- und Gewinnungsvorhaben. Bergrechtlich ver-
antwortlich sind die jeweiligen Bergbauunternehmen.
Altbergbau:
sind "sämtliche über- und untertägigen bergbaulichen Aktivitäten der Ver-
gangenheit, die mit der Aufsuchung und Gewinnung von Bodenschätzen einhergingen
(Tiefbau, Tagebau, Bohrlöcher, Halden, Restlöcher) und nicht mehr der Bergaufsicht
gemäß BBergG unterliegen". (Bergamt Stralsund Mecklenburg-Vorpommern, 2018)
1
http://www.bergbau.sachsen.de/8175.html

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- 3 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG -
Seite | 8
VITA-MIN
Abbildung 1: Landschaftseingriffe: Altbergbau (o.: Halden bei Lauta, Mittlerer Erzgebirgs-
kreis), Sanierungsbergbau (M.: Teilgeflutetes Restloch des Tagebaus Zwenckau), aktiver
Bergbau (u.: Umverlegung der romanischen Heuersdorfer Emmauskirche nach Borna,
31.10.2007) Fotos: Privatarchiv A. Weber.

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- 3 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG -
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VITA-MIN
Der Bergbau führte (nicht nur) in Sachsen zu einer komplexen, über Jahrzehnte bis Jahr-
hunderte währenden anthropogenen Beeinträchtigung der gesamten Landschaft. Damit ver-
bunden ist auch der Einfluss auf die von ihm genutzte Ressource
Wasser
– einerseits hin-
sichtlich Menge und Verteilung (Quantität) aber auch durch Veränderung der Beschaffenheit
(Qualität). Dies gilt für die ober- und unterirdischen Gewässer.
Im Falle der Braunkohlereviere war auf Flächen von mehr als 2000 km² (Lausitz) bzw.
1000 km² (Mitteldeutschland) das Grundwasser für den Tagebau über Jahre abgesenkt wor-
den (LMBV, 2010, S. 25). Der Tagebau selber beanspruchte davon je knapp die Hälfte. Die
durch Grubenbaue des bis ins 11. Jahrhundert zurückreichenden Altbergbaus in Sachsen
geschaffene Hohlräume
2
umfassen in der Summe 18,7 km², was in etwa 0,1 % der Landes-
fläche des Freistaates entspricht. Obertägig sind tausende kleiner und großer Abraumhalden
vorhanden. Allein daran wird deutlich, dass durch den großflächigen und über Jahrzehnte
bis Jahrhunderte andauernden Eintrag von Sauerstoff in den Bergbauregionen keine lokal
oder gar innerhalb weniger Jahre lösbaren Probleme hinsichtlich der Wasserbeschaffenheit
entstanden sind.
Was im Spannungsfeld zwischen
Machbarkeit und Verhältnismäßigkeit
getan werden
kann, wurde und wird in vielen Vorhaben der Sanierungsträger (Land Sachsen, LMBV mbH,
WISUMT GmbH) untersucht und vieles bereits umgesetzt. Dabei waren Ende der 1990er
Jahre vor allem die Hotspots mit lokal begrenzter hoher Kontamination Behandlungsziel
(z. B. die Sanierung der Abraumhalden des ehemaligen Uranerzbergbaus, die Grubenwas-
serreinigungsanlagen der LMBV). Weiterhin Bestand hat jedoch die großflächige chemische
Beeinflussung des Grundwassers und der angekoppelten Oberflächengewässer in den Regi-
onen. Mit der Jahrtausendwende traten zunehmend die Anforderungen der Europäischen
Grundwasserrahmenrichtlinie in den Vordergrund.
Die Arbeiten
dieser Studie
sollen dabei helfen die Fähigkeiten und Grenzen (mik-
ro-)biologischer Reinigungsverfahren im Hinblick auf die sächsischen, vom Bergbau beein-
flussten Gewässer darzustellen und sind in Arbeitspakete gegliedert (Abbildung 2).
Abbildung 2: Arbeitspakete der aktuellen Studie und generelle Abfolge der Bearbeitung.
2
Quelle: Summe der Fläche in ausgewiesenen Hohlraumgebieten des Altbergbaus aus der Karte Hohlraumgeomet-
rie s. Tabelle 1.

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- 3 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG -
Seite | 10
VITA-MIN
Obwohl
(mikro-)biologische Methoden
zur Reinigung von Wässern in der kommunalen
Abwasserbehandlung schon lange Stand der Technik sind (Droste, 1997), werden sie bei der
Aufbereitung von durch Bergbau beeinflussten Wässern weltweit mit vergleichsweise weni-
gen Anwendungsfällen erfolgreich eingesetzt, wobei es auch erprobte Verfahren gibt. Ursa-
chen dafür sind einerseits die (geologisch begründete) höhere Vielfalt der Wasserbeschaf-
fenheit, die eine standortspezifische Herangehensweise vom Beginn der Planung an erfor-
dert. Außerdem dominieren im Gegensatz zu kommunalen Abwässern anorganische und
damit per se nicht biologisch abbaubare Schadstoffe das zu behandelnde Schadstoffspekt-
rum, so dass ein Umgang mit den gebildeten Reaktionsprodukten (Lagerung, Entsorgung,
Verwertung der gebildeten Schlämme) notwendig ist. Schließlich stellt es sich in vielen Fäl-
len als schwierig dar, konkurrenzfähig und langfristig stabile Bedingungen für die (mikro-
)biologischen Prozesse zu etablieren. Somit wird oft chemisch-physikalische Verfahren mit
ihrer besseren Kalkulierbarkeit und ihrem i. d. R. geringeren Flächenbedarf der Vorzug ge-
geben.
Mit Blick auf Sachsen bestätigt sich, dass durch die großen Bergbausanierer LMBV mbH und
WISMUT GmbH mehr als ein Dutzend chemisch-physikalische Wasseraufbereitungsanlagen
(WBA) in Betrieb bzw. vorgehalten sind. Biologische Behandlungsverfahren sind bislang
nicht über den Stand von Pilotvorhaben hinaus gekommen. Durch die Forderungen in der
EU WRRL zum Erhalt/Wiederherstellung der Gewässergüte, die sich aus dem Ziel einer
ganzheitlichen und nachhaltigen Bewirtschaftung ergeben, stehen auch biologische Verfah-
ren wieder im Fokus. Weltweit gibt es Bestrebungen diese Verfahren konkurrenzfähig zu
den chemisch-physikalischen Verfahren zu etablieren, um Stoffkreisläufe zu schließen und
Ressourcen besser zu nutzen.

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- 4 GRUNDLAGEN -
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VITA-MIN
4
GRUNDLAGEN
4.1 DATENGRUNDLAGE
Alle in dieser Studie dargestellten Daten zur Beschaffenheit der Wässer basieren auf den in
Tabelle 1 und Tabelle 2 dargestellten Datenquellen bzw. wurden daraus berechnet. Geoda-
ten und Datenbankdaten wurden vom LfULG bzw. der interaktiven Datenplattform des Lan-
des Sachsen (iDA
3
) bezogen. Alle Geodaten wurden im Koordinatenbezugssystem Gauss-
Krüger-Zone 4 (EPSG 31468) dargestellt und wurden gegebenenfalls dahin konvertiert.
Tabelle 1: Verwendete Datenquellen zur Zustandsbeschreibung der GK in Sachsen – Geoda-
ten.
a
: Geodaten Download des LfULG.
Geodaten (ESRI Shapefiles)
Dateninhalt
Kurzbeschreibung
Dateiname
Daten-
stand
Quelle
Bergbaube-
einflusste
OWK
Ausweisung von OWK, die
durch Bergbau qualitativ be-
einflusst sind. Dieser Stand
wurde auf Grundlage des Be-
wirtschaftungsplans 2015 er-
arbeitet. Derzeit erfolgt eine
Überarbeitung.
bbb_OWK_neu
2018
LfULG
Hohlraumge-
ometrie
ausgewiesene Hohlraumgebie-
te des Altbergbaus
HRG_UIH_UTM
01/2018
SOBA
Umgriffe der
Steinkohlere-
viere
Polygone betr. OWK in den
Revieren Döhlen, Oelsnitz,
Zwickau
steinkoh-
le_doehlen_Buffer
buffer_oelsnitz
buffer_zwickau
LfULG
Gewässernetz
Gewässernetz Sachsen nach
WRRL
GEW_NETZ_L_WRRL
14.07.2015
LfULG
Standgewäs-
ser
Geometrie der Standgewässer
STG
11.11.2013
LfULG
Grundwas-
serkörper
Geometrien Grundwasserkör-
per mit allen Attributen, die
für die Erzeugung der
Karten des Zustands und der
Ziele nötig sind
GWK_GESAMT
10/2015
LfULG
a
Fließgewäs-
serkörper
FWK_GESAMT
10/2015
LfULG
a
Im Folgenden beziehen sich Bewertungen des chemischen/ökologischen
Zustandes
von
Gewässer
körpern
auf den Datenbestand des LfULG, die i.d.R. dem Bewirtschaftungsplan
2015 entnommen wurden. Messwerte an Grundwassermessstellen und Fließgewässerpegeln
wurden gemäß Tabelle 2 für den Zeitraum 1990–2017 bzw. 2000–2017 v. a. zur Ermittlung
von
langjährigen Mittelwerten
verwendet.
3
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/infosysteme/ida

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- 4 GRUNDLAGEN -
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VITA-MIN
Tabelle 2: Verwendete Datenquellen zur Zustandsbeschreibung der GK in Sachsen – Be-
schaffenheitsdaten.
a
: Datenplattform iDA:
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/infosysteme/ida.
Beschaffenheitsdaten (Tabellendaten)
Dateninhalt
Kurzbeschreibung
Dateiname
Daten-
stand
Quelle
Analysedaten
OW
Analysewerte der OW-
Messstellen 01/2000–
10/2017
OWK_Analysedaten.accdb
01/2018
LfULG
Stammdaten
OW
Stammdaten der OW-
Messstellen
OWK-Stammdaten.accdb
01/2018
LfULG
Analysedaten
GW
Analysewerte der GW-
Messstellen 1990–2017
[Kürzel durch iDA].xlsx
03/2018
iDA
a
Stammdaten
GW
Stammdaten der GW-
Messstellen
Analysen_Stammdaten.accdb
01/2018
LfULG
Beschaffen-
heitstrends an
OW-
Messstellen
Sulfat, Ag, As, Cd, Cu,
Fe, Ni, Pb, Zn, pH, O
2
,
eH, Lf, T, Härte
Trend_pH_O2.CSV
Trend_Härte_Temp_Rdx_LF.CSV
Trend_AgZn.CSV
Trend_CuAs.CSV
Trend_PbCdNiFe.CSV
Sulfat_alleMst.CSV
07/2018
LfULG
Hydrogische
Kennwerte
OW-MST
MNQ, MQ, EZG
Hydrologische_Kennwerte.xlsx
07/2018
LfULG
4.2 ZUSTAND DER GEWÄSSER NACH EU-WASSERRAHMENRICHTLINIE
Mit der Europäischen
Wasserrahmenrichtlinie
(WRRL) aus dem Jahr 2000 sowie deren
Implementierung in die deutschen Gesetze werden strenge Umweltziele für die Beschaffen-
heit der oberirdischen Gewässer und Grundwässer festgelegt:
Grundwasserverordnung
(GrwV) von 2010: Kriterien für den guten chemischen
Zustand der Grundwasserkörper,
Oberflächengewässerverordnung
(OGewV) von 2016: Kriterien für den guten
chemischen Zustand und den guten ökologischen Zustand, bzw. das ökologische Po-
tenzial für künstliche oder erheblich veränderte Oberflächenwasserkörper.
In Abbildung 3 sind die maßgeblichen Stellen in den beiden genannten Verordnungen dar-
gestellt an denen diese Kriterien definiert werden. Darüber hinaus sind die Klassifizierungen
für den chemischen und ökologischen Zustand angegeben.
Laut WRRL sollen alle Wasserkörper bis zum Ende des 3. Bewirtschaftungszyklus (2021–
2027) einen guten Zustand bezüglich Menge und Qualität besitzen. Für viele Gewässerkör-
per in Sachsen ist absehbar, dass dies auch bis 2027 nicht möglich ist. Nach Artikel 4.5 der
WRRL dürfen weniger strenge Bewirtschaftungsziele angestrebt werden, wenn die Wasser-
körper
"durch menschliche Tätigkeiten […] so beeinträchtigt […] oder ihre natürlichen Gege-
benheiten so beschaffen sind, dass das Erreichen der Ziele in der Praxis nicht möglich oder
unverhältnismäßig teuer wäre"
.

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VITA-MIN
Abbildung 3: Lokalisation der Kriterien zur Bestimmung des chemischen oder ökologischen
Zustandes von Gewässern in der GrwV und der OGewV.
Um eine
Fristverlängerung oder weniger strenge Umweltziele
zu begründen, sind so-
mit in jedem Falle Maßnahmen zur Verbesserung der Gewässergüte abzuleiten. Darüber
hinaus ist deren Wirkung zur Schadstoffminderung, deren Wirtschaftlichkeit sowie die Ver-
hältnismäßigkeit der Maßnahmen zu prüfen. Für die Länder ist die Fragestellung zu beant-
worten: Gibt es
chemisch/physikalische oder (mikro-)biologische,
technisch machbare,
verhältnismäßige
Verfahren zur Reinigung der vom Bergbau chemisch veränderten Wässer, die den guten
chemischen und ökologischen Zustand, wie er in der OGewV und der GrwV gefordert wird,
herbeiführen können.
In den folgenden zwei Abschnitten wird der chemische/ökologische Zustand der Gewässer-
körper Sachsens zum Endstand des Bewirtschaftungsplanes 2015 dargestellt.
4.2.1
Grundwasserkörper im schlechten chemischen Zustand
In Abbildung 4 ist der chemische Zustand der Grundwasserkörper Sachsens laut Bewirt-
schaftungsplan 2015 dargestellt. Mit Ausnahme der Erzgebirgsregion konzentrieren sich die
GWK mit schlechtem chemischen Zustand, entsprechend der Hauptströmungsrichtung der
Gewässer, abstromig im Norden von Sachsen.

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VITA-MIN
Abbildung 4: Grundwasserkörper in Sachsen – chemischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan
2015.
Im Freistaat Sachsen sind – bezogen auf die Fläche des Freistaates – 41% der Grundwas-
serkörper im guten und 59 % im schlechten chemischen Zustand (Tabelle 3).
Tabelle 3: Chemischer Zustand GWK – Flächenanteil
Chemischer Zustand
Fläche [km²]
% Fläche
gut
7'613
41 %
schlecht
10'830
59 %
davon durch As, Cd, Sulfat, Pb
6'973
38 %
Summe
18'443
100 %
4.2.2
Fließgewässer im nicht guten Zustand
In Abbildung 5 und Abbildung 6 sind der chemische bzw. ökologische Zustand der Fließge-
wässer Sachsens laut Bewirtschaftungsplan 2015 dargestellt.

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VITA-MIN
Abbildung 5: FG in Sachsen – chemischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015.
Abbildung 6: FG in Sachsen – ökologischer Zustand lt. Bewirtschaftungsplan 2015.

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VITA-MIN
Bezogen auf die Fließgewässerlänge sind die Zustände in Tabelle 4 zusammengefasst. Dem-
nach verfehlen lt. Bewirtschaftungsplan von 2015 auf dem Gebiet des Freistaates Sachsen
99 % OWK den guten chemischen Zustand – 97 % allein durch Quecksilber; 23 % durch
weitere Metalle Cadmium, Nickel oder Blei. Ein schlechter ökologischer Zustand liegt in
28 % der Fließgewässerlänge vor; der gute ökologische Zustand wird auf 97 % der FG-
Länge verfehlt.
Tabelle 4: Chemischer und ökologischer Zustand der FG in Sachsen lt. Bewirtschaftungsplan
2015 – Anteil an der Länge der Fließgewässer.
a
: ausgewählte allgemein chemisch-
physikalische Qualitätskomponenten,
b
: ausgewählte flussgebietsspezifische Schadstoffe.
Zustand
Länge [km]
% Länge
k. A.
54
1 %
Chemie gut
3
0 %
Chemie nicht gut
7'066
99 %
davon durch Hg
6'914
97 %
davon durch Cd, Ni, Pb
1'609
23 %
k. A.
53
1 %
Ökologie gut/besser
198
3 %
Ökologie mäßig
2'665
37 %
Ökologie unbefriedigend
2'237
31 %
Ökologie schlecht
1'970
28 %
nicht gut durch Eisen, Sulfat, pH-Wert
a
3'781
48 %
nicht gut durch As, Ag, Cr, Se, Th, Zn
b
2'259
33 %
Summe
7'124
100 %
4.3 BERGBAUREGIONEN UND SCHADSTOFFSPEKTRUM
Um abzugrenzen, welche Parameter als bergbaubedingte Schadstoffe in dieser Studie zu
berücksichtigen sind, müssen folgende zwei Aspekte übereingebracht werden:
Der Bergbau selber bestimmt, welche Schadstoffe durch ihn in die Gewässer mobili-
siert werden, einerseits durch die Genese der Lagerstätte (Stoffvorrat) und anderer-
seits durch die Art der Beeinflussung der vom Bergbau angegriffenen Gesteins-
/Bodenschichten (Mobilisierung). Letztere zeigt sich in der Regel durch Sauerstoffzu-
tritt infolge der Wasserabsenkung.
Die Gesetzgebung in Form der zu berücksichtigenden OGewV und GrwV führt auf,
welche Schadstoffe zur Beurteilung der Gewässergüte herangezogen werden.
Im Folgenden werden zunächst die Bergbauregionen Sachsens dargestellt und anschließend
abgeleitet, welche Parameter der Gewässerverordnungen in dieser Studie als bergbaube-
dingte Schadstoffe betrachtet werden.

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VITA-MIN
4.3.1
Bergbauregionen
Die sächsischen, vom Bergbau beeinflussten Oberflächenwasserkörper wurden vom LfULG
zur Verfügung gestellt und sind in Abbildung 7 dargestellt. In dieser Studie bezieht sich der
Terminus
'bergbaubeeinflusste OWK'
(bbb OWK) auf diese in Abbildung 7 dargestellten
OWK. Weil davon ausgegangen werden kann, dass sich die Belastungen in den OWK auch
vertikal auf die Grundwasserkörper ausprägen, kann diese Darstellung auch als Schablone
bei der Betrachtung der Grundwasserkörper verwendet werden. Die aktuelle Studie berück-
sichtigt damit folgende
Bergbauregionen
:
Braunkohle in Ostsachsen (aktiver und Sanierungsbergbau),
Braunkohle in Westsachsen (aktiver und Sanierungsbergbau),
Erz/Spat überwiegend im Erzgebirge (Altbergbau),
Steinkohle überwiegend am Nordostrand des Erzgebirges (Altbergbau).
Abbildung 7: Oberflächenwasserkörper in Sachsen mit Bergbaubeeinflussung.
Durch den Steine-/Erdenbergbau, der über ganz Sachsen verteilt vorliegt (s. a. SOBA,
2016, Abb. auf Seiten 48, 49 darin) sind im Vergleich zu den o.g. Bergbauarten kaum stoff-
liche Beeinflussungen zu erwarten, weshalb dieser in der aktuellen Studie nicht betrachtet
wird. Einerseits fällt die raumzeitliche Beeinflussung geringer aus als im Kohle-/Erzbergbau.
Andererseits beinhalten die Lagerstätten per se möglichst reine und inerte, obertägig anste-
hende Rohstoffe (z. B. Quarze, Kalksteine), so dass der Chemismus der anstehenden Wäs-
ser nur geringfügig durch Oxidations-/Lösungsprozesse beeinträchtigt wird.

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VITA-MIN
4.3.2
Bergbaubedingtes Schadstoffspektrum
Um die bergbauliche Beeinflussung der Wasserkörper für die weitere Auswertung zu beurtei-
len, ist vorab festzulegen, welche Parameter und
Stoffgruppen
zu einer in Sachsen typi-
schen durch Bergbau bedingten Beeinflussung der Wasserbeschaffenheit führen können.
Folgende Qualitätskomponenten kommen dabei in Betracht:
pH-Wert (als Indikator für die Säurebildung im Zuge des Sauerstoffzutrittes in sulfid-
haltige Lagerstätten),
Sulfat (als Oxidationsprodukt dieser Sulfide),
Eisen (als mobiles Reaktionsprodukt, der durch Sauerstoff/Säure induzierten Mine-
ralumbildung unter dann sauerstoffarmen und sauren Bedingungen),
Metalle (aus Erzen und Begleitmineralen, z. B. Silber, Zink, Cadmium, Uran),
Metalloide (aus Erzen und Begleitmineralen, z. B. Arsen, Selen).
Die aufgeführten Parameter ergeben sich aus der überwiegend sulfidischen Genese der Erz-
lagerstätten im Erzgebirge sowie dem Vorkommen von Eisensulfiden (Pyrite) in den Braun-
kohlelagerstätten Sachsens. Während der aktiven Bergbauphasen werden angrenzende Be-
reiche des Untergrundes durch Entwässerung dem Luftsauerstoff ausgesetzt, so dass Sulfide
oxidativ gelöst werden. Damit werden neben Eisen, Sulfat und Protonen auch begleitende
Elemente, v. a. säurelösliche Metall(oid-)e, mobilisiert. Dieser Prozess der Bildung saurer
Bergbauwässer (
acid mine drainage
) ist in der Literatur umfassend beschrieben (z. B. Sin-
ger & Stumm, 1970; Nordstrom, 1982; Evangelou, 1995). In dieser Studie werden keine
organischen Begleitkontaminationen berücksichtigt, die ggf. auch auf die Bergbautätigkeit
zurückgeführt werden könnten.
Abbildung 8: Zusammenfassung der in dieser Studie untersuchten Schadstoffe, welche die
Einhaltung des guten chemischen/ökologischen Zustandes der Gewässerkörper in den
Bergbauregionen Sachsens bestimmen (s.a. Anlage 10.1 dieses Berichtes).

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VITA-MIN
Für die o. g. Stoffgruppen wurde geprüft, welche konkreten
Qualitätsnormen
den Zustand
der Gewässerkörper bestimmen – also auch wasserrechtlich mit Grenzwerten belegt sind.
Dazu wurden die Grund- und Oberflächengewässerverordnung herangezogen, in welchen
die Europäische Wasserrahmenrichtlinie (WRRL) in deutsches Recht umgesetzt wurde. Die
Auswahl der einzelnen Stoffe ist in Abbildung 8 dargestellt. Normen und Grenzwerte weite-
rer Parameter aus anderen Vorschriften sind in Anlage 10.1 zusammengetragen und werden
bei der weiteren Bearbeitung für die Kategorisierung der Gewässerkörper ggf. mit herange-
zogen. Diese in Abbildung 8 aufgeführten zwölf Einzelparameter, werden in dieser Studie als
bergbaubedingte Schadstoffe
betrachtet.
Aus dieser Vielfalt wurde wiederum versucht Stoffgruppen mit vergleichbaren Immobilisie-
rungswegen zusammenzuführen. Dies dient bei der Kategorisierung der OWK – bei denen
alle zwölf Parameter zu betrachten sind – einer übersichtlicheren Gruppierung der OWK hin-
sichtlich ihrer Belastungssituation sowie der Zuordnung geeigneter (m)bRV. Für diese Zu-
sammenfassung der Schadstoffe in Gruppen ähnlicher Immobilisierungspfade, ist zunächst
die Frage zu beantworten, welche
grundlegende mikrobiologisch katalysierte Reaktio-
nen
bei den Reinigungsverfahren etabliert werden sollen. In Anbetracht des typischen
Schadstoffspektrums (s. Abschnitt 4.3.2) und der entsprechend üblichen biologischen Reini-
gungsverfahren (s. Kapitel 6) sind dies im Wesentlichen folgende (mikro-)biologisch kataly-
sierten Redoxreaktionen:
meist autotrophe
Oxidation von Eisen-II
zu Eisen-III durch acidophile oder
neutrophile eisenoxidierende Mikroorganismen. Dazu werden Sauerstoff, CO
2
sowie
Nährstoffe (Phosphat, Stickstoff u. a.) benötigt. Eisen-III fällt primär als schwerlösli-
ches Eisenhydroxid (Ferrihydrit) aus.
mikrobielle
Reduktion von Sulfat
zu Sulfid, mit dem Ziel unter Anwesenheit von Ei-
sen (oder anderer schwerlösliche Sulfide bildende Kationen) Metallsulfide zu fällen.
Dazu wird eine verwertbare Kohlenstoffquelle (heterotrophe Sulfatreduktion) oder
eine Energiequelle (autotrophe Sulfatreduktion) benötigt. Sauerstoff und Nitrat inhi-
bieren die mikrobielle Sulfatreduktion (SR), da sie als terminale Elektronenakzepto-
ren mit höherer Energieausbeute bevorzugt werden.
Durch diese Reaktionen werden die Schadstoffe entweder direkt immobilisiert (Eisen, Sulfat)
oder es werden Bedingungen geschaffen, die eine (indirekte) Immobilisierung der o. g. Stof-
fe fördert, zum Beispiel durch Mitfällung oder Sorption. Beide Kernprozesse führen zur
Bil-
dung von Feststoffen
, welches bei der Entfernung von anorganischen Stoffen aus der
Wasserphase üblich ist, da sie – anders als organische Stoffe – nicht abgebaut werden kön-
nen. Dies impliziert wiederum, dass alle Reinigungsverfahren zur Abtrennung oder dauer-
haften Stabilisierung der erzeugten Fällprodukte geeignet sein müssen. Neben diesen Kern-
prozessen sind weitere Immobilisierungspfade für die verschiedenen Schadstoffe bekannt,
die von ihrem geochemischen Verhalten abhängen. Dazu gehört auch die
Bioakkumula-
tion und
Biosorption
(Aufnahme in und Sorption an Zellmatrix). In Tabelle 5 sind für
die zwölf betrachteten bergbaubedingten Schadstoffe typischen Immobilisierungspfade zu-
sammengetragen. Grundlagen der Geo-/Schadstoffchemie sind u. a. in Hooda (2010) und
Mason (2013) umfassend dargestellt. Die anschließende Zusammenfassung der Biogeoche-
mie der Stoffe basiert auf diesen Quellen, soweit nicht anders gekennzeichnet. Nicht be-
schrieben wird an dieser Stelle das Verhalten von Sulfat und Eisen, welches u. a. auch im
VODAMIN-Projekt als hinreichend besprochen erachtet wird (DGFZ 2012, GEOS 2014).

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VITA-MIN
Tabelle 5: Immobilisierungswege der bergbaubedingten Schadstoffe.
Stoff/Stoffgruppe
typische (mikro-)biologische Immobilisierungsreaktionen
Sulfat
mikrobielle
Reduktion zu Sulfid
(C-Quelle):
SO
4
2-
+ 2 CH
2
O = 2 HCO
3-
+ H
2
S (Zucker)
SO
4
2-
+ CH
3
COOH = 2 HCO
3-
+ H
2
S (Acetat)
SO
4
2-
+ 2 H
+
+ 4 H
2
= H
2
S + 4 H
2
O (autotroph)
mit anschließender Fällung als schwerlösliches Metallsulfid:
Me
2+
+ H
2
S = MeS
s
+ 2 H
+
2 Me
+
+ H
2
S = Me
2
S
s
+ 2 H
+
Eisen
mikrobiell katalysierte
Oxidation
von gelöstem Eisen-II und Fäl-
lung von Eisenhydroxiden (v. a. Ferrihydrit):
Fe
2+
+ 0,25 O
2
+ 2,5 H
2
O = Fe(OH)
3,s
+ 2 H
+
oder Fällung als Eisenmonosulfid
Fe
2+
+ HS
-
= FeS
s
+ H
+
Halbmetalle (As, Se)
Metalle (Ag, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn)
Fällung als Sulfid
, Löslichkeitsprodukte K
s
a
:
Ag
2
S: -35,94
CdS: -14,36 (Greenockit)
CuS: -22,3
NiS: -5,6 bis -12,8 ( , , )
PbS: -13,97
ZnS: -10,9 bis -8,95 (Sphalerit, Wurtzit)
Se-S-Mischminerale mit geringe Löslichkeit bei pH < 7
b
Ag, Cd, Cu, Cr, Ni, Pb, Se, Zn
Bioakkumulation
und
Einbindung in Huminstoffe
(Sountha-
rarajah et al., 2015)
Halbmetalle (As, Se)
Metalle (Ag, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn)
Oberflächenkomplexierung
an (Eisen-)Hydroxiden, v. a. Fer-
rihydrit Fe(OH)
3,s
:
z. B. ≡SOH + Me
2+
= ≡SOMe + H
+ c
oder als Oxoanion der Halbmetalle:
z. B. ≡SOH + SeO
4
2-
+ H
+
= ≡SSeO
4-
+ H
2
O
As
mikrobielle
Oxidation
zu Produkten geringerer Mobilität:
Arsenit zu Arsenat:
H
3
AsO
3
+ 0,5 O
2
= H
2
AsO
4
-
+ H
+
(As-Speziierung bei pH < 6,5)
Cr, Se
mikrobielle
Reduktion
zu Produkten geringerer Mobilität und Toxi-
zität:
Cr-VI zu Cr-III unter anaeroben Bedingungen
Se-VI über Se-IV zu Se-0 unter anaeroben Bedingungen (auch
chemisch z. B. durch Fe-II, Stolz et al., 2006)
a
: K
s
für die Stöchiometrien mit M für das jeweilige Metall aus Stumm & Morgan (1996):
MS + H
+
= M
2+
+ HS
-
M
2
S + H
+
= 2 M
+
+ HS
-
b
: Geoffroy & Demopoulos (2011)
c
: ≡S steht für eine reaktive Oberflächengruppe des Metalloxids, Me für ein gelöstes Metall.
Biosorption:
Entfernung von Stoffen aus der Wasserphase durch Sorption an biologische
Oberflächen. Zugrundeliegende Mechanismen umfassen Ad-/Absorption, Ionenaustausch,
Oberflächenkomplexierung, Bildung von Oberflächenpräzipitaten an (lebender oder toter)
Biomasse. (nach Gadd, 2009)
Bioakkumulation:
Überbegriff der Aufnahme und Anreicherung eines Stoffes in einen Or-
ganismus durch verschiedene Prozesse des Kontaktes und der Aufnahme (nach Alexander,
1999). Schließt in diesem Sinne die Biosorption ein.
Chrom
kommt in der Umwelt typischerweise in den Redoxformen Cr-III und Cr-VI vor, wo-
bei im Gegensatz zu den meisten anderen Metallen die oxidiertere Form durch höhere Mobi-
lität und Toxizität gekennzeichnet ist. Cr-III ist bei Redoxpotenzialen unter 400 mV die
stabilere Form. Oxidation von Cr-III ist durch Manganoxide möglich, wird aber v. a. durch
die geringe Mobilität von Cr-III inhibiert. Eine chemische Reduktion von Cr-VI zu Cr-III fin-

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- 4 GRUNDLAGEN -
Seite | 21
VITA-MIN
det durch Oxidation verschiedener organischer und anorganischer Stoffe, v. a. bei niedrigem
pH-Wert statt. Eine Mobilisierung schwerlöslichen Cr-III kann durch organische Säuren be-
wirkt werden. Cr-III akkumuliert in Pflanzen. Für die mikrobielle Reduktion von Cr-VI zu Cr-
III sind prinzipiell drei Mechanismen bekannt durch:
Redoxreaktionen mit organischen Bestandteilen des Zellplasmas,
extrazelluläre Reduktasen als Entgiftungsreaktion (unter
aeroben Bedingungen),
membranassoziierte Reduktasen unter
anaeroben Bedingungen.
Im Gegensatz zu allen anderen hier betrachteten Metallen, bildet Chrom keine schwerlösli-
chen Sulfide.
aerob
: a) Charakterisierung des Milieus wenn O
2
gelöst vorhanden ist. b) Charakterisierung
der (mikrobiellen) Atmung mit O
2
als terminalem Elektronenakzeptor (Madigan 2003).
anaerob
: Charakterisierung der (mikrobiellen) Atmung bei Verwendung von anderen Stof-
fen als O
2
als terminalem Elektronenakzeptor (z. B. NO
3
-
, Fe-III, SO
42-
) (MADIGAN 2003).
anoxisch
: Charakterisierung des Milieus bei (weitgehender) Abwesenheit von O
2
(Madigan
2003, Schlegel 1992).
Arsen
ist ein Metalloid und kommt in der Umwelt hauptsächlich in den Redoxspezies III
(Arsenit) und V (Arsenat) vor. Dabei wird Arsenit tendenziell eine höhere Mobilität zuge-
schrieben. Beide Formen können durch Oberflächenkomplexierung der Oxoanionen an Ei-
senhydroxiden immobilisiert werden, wobei unter den Bedingungen unter welchen Eisenhyd-
roxide stabil sind i. d. R. Arsenate dominieren. Das pH-Optimum bei der Oberflächenkom-
plexierung an Ferrihydrit liegt bei 6–6,5 (GFI, 2017), ist aber auch von der weiteren Was-
serbeschaffenheit abhängig. Durch Anwesenheit von Sulfid wird einerseits eine Mobilisierung
von Arsen als Thioarsenate/-arsenite beobachtet (GFI, 2017, Kumar, 2016). Andererseits
wird Arsen bei der Fällung von Eisensulfid in dieses durch Mitfällung eingebaut. Sowohl die
Oxidation als auch die Reduktion von As-III/As-V können mikrobiell vermittelt stattfinden.
Die dissimilatorische Reduktion von Arsenat zu Arsenit (Arsen-Atmung, As als finaler Elekt-
ronenakzeptor) sowie die hetero- oder autotrophe Arsenitoxidation (Arsenoxidation als
Energiequelle) stellen in vielen Böden stabile Stoffwechselreaktionen dar (Stolz et al.,
2006). Einige Pflanzen sind für hohe Raten der Bioakkumulation von Arsen mit mehr als
1 g/kg bekannt (z. B.
Grostis canina
: Hunds-Straußgras,
Achillea tenuis
: gem. Schafgarbe,
Pseudosuga taxifolia
: Douglasie,
Pityrogramma calomelanos
: Gold-Farn,
Pteris vittata
: Chin.
Bremse – eine Farnart).
Selen
weist aufgrund der Vielzahl der Redoxzustände (-2, 0, +2, +4, +6), in welchen es in
der Natur vorkommt, prinzipiell ein komplexes chemisches Verhalten auf. Allerdings domi-
nieren in Wasser die mobilen Redoxkomponenten Selenit (+4) und Selenat (+6) sowie hohe
Anteile organisch gebundener Spezies (20–50 % in Böden). Wie Arsen, bilden die Oxoanio-
nen von Selenit und Selenat Oberflächenkomplexe an (Eisen-)hydroxiden mit abnehmen-
dem Rückhalt bei zunehmendem pH-Wert. Selenate werden dabei leicht von anderen Anio-
nen (Phosphat, Huminsäuren und sogar Chlorid) verdrängt. Unter reduzierenden Bedingun-
gen bilden sich gering lösliche Selenide (Se -2). Wie für Arsen können die Reduktion und die
Oxidation der Redoxspezies (neben den abiotischen Reaktionen) mikrobiell vermittelt statt-
finden. Die Vielzahl der mikrobiell vermittelten Reaktionswege wurden von Stolz et al.
(2006) zusammengefasst.

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- 4 GRUNDLAGEN -
Seite | 22
VITA-MIN
Die Metalle
Silber, Cadmium, Kupfer, Nickel, Blei, Zink
kommen in der Natur überwie-
gend als +2 Redoxspezies (Silber +1) vor. Mikrobiell vermittelte Redoxreaktionen dieser
Metalle sind nicht bekannt, bzw. werden als unbedeutend (Kupfer) erachtet. Ihre dominie-
renden Rückhalteprozesse umfassen:
Oberflächenkomplexierung an Metallhydroxiden (v. a. Eisen-, Manganhydroxid) die
vor allem unter neutralen pH-Werten die geringe Mobilität dieser Metalle bewirkt.
Dabei ist zu beachten, dass die Metalle um die Sorptionsplätze konkurrieren, z. B.
verdrängt Zink das schwächere Oberflächenkomplexe ausbildende Cadmium (Carroll
et al. 1998, Strosnider et al. 2011),
Kationenaustausch an Tonmineralen,
Bildung schwer löslicher Sulfide, die unter aeroben Bedingungen aufgelöst werden.
Bioakkumulation in Pflanzen ist z. B. für Cadmium und besonders in Reis bekannt. Kupfer,
Blei, Silber werden v. a. auch in Huminstoffe eingebaut. Bei Nickel werden oft hohe Anteile
organischer gelöster Komplexe detektiert, welche die Mobilität erhöhen.
Auf
Cadmium
als Vertreter der o. g. Gruppe wird an dieser Stelle nochmals gesondert ein-
gegangen, da es bei der Betrachtung der Fallbeispiele in Kapitel 8 relevant wird. Cadmium
ist mit nur 10
-5
% am Aufbau der Erdkruste beteiligt und gehört somit zu den seltenen Ele-
menten. Die globale natürliche Cd-Hintergrundkonzentration liegt zwischen 0,1 und 0,5
mg/kg (vergl. Abbildung 39). Plutonische und metamorphe Gesteine zeigen Konzentrationen
von 0,02–0,2 mg/kg, Sedimentgesteine zeigen höhere Konzentrationen von 0,1–25 mg/kg.
Blei-, Kupfer- und insbesondere Zink-Erze wie Sphalerit (=Zinkblende, ZnS) und Smithsonit
(= Zinkspat, ZnCO
3
) beinhalten 200 bis zu 14'000 mg
Cd
/kg. Cadmium wird deshalb aus-
schließlich als Nebenprodukt bei der Zinkverhüttung, in kleinem Umfang auch bei der Blei-
und Kupferverhüttung gewonnen.
Im Bereich des erzgebirgischen Altbergbaus ist die Erzaufbereitung einer der wesentlichen
Cd-Quellen. Ansonsten wird Cadmium über Phosphatdünger und die metallverarbeitende
Industrie in den Naturraum eingebracht. Cadmium liegt im Wasser als hydratisiertes Ion, als
anorganischer Komplex mit Carbonat, Hydroxid, Chlorid oder Sulfat als Ligand vor und bil-
det mit Huminstoffen organische Komplexe.
Cadmium sorbiert wie alle anderen hier betrachteten Metalle und Arsen bei Kontakt mit der
Bodenmatrix bzw. den Sedimenten stark an diesen und wird so retardiert. So sind häufig
80 % bis 90 % der Cd-Masse im gesättigten Untergrund den Feststoffen zuzuordnen. An
den geogenen Feststoffen (hier insbesondere an Tonminerale und Oxide) sorbieren die Me-
tall(oid-)e überwiegend spezifisch, also unter Bildung starker Bindungen vorwiegend chemi-
schen Charakters (zur Charakterisierung der spezifischen Sorption: siehe Dzombak & Morel
1990). Ihr Transportverhalten wird also durch die Natur der Feststoffe und dem pH-Wert
kontrolliert, der u. a. die Beladungskapazität des Feststoffes bestimmt. Großräumig ist da-
von auszugehen, dass ein Gleichgewicht zwischen der Konzentration der Metall(oid-)e in der
Wasserphase und der Stoffmenge an den Feststoffen besteht. Dies gilt auch für die Bindung
an kolloidale Feststoffe, die in Oberflächenwässern transportiert und sedimentiert (Intersti-
tial) werden.
Anhand dieser geochemischen Grundlagen werden die zwölf Einzelparameter der durch
Bergbau beeinflussten Schadstoffe in folgende
Schadstoffgruppen
zusammengefasst:

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- 4 GRUNDLAGEN -
Seite | 23
VITA-MIN
pH-Wert
: ist ein Milieuparameter der als Summenparameter den sauren bzw. alkali-
schen Zustand des Wassers beschreibt. Er wird von einer Vielzahl (bio-/geo-
)chemischer Reaktionen bedingt und beeinflusst wiederum die meisten der in Tabelle
5 genannten Prozesse. Er ist zustandsbestimmend für die OWK nach OGewV und
wird (ggf. als Untergruppe) zur Beschreibung des Milieus der WK herangezogen.
Sulfat
: Sulfat ist ein Schadstoff nach OGewV und GrwV und außerdem relevant für
die Zuordnung aller Verfahren unter Verwendung von Sulfatreduktion, mit der durch
die Bildung von Sulfid auch andere Metalle immobilisiert werden können.
Eisen
: Eisen ist eine Qualitätsnorm der OGewV und ferner relevant für die Zuord-
nung aller Verfahren der Eisenoxidation, da die frisch ausgefallenen Eisen(hydr-)
oxide Oberflächen zur Komplexierung anderer Metall(oid-)e zur Verfügung stellen.
Die
Metalle
Ag, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn mit ähnlichen dominierenden Immobilisierungs-
pfaden werden in einer Gruppe zusammengefasst. Sie bilden schwerlösliche Sulfide
und unterliegen der Oberflächenkomplexierung an Eisen-/Mangan(hydr-)oxiden. Ihre
Mobilität steigt unter umwelttypischen pH-Bedingungen im sauren Milieu.
Chrom
: Im Gegensatz zu den o.g. Metallen ist es unter oxidierenden Bedingungen
mobiler und wird deshalb separat betrachtet. Chrom bildet keine schwerlöslichen
Sulfide und tritt – wie Arsen, Selen – als Oxoanion auf.
Die Halbmetalle
Arsen
(und Selen) kommen unter den typischen Bedingungen in
Gewässern/Böden als Oxoanionen vor und weisen v. a. bei der Oberflächenkomple-
xierung andere pH-Optima als die o.g. Metalle auf. Außerdem sind für beide Elemen-
te neben den abiotischen eine Vielzahl mikrobiell vermittelter Redoxreaktionen be-
kannt, die zusammen stabile Stoffkreisläufe bilden können (Stolz et al., 2006).
4.4 DEFINITION MIKROBIOLOGISCHER VERFAHREN
Zur Abgrenzung der in dieser Studie zu untersuchenden Reinigungsverfahren, werden zu-
nächst der Begriff
(mikro-)biologische Reinigungsverfahren definiert und die für dieses
Vorhaben gültigen Einschränkungen dargestellt:
(Mikro-)biologische Verfahren zur Wasserbehandlung
– im Folgenden
(m)bRV
– um-
fassen alle Verfahren, deren Kernprozess auf der gezielten Nutzung (mikro-)biologischer
Stoffwechselvorgänge (direkt) und/oder deren Auswirkungen (indirekt) beruht.
Die Verfahren können nach folgenden
Kategorien
klassifiziert werden:
Menschliche Einflussnahme: aktiv … passiv,
Wirkmechanismus: direkt … indirekt,
Aerobie: aerob … anoxisch,
Wirkort: in-situ … ex-situ,
Biota: Bakterien, Archaebakterien, Pilze, Algen, Makrophyten, Gemeinschaften,
Technologie: Reaktoren, konstruierte Feuchtgebiete etc.,
Kernprozesse: Reduktion/Oxidation, Fällung, Sorption, Inkorporation etc.

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- 4 GRUNDLAGEN -
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VITA-MIN
Bei vielen dieser Kategorien findet i.d.R. ein fließender Übergang statt, so dass ein einzelnes
Verfahren unter Umständen nicht einem Attribut streng zuordenbar ist. In der Literatur
wurden die Verfahren zur Aufbereitung von Grubenwässern/bergbaubeeinflussten Wässern
meist in aktive oder passive Verfahren unterteilt (Younger et al. 2002, VODAMIN Verbund)
– wohlwissend, dass ein fließender Übergang Realität ist und ein "passives Verfahren" einen
Antagonismus darstellt. Um eine klarere Einteilung der Verfahren zu erhalten, werden sie
für dieses Vorhaben, in welchem nur die (mikro-)biologischen Verfahren betrachtet werden,
bei ihrer späteren Beschreibung nach der
verwendeten Technologie
eingeteilt. Dabei
werden unterschieden:
konstruierte Ökosysteme (
engineered ecosystems
),
konstruierte Reaktoren,
Untergrundreaktoren.
Bezüglich der Kernprozesse zur Immobilisierung der Schadstoffe ist festzuhalten, dass in
der Regel mehrere davon in einem Verfahren stattfinden. So wäre in einem Aktivkohlefilter
der Hauptprozess die Sorption; in einem Langsamsandfilter wären es die mikrobiellen Stof-
fumsätze, die z. B. zu Oxidation und Fällung/Mitfällung/Sorption führen.
Zur
Abgrenzung,
der in dieser Studie untersuchten Verfahren, werden folgende Festlegun-
gen getroffen:
nur (mikro-)biologische Verfahren nach o.g. Definition, z. B. keine Oxidationsbecken
(
settling ponds
,
oxidation ponds
), deren Hauptmechanismus auf der (z. T. mikrobiel-
len) Oxidation von Eisen und dessen Absetzen in den Becken beruht,
nur Verfahren zur Behandlung von Grundwässern und gefassten Oberflächengewäs-
ser-Strömen, z. B. keine
in-lake
Behandlung von Seewässern,
nur Verfahren zur Behandlung der relevanten Parameter aus Kapitel 4.3.2, z. B. kein
Nitrat/Ammonium,
keine Maßnahmen zur Vermeidung oder Gewinnung während des aktiven Bergbaus
wie es z. B. Biometallurgie wäre,
keine Verfahren, die z. B. durch gezielte Bepflanzung zur Verminderung der Grund-
wasserneubildung führen, wie z. B. auf der Kippe Witznitz im mitteldeutschen Braun-
kohlesanierungsbergbau. Solche Verfahren vermindern zwar die mobilisierte
Stofffracht, aber dies wird mittels Verminderung des
Durchflusses
und nicht der
Kon-
zentration
angestrebt.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 25
VITA-MIN
5
GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER
In diesem Kapitel wird die Gruppierung der Grundwasser- und Oberflächenwasserkörper in
Sachsen nach ihrer Beschaffenheit vorgenommen. Zunächst wird die erarbeitete Methodik
vorgestellt. Anschließend wird dargestellt, welche der bergbaubedingten Schadstoffe den die
Verfehlung des guten chemischen bzw. ökologischen Zustand für die Gewässerkörper ge-
mäß GrwV und OGewV im Bewirtschaftungszeitraum 2015 der WRRL bewirken. Die Gewäs-
serkörper wurden daraufhin nach ihrer bergbaubedingten Belastung in Gruppen eingeteilt.
Für die abschließende Gruppierung wurde außerdem geprüft, ob Untergruppen hinsichtlich
der Beschaffenheit relevanter Verfahrensparameter mikrobiologischer Reinigungsverfahren
gebildet werden müssen.
Die so abgeleiteten Gruppen der Gewässerkörper bildeten die Grundlage für die Bewertung
der mikrobiologischen Reinigungsverfahren hinsichtlich ihrer Eignung unter sächsischen
Verhältnissen (s. Kapitel 7).
5.1 METHODIK
Eine Hauptaufgabe der Studie bestand darin, die vom Bergbau beeinflussten Gewässerkör-
per Sachsens hinsichtlich ihrer
langjährigen Belastungssituation
zu charakterisieren und
darauf folgend eine
Gruppierung
hinsichtlich dieser Belastung und der Verfahrensparame-
ter (m)bRV vorzunehmen. Der dafür entwickelte Arbeitsablauf ist in Abbildung 9 schema-
tisch zusammengefasst.
Vor der eigentlichen Bearbeitung wurden die Daten gesichtet und geordnet. Geodaten wur-
den ggf. visualisiert und Messdaten mussten für die weitere Verarbeitung vorformatiert
werden. Alle Daten mit Angaben kleiner Bestimmungsgrenze wurden nicht in die Auswer-
tung einbezogen. Nach der bereits erfolgten Darstellung des allgemeinen chemi-
schen/ökologischen Zustandes der Wasserkörper nach EU-WRRL (s. Abschnitt 4.2) wurde
ihr
Zustand
bezüglich der in Abschnitt 4.3.2 abgeleiteten bergbaubedingten Schad-
stoffe ermittelt sowie
eine Zuordnung zu den Bergbauregionen Sachsens (s. Kapitel 4.3.1) vorgenommen,
so dass damit im
ersten Arbeitsschritt
die bergbaubeeinflussten Gewässerkörper abge-
grenzt wurden, für die die folgende Gruppierung durchzuführen war. Der
zweite und um-
fangreichere Arbeitsschritt
umfasste die Einbindung der langzeitlichen Beschaffenheits-
daten zur Ableitung der
Gruppen
der Gewässerkörper mit vergleichbarer typischer Beschaf-
fenheit. Hierzu waren mehrere einzelne Arbeitsschritte notwendig, deren Ablauf im Folgen-
den näher beschrieben ist.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 26
VITA-MIN
Abbildung 9: Vorgehensweise bei der Zustandsbeschreibung und Klassifizierung der Ge-
wässerkörper nach bergbaubedingter Schadstoffbelastung und Arbeitsparametern (mikro-
)biologischer Reinigungsverfahren in dieser Studie.
In Tabelle 6 sind die Datenquellen, -typen und alle Parameter der Beschaffenheitsdaten auf-
geführt, die genutzt wurden, sowie die statistischen Kenngrößen die für diese ermittelt wur-
den.
Tabelle 6: Parameter zur der Klassifizierung der Gewässerkörper, ihre Quellen und Ein-
schränkungen.
Gewässerkörper
Grundwasserkörper
Oberflächenwasserkörper
Datenquelle
iDA
LfULG
Datentyp
Excel-Dateien mit Messwerten aller
Messstellen Sachsens je Parameter
Access Datenbanktabellen mit Messwer-
ten aller OW-Messstellen Sachsen,
gruppiert nach abgefragten Parametern
Einschränkung
-
nur Proben: mit Probentyp Oberflä-
chenwasser oder Schwebstoff
langjährige Mittelwerte
je Messstelle für
1990–2017
2000–2017
Parameter
As, Ca, Cd, Cl, CSB, DOC, Eh, Fe, Fe-II,
GH, KB8.2, KS4.3, Koloniezahl, LF, Mn,
NH
4
, NO
2
, NO
3
, O
2
, oPO
4
, Pb, pH, SO
4
,
T, TIC, TOC
As, Cd, Cr, Cu, Fe, Fe-II, Hg, LF20, Mg,
Nges, NH
4
-N, NO
2
-N, NO
3
-N, Ni, O
2
,
oPO
4
, Pb, pH, PO
4
, S
2-
, SO
4
, T, U, Zn
statistische Kenngrößen
der langjährigen Mittel-
werte an den Messstellen
je Gewässerkörper
Anzahl, Minimum, Maximum, Mittel-
wert, p10, p50, p90
Anzahl, Minimum, Maximum, Mittel-
wert, p10, p50, p90
Neben den in Abbildung 8 aufgeführten
Schadstoffen
sollten zur Gruppierung der Gewäs-
serkörper auch
Verfahrensparameter
der (mikro-)biologischen Reinigungsverfahren zur
Gruppierung der Wasserkörper herangezogen werden. Die dazu genutzten Parameter sind in
Tabelle 7 mit ihrer Bedeutung für (mikro-)biologische Prozesse aufgeführt.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 27
VITA-MIN
Tabelle 7: Chemische Parameter der Grundwassermessstellen, die zur Unterteilung der
GWK nach relevanten Verfahrensparametern der (m)bRV herangezogen wurden und deren
Bedeutung für die (m)bRV.
a
: auch für die OWK, z. T. schon als Schadstoff.
Parameter
Aussage/Relevanz für die (m)bRV
pH
a
, T
a
Allgemeine Milieuparameter: Alle (Mikro-)Organismen haben einen pH- und T-Bereich,
in welchem sie sich entwickeln können (Ökologische Potenz). Für mikrobielle heterotro-
phe Sulfatreduktion ist z. B. häufig ein pH-Wert-Bereich von 6–8 günstig, wobei durch
Bildung von Mikromilieus auch niedrigere pH-Werte der freien Wasserphase tolerabel
sind (Koschorreck, 2008). Oxidation von Eisen-II wird auch noch bei niedrigen pH-
Werten von bis zu 2 z. B. durch den autotrophen Stamm
Ferrovum myxofaciens
durch-
geführt (Hedrich et al., 2012).
Eh, O
2
a
, NO
3a
,
NO
2
a
, NH
4
, Fe-II
a
,
Fe
a
, Mn
Parameter die das Redox-Milieu beschreiben. Alle mikrobiellen Stoffwechselreaktionen
nutzen einen terminalen Elektronenakzeptor (EA). Häufig ist das Sauerstoff. Bei Abwe-
senheit von Sauerstoff – unter anoxischen Bedingungen – können Mikroorganismen
aber auch andere Stoffe, wie z. B. Nitrat, Eisen-III, Sulfat, nutzen. Die mikrobielle Sul-
fatreduktion (Sulfat als EA) wird durch Sauerstoff und Nitrat inhibiert, weil mit jenen
eine höhere Energieausbeute möglich ist.
KS, KB, TIC, Ca,
GH
Puffervermögen des Wassers gegenüber Änderungen des pH-Wert im Zuge mikrobieller
Prozesse wie z. B. Eisenoxidation und –fällung und Carbonathaushalt.
Koloniezahl, DOC,
TOC
Indiz für Gehalt organischer Stoffe (evtl. als Kontamination) und mikrobielle Aktivität.
Cl, Lf
a
Salinität des Wassers: ähnlich allgemeiner Milieuparameter – verschiedene Toleranzbe-
reiche von (Mikro-)organismen.
o-PO
4
a
Relevanter Nährstoff für das Wachstum aller Organismen.
In Abbildung 10 ist schematisch dargestellt, wie aus den Einzelmesswerten der Parameter
an den Messstellen statistische Kenngrößen zur Gruppierung der Gewässerkörper ermittelt
wurden und wozu diese jeweils verwendet wurden. Es wurde in zwei Schritten vorgegangen:
Zunächst wurden aus den Zeitreihen der Parameter an den Messstellen die langjäh-
rigen Mittelwerte berechnet (
zeitliche Aggregation
).
Anschließend wurden für alle Messstellen eines Gewässerkörpers statistische Kenn-
größen berechnet (
räumliche Aggregation
):
o
Anzahl der Messstellen im GWK,
o
Minimum, Mittelwert und Maximum des langjährigen Mittelwertes,
o
10 %-Perzentil (p10) der langjährigen Mittelwerte,
o
50 %-Perzentil (p50) der langjährigen Mittelwerte,
o
90 %-Perzentil (p90) der langjährigen Mittelwerte.
Die Berechnung der zeitlichen und der räumlichen Aggregation fand jeweils mit für die Da-
tenformate der Eingangsdaten angepassten Programmskripten
4
statt. Zur Ermittlung der
langjährigen Beschaffenheit an Messstellen wurden für die Pegel der Oberflächengewässer
Daten aus den Jahren 2000–2017 herangezogen. Für die weniger dynamisch reagierenden
Grundwässer wurde der Zeitraum der Datengrundlage auf 1990–2017 verlängert.
4
Es wurde die Programmiersprache Pyhton, Version 3.5 verwendet:
https://www.python.org/about/.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 28
VITA-MIN
Abbildung 10: Schema der Methode zur Gruppierung von Gewässerkörpern hinsichtlich
Schadstoffen mit Umweltqualitätsnormen und Verfahrensparametern (mikro-)biologischer
Reinigungsverfahren.
Für die Kategorisierung der
Grundwasserkörper
nach dem Grad der Überschreitung der
Schwellenwerte der GrwV wurde das 90 % Perzentil (p90) verwendet. Es ist die Konzentra-
tion, die bei Betrachtung der langjährigen Mittelwerte (1990–2017 für die GWK) an 90 %
aller Messstellen eines GWK unterschritten wurde. Es wurde bewusst nicht der Mittelwert
oder der Median (50 %-Perzentil) herangezogen, weil die in der weiteren Bearbeitung zuzu-
ordnenden Reinigungsverfahren:
a) tendenziell an Stellen höherer Belastung vorzusehen wären, um einen höheren abso-
luten Reinigungseffekt erzielen zu können und
b) für diese höheren Belastungen ausgelegt werden müssen.
Die Behandlung der
OWK
unterscheidet sich von der der GWK in folgenden Punkten:
Bei der räumlichen Aggregation konnte in der Regel nur der Mittelwert berechnet
werden, weil für 80 % der Parameter weniger als fünf Messstellen mit Messwerten in
den OWK vorlagen. Damit wurde für die OWK der Mittelwert eines Parameters zur
Gruppierung verwendet und nicht das 90 %-Perzentil wie bei den GWK. Dies ist auch
inhaltlich gerechtfertigt, da bei der Auswahl eines Behandlungspunktes in einem
GWK i.d.R. die hochbelasteten in Frage kommen. Die OWK sind hingegen durch ge-
ringere Größe (746 OWK gegenüber 83 GWK in Sachsen) sowie homogenere Be-
schaffenheit entlang des Fließpfades charakterisiert.
Für viele Parameter lagen Messwerte mehrerer Kompartimente vor: gelöst, gesamt,
schwebstoffgebunden an Fraktion < 20 μm bzw. (ab 2011) < 63 μm. Die Auswahl
des auszuwertenden Kompartiments richtete sich für die Schadstoffe nach der zu-
grundeliegenden UQN der OGewV. Für die nicht schwebstoffgebundenen Metalle
wurden allerdings anstelle der Gelöstkonzentrationen (< 0,45 μm) die Gesamtkon-
zentrationen herangezogen, weil diese wiederum für die (m)bRV relevant sind. Fol-
gende Schadstoff-Kompartimente wurden ausgewertet:
t
c
i
MST B
t
c
i
MST A
t
c
i
MST #
Messdaten je MST für Parameter i:
Schadstoffe mit UQN bzw. SW
Arbeitsparameter (m)bRV
Zeitliche Aggregation
Mittelwerte der Zeitreihen je MST
1990/2000
2017
Räumliche Aggregation
statistische Kenngrößen über die Mittelwerte an allen MST je
Gewässerkörper
90 %-Perzentil (GWK) | Mittelwert (OWK):
Klassifizierung der WK nach Grad der Überschreitung der Norm
> 1 x, 1,5x, 2 x, 3 x, 5 x, 10 x, 100 x Norm
als Parameter für die Zuordnung der (m)bRV
Zuordnung Messstellen zu GK
ggf. Weitere Kenngrößen:
Anzahl der Messstellen im GK mit Messwerten zu Parameter i
Spannweite der Beschaffenheit zur Charakterisierung der WK
p10
p90 für die Zuordnung der (m)bRV
Median, Mittelwert
p50, MW ggf. bei Visualisierung der Daten
Sulfat >2…5 UQN,
Cd
>2…10 UQN
Schwarze Elster, Lohsa,
Cd
> 1…3 UQN
Obere Flöha, Niesky,
As >1…3 UQN,
Cd>
1…3 UQN
Obere
Zschopau, Zwickau, …

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 29
VITA-MIN
o
As schwebstoffgebunden < 63 μm,
o
Cr schwebstoffgebunden < 63 μm,
o
Cu schwebstoffgebunden < 63 μm,
o
Zn schwebstoffgebunden < 63 μm,
o
Fe gesamt,
o
Sulfat gelöst,
o
pH-Wert (vor Ort),
o
Cd gesamt,
o
Pb gesamt,
o
Ni gesamt.
Silber, Thallium, Selen wurden nicht mit betrachtet, da nur vereinzelt Überschreitun-
gen der UQN und hinreichend Messwerte vorlagen.
Die Anzahl der durch Bergbau beeinflussten und damit zu berücksichtigenden UQN
für die OKW ist mit 12 wesentlich höher als für die GWK. Um eine handhabbare und
fachlich begründete Anzahl von Belastungsgruppen der OWK ableiten zu können,
wurden die betrachteten Parameter nach ihren dominierenden Immobilisierungspfa-
den gemäß den Darlegungen in Abschnitt 4.3.2 gruppiert: Metalle, Sulfat, Eisen, Ar-
sen, Chrom, pH-Wert.
5.2 GRUPPIERUNG DER GRUNDWASSERKÖRPER
In diesem Abschnitt werden von den GWK, die sich nach WRRL im Bewirtschaftungszeit-
raum 2015 in einem schlechten chemischen Zustand befanden diejenigen identifiziert, die
durch bergbaubedingte Schadstoffe im schlechten Zustand sind. Es werden die zustandsbe-
stimmenden Stoffe dargestellt und die betroffenen GWK den Bergbauregionen zugeordnet.
Anschließend werden die GWK nach dem Grad der Überschreitung der Schwellenwerte in
der GrwV sowie nach Verfahrensparametern der (m)bRV gruppiert. Die Vorgehensweise
wurde in Abschnitt 5.1 dargestellt.
5.2.1
Bergbaubeeinflusste Grundwasserkörper
Nach Grundwasserverordnung §5 Abs. 1 bilden die "Grundlage für die Beurteilung des che-
mischen Grundwasserzustands […] die in Anlage 10.2 aufgeführten Schwellenwerte." Von
den dort aufgeführten zwölf Parametern werden lediglich:
Arsen,
Cadmium,
Blei,
Sulfat
in diesem Vorhaben als potenziell durch Bergbau beeinträchtigt betrachtet (vgl. Abschnitt
4.3.2). Alle anderen Parameter (Quecksilber, PBSM, Nitrat, Ammonium, Nitrit, o-Phosphat,
Tri-/Tetrachlorethene) sind überwiegend anderen Verursachern (u. a. Landwirtschaft, che-
mischen Industrie, atmosphärischer Eintrag durch Feuerung) zuzuordnen. In Abbildung 11
sind diejenigen GWK hervorgehoben, die aufgrund der Belastung mit Arsen, Cadmium, Sul-

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
fat und Blei einen schlechten chemischen Zustand nach WRRL im Bewirtschaftungszeitraum
2015 besaßen. Dies sind
24 der 83 GWK auf sächsischem Gebiet
. In der Karte in Abbil-
dung 11 sind außerdem die bergbaubeeinflussten OWK nach Abbildung 7 als Schraffur über-
lagert. Aus dieser Darstellung lassen sich den von Bergbau beeinflussten GWK sehr deutlich
die drei großen Bergbauregionen zuordnen:
Braunkohlenbergbau Westsachsen,
Braunkohlenbergbau Ostsachsen,
Altbergbau (Montanregion Erzgebirge, Erze und Steinkohle).
Anlage 10.2 enthält eine Tabelle mit allen GWK im schlechten chemischen Zustand, unter
Angabe der bewirkenden Stoffe sowie die Zuordnung zu Bergbauregionen. Außerdem wer-
den dort Karten analog zu Abbildung 11 für die vier Einzelstoffe gezeigt.
Abbildung 11: GWK in Sachsen – schlechter chemischer Zustand nach EU-WRRL im Bewirt-
schaftungszeitraum 2015 durch bergbaubeeinflusste Schadstoffe (Sulfat, Cadmium, Arsen,
Blei). Überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster OWK und der Zuordnung zu den drei
Bergbauregionen.
Aus Abbildung 11 und den Karten in Anlage 10.2 wird deutlich, dass vor allem die GWK in
den Braunkohleregionen durch
Sulfat
einen schlechten chemischen Zustand aufweisen.
Außerdem sind die GWK Elbe, Jahna, Zwickau, Obere Freiberger Mulde davon betroffen. Die
zustandsbestimmende Belastung durch
Arsen
betrifft v. a. GWK im Erzgebirge, aber auch
teilweise die Braunkohlenbergbauregionen, da der Pyrit in der quartären und tertiären Deck-
schichten oft arsenhaltig ist. Eine ähnliche Verteilung gibt es für
Cadmium
.
Blei
ist lediglich
in den zwei GWK Weißeelsterbecken mit Bergbaubeeinflussung und Obere Freiberger Mulde
zustandsbestimmend. Alle GWK deren chemischer Zustand durch die vier genannten Stoffe

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schlecht ist, sind auch von bbb OWK nach Abbildung 7 überlagert. Damit werden alle 24
dargestellten GWK in der Betrachtung als
bergbaubeeinflusste GWK
weiter geführt.
5.2.2
Kategorisierung nach der Belastung
Die 24 bergbaubeeinflussten Grundwasserkörper wurden bezüglich des Grades der Über-
schreitung der Schwellenwerte der 4 bergbaubedingten Parameter in der GrwV kategori-
siert. In einem ersten Schritt wurden die zeitlichen Mittelwerte je Messstelle der oben ermit-
telten, zustandsbestimmenden Schadstoffe (Sulfat, Arsen, Blei, Cadmium) berechnet (
zeit-
liche Aggregation
). Die gewonnenen Daten der Messstellen wurden in QGIS den GWK zu-
geordnet, wie beispielhaft für Sulfat in Abbildung 12 dargestellt ist.
Abbildung 12: GWK in Sachsen – schlechter chemischer Zustand nach EU-WRRL im Bewirt-
schaftungszeitraum 2015 durch Sulfat und langjährige Mittelwerte (1990–2017) an Grund-
wassermessstellen.
Im nächsten Schritt wurden für alle Mittelwerte der Messstellen in einem GWK statistische
Kenngrößen berechnet. Das Ergebnis dieser
räumlichen Aggregation
der Parameter zeigt
Tabelle 8 beispielhaft für Sulfat an sieben GWK. Anlage 10.4 enthält den gesamten Daten-
satz aller bearbeiteten Parameter mit den Kenngrößen Anzahl der Messstellen, p10, p90 und
Mittelwert.

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VITA-MIN
Tabelle 8: Statistische Kennwerte über die langjährigen Mittelwerte an Grundwassermess-
stellen in den GWK – Auszug des Datensatzes. #: Anzahl der Messstellen, MW: Mittelwert,
pXX: XX-% Perzentil.
Parameter
Schwar-
ze
Elster
Elbe
Weisse-
ritz
Jahna
Obere
Freiber-
ger
Mulde
Obere
Floeha
Mittlere
Zschopau
Sulfat Einheit
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
Sulfat #
19
408
10
58
42
18
10
Sulfat min
197
24
10
28
15
14
23
Sulfat max
5290
2421
79
447
2900
83
119
Sulfat MW
1697
232
37
190
317
42
74
Sulfat p10
242
115
11
104
26
24
37
Sulfat p50
937
197
34
193
105
40
76
Sulfat p90
4370
339
51
271
669
68
118
In Tabelle 9 sind diese langjährigen 90 %-Perzentile und die Mittelwerte für die vier bbb
Schadstoffe Sulfat, Arsen, Blei und Cadmium in den 24 bergbaubeeinflussten GWK zusam-
mengefasst.
Diese langjährigen Werte der Schadstoffkonzentrationen in den GWK wurden schließlich
nach dem
Grad der Überschreitung der Schwellenwerte der GrwV
(
Überschrei-
tungsgrad
) wie folgt kategorisiert:
> 1 SW,
> 1,5 SW,
> 2 SW,
> 3 SW,
> 5 SW,
> 10 SW,
> 100 SW
und den GWK zugeordnet. In Abbildung 13 ist diese Zuordnung beispielhaft für den Parame-
ter Sulfat als Karte dargestellt.
Schließlich wurden für die GWK
Belastungsgruppen
abgeleitet, die die Schadstoffcharak-
teristik bezüglich der Überschreitung der Schwellenwerte der GrwV abbilden. Die Ableitung
der Gruppen erfolgte sowohl nach dem Gesichtspunkt, welche Schadstoffe die Schwellen-
werte der GrwV überschreiten, als auch – wenn nötig – nach dem Grad der Überschreitung.
So wurden die in Tabelle 10 zusammengefassten acht Gruppen gebildet.
Tabelle 9: Langjährige Mittelwerte und 90 %-Perzentile der Konzentrationen von Sulfat,
Arsen, Blei, Cadmium in den bergbaubeeinflussten GWK. MW: Mittelwert, p90: 90 %-
Perzentil, ML: Moränenlandschaft. Bbb: Bergbaubeeinflussung.
Komponente | Schwellenwert der GrwV
As 10
Pb 10
Cd 0,5
SO
4
250
Dimension
μg/L
μg/L
μg/L
mg/L

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Parameter
MW
p90
MW
p90
MW
p90
MW
p90
DEBB_SE 4-1
Schwarze Elster
0,6
0,6
15
35
2,8
7,4
1697
4370
DESN_EL 1-1+2
Elbe
38
29
3,2
5,1
0,43 0,95
232
339
DESN_EL 1-9
Weißeritz
13
29
8,8
36
0,72
1,8
37
51
DESN_EL 2-4
Jahna
0,6
0,9
0,91
1,2
0,32
0,41
190
271
DESN_FM 1
Obere Freiberger Mulde
29
32
73
138
343
607
317
669
DESN_FM 3-2
Obere Floeha
3,0
5,9
0,71
1,3
0,85
1,6
42
68
DESN_FM 4-2
Mittlere Zschopau
2,7
6,5
1,5
4,7
1,3
3,6
74
118
DESN_FM 4-3
Obere Zschopau
21
61
3,1
1,2
1,4
3,5
48
103
DESN_SAL GW 052
Grossraum Leipzig
1,3
4,2
2,0
2,8
0,22
0,24
455
660
DESN_SAL GW 058
Eulagebiet
0,5
0,8
1,8
4,7
1,0
0,61
258
427
DESN_SAL GW 059
Weißelsterbecken mit Bbb
2,2
4,8
14
28
9,4
7,0
1367
2627
DESN_SAL GW 060
Parthegebiet
1,6
5,1
3,3
3,8
0,76
1,8
271
445
DESN_SE 1-1
Hoyerswerda
0,6
0,6
6,8
11
1,9
5,4
624
1158
DESN_SP 2-1
Niesky
0,5
0,7
8,2
10
0,90
2,1
227
270
DESN_SP 3-1
Lohsa-Nochten
0,5
0,7
10
12
1,1
1,9
571
1226
DESN_VM 1-1
Lober-Leine
3,1
9,8
5,3
11
1,2
2,4
474
840
DESN_VM 2-2
Strengbach
0,4
0,5
12
21
1,4
3,0
701
1700
DESN_ZM 1-1
Zwickau
33
89
3,8
5,2
1,7
5,8
409
953
DESN_ZM 1-2
Aue-Schlema
2,8
4,7
5,0
6,2
0,99
1,2
547
1176
DESN_ZM 1-3
Schwarzwasser
8,8
19
1,6
4,0
2,5
4,5
60
80
DESN_ZM 1-4
Eibenstock
3,3
6,3
4,0
10
0,28 0,74
21
44
DESN_ZM 3-2
Chemnitz-1
19
46
5,5
1,1
0,26 0,43
123
271
DEST_SAL GW 022
Hallesche u. Köthener ML
406
629
DETH_SAL GW 054
Ronneburger Horst
1,8
1,8
0,09
0,13
160
216

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Abbildung 13: Sulfatbelastung bergbaubeeinflusster GWK in Sachsen – Grad der Über-
schreitung des Schwellenwertes der GrwV für das 90 %-Perzentil der langjährigen Mittel-
werte (1990–2017) aller Grundwassermessstellen des GWK.
In Tabelle 11 sind die GWK geordnet nach den Belastungsgruppen dargestellt. Abbildung 14
zeigt die entsprechende Kartendarstellung. In Anlage 10.4 sind separaten Kartendarstellun-
gen für die vier Schadstoffe beigefügt.
Tabelle 10: Belastungsgruppen der GWK – Kategorisierung nach welchem Grad das 90 %-
Perzentil der Konzentrationen in den GWK die Schwellenwerte der GrwV für bergbaubeding-
te Schadstoffe überschreitet. Leere Zellen: p90 kleiner oder gleich UQN. Datengrundlage:
Werte 1990–2017, iDA.
GWK-Belastungsgruppe
90 %-Perzentil …-fach des Schwellenwertes der GrwV
Sulfat
Cadmium
Blei
Arsen
Sulfat
1,5–2
Sulfat, Cadmium
1,5–3
2‒10
Sulfat, Cadmium, Blei
5–10
5‒10
2–3
Cadmium überprägt
> 1,5
> 100
> 1,5
> 1,5
Arsen, Cadmium
< 3
3‒10
< 3
2–5
Cadmium
3–5
Arsen
2–3
geringfügig
< 1,5
< 1,5
< 1,5
< 1,5

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
Tabelle 11: Kategorisierung der GWK nach Grad der Überschreitung der Schwellenwerte der
GrwV für bergbaubedingte Schadstoffe (Belastungsgruppen). Basis ist das 90 %-Perzentil
über die langjährigen Mittelwerte aller Messstellen in einem GWK. Bbb: Bergbaubeeinflus-
sung.
GWK
Komponente
As
Pb
Cd
SO4
UQN
10 μg/L
10 μg/L
0.5 μg/L
250 mg/L
DESN_SAL GW 052
Grossraum Leipzig
2
DEST_SAL GW 022
Hallesche/Koethener Moränenl.
2
DESN_SAL GW 058
Eulagebiet
1
1,5
DESN_SE 1-1
Hoyerswerda
1
10
3
DESN_VM 1-1
Lober-Leine
1
3
3
DESN_ZM 1-2
Aue-Schlema
2
3
DESN_SAL GW 060
Parthegebiet
3
1,5
DESN_SP 3-1
Lohsa-Nochten
1
3
3
DESN_SAL GW 059
Weisselsterbecken mit Bbb
2
10
10
DEBB_SE 4-1
Schwarze Elster
3
10
10
DESN_VM 2-2
Strengbach
2
5
5
DESN_FM 1
Obere Freiberger Mulde
3
10
100
2
DESN_ZM 1-1
Zwickau
5
10
3
DESN_FM 4-3
Obere Zschopau
5
5
DESN_EL 1-9
Weisseritz
2
3
3
DESN_ZM 1-3
Schwarzwasser
1,5
5
DESN_FM 4-2
Mittlere Zschopau
5
DESN_FM 3-2
Obere Floeha
3
DESN_SP 2-1
Niesky
1
3
1
DESN_ZM 3-2
Chemnitz-1
3
1
DESN_EL 1-1+2
Elbe
2
1,5
1
DESN_EL 2-4
Jahna
1
DESN_ZM 1-4
Eibenstock
1
1
DETH_SAL GW 054
Ronneburger Horst

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
Abbildung 14: Belastungsgruppen bergbaubeeinflusster GWK in Sachsen: Kategorisierung
nach Überschreitung des Schwellenwertes der GrwV für Sulfat, Arsen, Blei, Cadmium in den
langjährigen Mittelwerten (1990–2017) der Grundwassermessstellen des GWK.
5.2.3
Kategorisierung nach Verfahrensparametern (m)bRV
Im vorangegangenen Abschnitt 5.2.2 wurden die 24 bergbaubeeinflussten Grundwasserkör-
per Sachsens nach ihrer Belastungssituation mit den bergbaubedingten Schadstoffen Sulfat,
Blei, Cadmium, Arsen in Gruppen eingeteilt. In diesen Gruppen sind die GWK somit unab-
hängig von ihrer natürlichen Hintergrundbeschaffenheit oder weiteren für die Leistungsfä-
higkeit der (m)bRV relevanten Parameter zusammengefasst. Zur Gruppierung der GWK
wurden außerdem Daten von Arbeitsparametern der (m)bRV und Milieuparameter der GWK
herangezogen (s.a. Tabelle 6). Die zeitliche und räumliche Aggregation der Daten erfolgte
analog der Vorgehensweise für die vier Schadstoffe.
In Anlage 10.4 sind Tabellen enthalten, die für die 24 sächsischen Grundwasserkörper mit
Bergbaubeeinflussung auch für die Verfahrensparameter ausgewählte Kenngrößen (p10,
Mittelwert, p90) darstellen. Außerdem sind mit den Diagrammen in Abbildung 58 – Abbil-
dung 70 die Spannweiten p10–p90 für Beschaffenheitskenngrößen dargestellt, die zur Un-
terteilung der GWK-Gruppen nach den Verfahrensparametern herangezogen wurden.
Diese Spannweiten wurden in der weiteren Bearbeitung auch in den Bewertungstabellen der
Gewässerkörper zu ihrer Eignung für die jeweiligen Reinigungsverfahren dargestellt (s. An-
lagen 10.7 und 10.8).

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 37
VITA-MIN
Die weitere Charakterisierung hinsichtlich der o.g. Verfahrensparameter (m)bRV ergibt,
dass die folgende Unterteilung in Untergruppen relevant ist:
Drei GWK zeichnen sich durch
anoxische Verhältnisse
aus:
Hoyerswerda, Lohsa-
Nochten, Schwarze Elster
und teilweise der GWK
Weißeelsterbecken
. Folgende Para-
meter zeigen auffällige Abweichungen gegenüber den ansonsten weitgehend aeroben
Grundwasserverhältnissen:
niedrige
Sauerstoffkonzentration
(p90 unterhalb von 0,5 mg/L),
hohe Konzentration an gelöstem
Eisen-II
(p10 über 3 mg/L, p90 über 200 mg/L),
niedrige
Nitrat
- und Nitritkonzentrationen (p90 unter 2 mg/L NO
3
-
, 0,03 mg/L NO
2-
),
Damit charakterisieren sie die typischen Verhältnisse in den Gebieten des (ehemaligen)
Braunkohlentagebaus
– vor allem in der Lausitz. Im Zuge der großräumigen und lang-
zeitlichen Grundwasserabsenkung sind die Grundwässer dort durch die gering gepufferte
Pyritoxidation charakterisiert. Prinzipiell wurden die
Lausitzer
vom Braunkohletagebau ge-
prägten Grundwässer in (DGFZ, 2012) bereits einschließlich ihrer Genese charakterisiert.
Die anoxischen Verhältnisse rühren aus der großräumigen mikrobiellen Verwertung des koh-
lebürtigen DOCs, der nicht nur unter Nutzung von Sauerstoff, sondern auch unter nitrat-
und eisenreduzierenden Bedingungen stattfindet.
Außerdem zeichnen sich diese drei GWK aus durch:
niedrige Säurekapazität (p90 < 1,5 mmol/L),
dadurch tendenziell niedrigere pH-Werte (p10 < 5, p90 < 6),
niedrige Chloridkonzentrationen (p90 < 50 mg/L),
im Vergleich zu anderen GWK tendenziell sehr geringe Koloniezahl
5
.
Die GWK in der
Mitteldeutschen Braunkohlebergbauregion
(Weißeelsterbecken mit
Bergbaubeeinflussung, Großraum Leipzig, Lober-Leine) weisen zwar ebenfalls eine Belas-
tung mit Sulfat auf, unterscheiden sich aber in ihrer Charakteristik v. a. durch
Bereiche höherer Sauerstoffkonzentration (p90 3–7 mg/L) und dadurch bedingt
niedrigere Eisenkonzentrationen,
neutralere pH-Werte (p90 ca. 7),
und vor allem durch höhere Säurekapazität (p90 > 7 mmol/L),
höhere Konzentrationen von Nitrat (p90 > 10 mg/L), Chlorid (p90 > 150 mg/L) und
teilweise o-Phosphat (p90 bis zu 0,5 mg/L) sowie
höheren Koloniezahlen (p90 > 150 mL
-1
),
was auf den geogen bedingten höheren Calcitpuffer im Vergleich zum Lausitzer Revier zu-
rückzuführen ist. Vor allem Letzteres ist aber auch ein Indiz für eine stärkere anthropogene
Beeinträchtigung. Die Spannweite der aufgeführten Parameter in den Mitteldeutschen
Braunkohle-GWK unterscheidet sich nicht grundlegend von der anderer betrachteter GWK,
so dass eine Untergruppierung nicht gerechtfertigt ist. Eine Ausnahme bildet der GWK
Weißeelsterbecken mit Bergbaubeeinflussung, der hohe Eisenkonzentrationen (p90
> 300 mg/L) bei teilweise auch sehr niedrigen Sauerstoffkonzentrationen (p10 0,17 mg/L)
aufweist, so dass er die Charakteristik des anoxischen Milieus – wie oben aufgeführt – teil-
weise erfüllt.
5
Da die Koloniezahl unter aeroben Bedingungen bestimmt wird, reflektiert der niedrige Wert auch die Tatsache,
dass die Mikrobiozönose in den besprochenen Grundwässern eher an anoxische Verhältnisse angepasst ist.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 38
VITA-MIN
In eine zweite
Untergruppe "salinar"
wird der GWK Zwickau eingegliedert. Hier führen
v. a. die Koppelung an die chloridisch höher mineralisierten Grundwässer der Vorerzgebirgs-
senke (Kolitzsch, 2008) zu:
hohen
Chloridkonzentrationen
(p90 fast 500 mg/L), was sich in der
hohen elektrischen Leitfähigkeit (p90 3,5 mS/cm) wiederspiegelt und
neutrale pH-Werte (p10–p90: 6,5–7,6)
6
.
Hohe Salzgehalte werden auch in den GWK Schwarze Elster und Weißeelsterbecken mit Bbb
gemessen, sind dort aber v. a. durch Sulfat getragen. Außerdem zeichnet sich der GWK
Zwickau aus durch:
hohe TIC- (p90 93 mg/L), Calciumkonzentration (p90 386 mg/L),
hohe Ammonium- (p90 10 mg/L), o-Phosphatkonzentration (p90 0,8 mg/L),
hohe Pufferkapazität (p90 KS
4,3
15 mmol/L, KB
8,4
4 mmol/L) bedingt durch hohen
Gehalt gelöster, dissoziierbarer Ionen.
Diese Untergruppen stellen die Situation an den höher belasteten Messstellen der Grund-
wasserkörper in Sachsen dar. An den höher belasteten Messstellen deshalb, weil gezielt die
90 %-Perzentile der bbb Schadstoffe Sulfat, Arsen, Cadmium, Blei herangezogen wurden,
da eine Reinigung an den Belastungsschwerpunkten i. d. R. am effizientesten durchgeführt
werden kann. Durch die im zweiten Schritt herangezogene Spannweite (10 %- bis 90 %-
Perzentil) weiterer Parameter wurde darüber hinaus die allgemeine Beschaffenheit der
Grundwässer charakterisiert, die für die Zuordnung geeigneter (mikro-)biologischer Reini-
gungsverfahren relevant sind.
5.2.4
Gruppierung
Die in den vorangegangenen Abschnitten abgeleitete Gruppierung der 24 bergbaubeein-
flussten GWK Sachsens ist in Tabelle 12 zusammengefasst. Es ergaben sich
sieben Hauptgruppen hinsichtlich der Belastung mit bergbaubedingen Schadstoffen
(Sulfat, Cadmium, Blei, Arsen) und
zwei Untergruppen aufgrund deutlicher Unterschiede im für die (m)bRV relevanten
Verfahrensparameter Aerobie (Redoxzustand).
Drei der 24 bbb GWK besaßen insgesamt betrachtet nur geringfügige Überschreitungen der
Schwellenwerte und wurden keiner Gruppe zugeordnet (Jahna, Eibenstock, Ronneburger
Horst).
Tabelle 12: Gruppierung der 24 bbb GWK nach Belastungsgruppen bbb Schadstoffe Sulfat,
Arsen, Blei, Cadmium und Verfahrensparametern (m)bRV.
GWK
Bezeichnung
Gruppe
Untergruppe
aus Belastung mit bbb
Schadstoffen
aus Verfahrensparametern
(m)b RV
DESN_SAL GW 052
Grossraum Leipzig
Sulfat
-
6
Die aufgeführten Abweichungen sind v.a. auf eine tiefe Messstelle in 500 m zurückzuführen, die in der Daten-
grundlage enthalten war. Deshalb wird bei der weiteren Gruppierung nicht an der Untergliederung nach der Salini-
tät festgehalten.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
DEST_SAL GW 022
Hallesche/Koethener Moränenl.
-
DESN_SAL GW 058
Eulagebiet
-
DESN_SE 1-1
Hoyerswerda
Sulfat, Cadmium
anoxisch
DESN_VM 1-1
Lober-Leine
aerob
DESN_ZM 1-2
Aue-Schlema
aerob
DESN_SAL GW 060
Parthegebiet
aerob
DESN_SP 3-1
Lohsa-Nochten
anoxisch
DESN_SAL GW 059
Weisselsterbecken mit Bbb
Sulfat, Cadmium, Blei
teilweise anoxisch
DEBB_SE 4-1
Schwarze Elster
anoxisch
DESN_VM 2-2
Strengbach
aerob
DESN_FM 1
Obere Freiberger Mulde
Cadmium überprägt
-
DESN_ZM 1-1
Zwickau
Cadmium, Arsen
(salinar, nicht übernommen)
DESN_FM 4-3
Obere Zschopau
-
DESN_EL 1-9
Weisseritz
-
DESN_ZM 1-3
Schwarzwasser
Cadmium
-
DESN_FM 4-2
Mittlere Zschopau
-
DESN_FM 3-2
Obere Floeha
-
DESN_SP 2-1
Niesky
-
DESN_ZM 3-2
Chemnitz-1
Arsen
-
DESN_EL 1-1+2
Elbe
-
DESN_EL 2-4
Jahna
geringfügig
-
DESN_ZM 1-4
Eibenstock
-
DETH_SAL GW 054
Ronneburger Horst
-

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VITA-MIN
5.3 GRUPPIERUNG DER OBERFLÄCHENWASSERKÖRPER
In diesem Abschnitt werden von den OWK, die sich nach WRRL im Bewirtschaftungszeit-
raum 2015 in einem schlechten chemischen oder ökologischen Zustand befanden, diejeni-
gen identifiziert, die durch bergbaubedingte Schadstoffe im schlechten Zustand sind. Es
werden die zustandsbestimmenden Stoffe dargestellt und die betroffenen OWK den Berg-
bauregionen zugeordnet. Anschließend werden die OWK nach dem Grad der Überschreitung
der UQN in der OGewV sowie nach Verfahrensparametern der (m)bRV gruppiert. Die Vorge-
hensweise wurde in Abschnitt 5.1 dargestellt.
5.3.1
Bergbaubeeinflusste Oberflächenwasserkörper
Im Gegensatz zum Grundwasser werden die Oberflächengewässer nach zwei Kriterien beur-
teilt – dem ökologischen Zustand bzw. Potenzial und dem chemischen Zustand. Die Oberflä-
chengewässerverordnung definiert Umweltqualitätsnormen für die folgenden bergbaubeein-
flussten Stoffe zur Beurteilung des:
ökologischen Zustandes/ökologischen Potenzials
:
o
flussgebietsspezifische Schadstoffe zur Beurteilung nach Anlage 6 OGewV
(UQN definiert an gleicher Stelle):
Arsen, Chrom, Kupfer, Selen, Silber, Thallium, Zink
o
Allgemeine physikalisch-chemische Qualitätskomponenten nach Anlage 3, 3.2
(Anforderungen in Anlage 7: "Mittelwert als arithmetisches Mittel aus den
Jahresmittelwerten von maximal drei aufeinander folgenden Kalenderjah-
ren"):
Eisen, Sulfat, pH-Wert
sind zur Einstufung unterstützend heranzuziehen.
chemischen Zustandes
(UQN in Anlage 8 OGewV):
o
Cadmium und Cadmiumverbindungen (im Folgenden Cadmium oder Cd)
o
Nickel und Nickelverbindungen (im Folgenden Nickel oder Ni)
o
Blei und Bleiverbindungen (im Folgenden Blei oder Pb)
Alle anderen Qualitätskomponenten (u. a. biologische Parameter, Nitrat, Ammonium, Nitrit,
o-Phosphat, Quecksilber, organische Verbindungen) sind überwiegend anderen Verursa-
chern (z. B. Landwirtschaft, chemischen Industrie, atmosphärischer Eintrag durch Feue-
rung) zuzuordnen und werden für die weitere Auswertung nicht betrachtet.
Für die folgenden Darstellungen werden – anders als in Abbildung 5 und Abbildung 6 –
Oberflächenwasser
körper
verwendet, indem die Informationen für die Fließgewässerab-
schnitte mit den ihnen zugehörigen Oberflächenwasserkörpern verknüpft wurden. Aufgrund
der größeren Anzahl der zu betrachtenden Qualitätskomponenten werden drei Darstellungen
vorgenommen:
chemischer Zustand der OWK (Blei, Cadmium, Nickel),
ökologischer Zustand der OWK, physikalisch-chemische Qualitätskomponenten (Ei-
sen, Sulfat, pH-Wert),

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 41
VITA-MIN
ökologischer Zustand der OWK, flussgebietsspezifische Schadstoffe (Arsen, Chrom,
Kupfer, Selen, Silber, Thallium, Zink).
Anschließend daran werden nur diejenigen OWK weiter betrachtet, die zusätzlich zu che-
misch/ökologisch schlechtem Zustand auch bergbaubeeinflusst nach Abbildung 7 sind.
5.3.1.1
Chemischer Zustand
In Abbildung 15 sind diejenigen OWK hervorgehoben, die aufgrund der Belastung mit Blei,
Cadmium, Nickel den guten chemischen Zustand verfehlen. Dies sind 126 der 746 OWK auf
sächsischem Gebiet. Überlagert sind die bergbaubeeinflussten OWK nach Abbildung 7.
71
OWK
sind demnach auch bergbaubeeinflusste OWK, die im Folgenden weiter betrachtet
werden.
Abbildung 15: OWK in Sachsen – Verfehlung des guten chemischen Zustandes nach EU-
WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 durch bergbaubedingte Schadstoffe (Blei, Cadmi-
um, Nickel) überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster OWK. Datengrundlage: Bewirt-
schaftungsplan 2015.
Die Zuordnung zu den drei Bergbauregionen verlagert sich entsprechend der Fließrichtung
der Fließgewässer abstromig. Die Lage der Bergbauregionen ist erwartungsgemäß bei der
Betrachtung der OWK weniger an die Lage des ursprünglichen Bergbaubetriebes gebunden,
sondern erweitert sich durch den Transport der Stoffe stromabwärts, so dass die betrachte-
ten Gebiete entsprechend auszuweiten sind. Vor allem Zwickauer und Freiberger Mulde so-
wie Triebisch transportieren diese Metalle bis zum Austritt aus dem Gebiet des Freistaates

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
Seite | 42
VITA-MIN
bzw. zur Einmündung in die Elbe in so hoher Konzentration weiter, dass der nicht gute Zu-
stand aufrecht erhalten bleibt. Auch diese, abstromig der ursprünglichen Bergbauregionen
gelegenen OWK, sind in der folgenden Auswertung einzuschließen.
5.3.1.2
Ökologischer Zustand
In Abbildung 16 sind diejenigen OWK hervorgehoben, die aufgrund der Konzentrationen von
Sulfat, Eisen und Protonen (pH-Wert) den guten ökologischen Zustand (Allgemeine physika-
lisch-chemische Qualitätskomponenten der OGewV) verfehlen. Dies sind 269 der 746 OWK
auf sächsischem Gebiet. Überlagert sind die bergbaubeeinflussten OWK nach Abbildung 7.
Demnach sind
76 OWK
, davon auch bergbaubeeinflusste OWK, die im Folgenden weiter
betrachtet werden. Deutlich wird, dass vor allem Belastungen mit Sulfat auch außerhalb der
bbb OWK auftreten.
Abbildung 16: OWK in Sachsen – Verfehlung des guten ökologischen Zustandes nach EU-
WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 (flussgebietsspezifische Schadstoffe: Sulfat, pH-
Wert, Eisen) überlagert mit der Lage bergbaubeeinflusster OWK. Datengrundlage: Bewirt-
schaftungsplan 2015.
In Abbildung 17 sind diejenigen OWK hervorgehoben, die aufgrund der Konzentrationen der
flussgebietsspezifischen Schadstoffe (Arsen, Kupfer, Silber, Thallium, Zink) den guten öko-
logischen Zustand verfehlen. Dies sind 99 der 746 OWK auf sächsischem Gebiet. Überlagert
sind die bergbaubeeinflussten OWK nach Abbildung 7. Demnach sind
61 dieser OWK
auch
bergbaubeeinflusste OWK, die im Folgenden weiter betrachtet werden. Es treten nur selten
Belastungen mit den genannten Stoffen außerhalb der bbb OWK auf. Alle UQN-
Überschreitungen von Silber und Thallium liegen außerhalb der bbb OWK.

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VITA-MIN
Abbildung 17: OWK in Sachsen – Verfehlung des guten ökologischen Zustandes nach EU-
WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 (allgemeine physikalisch-chemische Qualitäts-
komponenten: Arsen, Chrom, Kupfer, Selen, Silber, Thallium, Zink) überlagert mit der Lage
bergbaubeeinflusster OWK. Datengrundlage: Bewirtschaftungsplan 2015.
In Summe
verfehlen 122 der 131 bbb OWK gemäß
Abbildung 7
den guten chemi-
schen oder ökologischen Zustand durch bergbaubedingte Schadstoffeinträge
. D. h.
in den anderen 9 OWK waren keine der definierten bbb Schadstoffe aus der OGewV
(Abbildung 8) verursachend für die Verfehlung des guten Zustand des OWK. Diese 122 im
Folgenden weiter betrachteten OWK sind in einer Tabelle in Anlage 10.3 mit Angabe der
verursachenden Schadstoffe zusammengetragen.
5.3.2
Kategorisierung nach der Belastung
Wie die Grundwasserkörper wurden die oben ermittelten 122 bergbaubeeinflussten Oberflä-
chenwasserkörper bezüglich des Grades der Überschreitung der Umweltqualitätsnormen der
OGewV kategorisiert. Die langjährigen Mittelwerte der Konzentrationen der Schadstoffe, die
den den nicht guten chemischen/ökologischen Zustand verursachen, wurden für alle be-
troffenen OWK aus den Messwerten berechnet (
zeitliche Aggregation
). Die gewonnenen
Daten der Messstellen wurden in QGIS den OWK zugeordnet, wie beispielhaft für Sulfat in
Abbildung 18 dargestellt ist.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
Abbildung 18: OWK in Sachsen – Verfehlung des guten chemischen Zustandes nach EU-
WRRL im Bewirtschaftungszeitraum 2015 und Grad der Überschreitung der UQN 75 mg/L
Sulfat an langjährigen Mittelwerten (2000–2017) der Oberflächenwassermessstellen.
Für die anschließende
räumliche Aggregation
wurden für diese langjährigen Mittelwerte
der Messstellen in einem OWK statistische Kenngrößen berechnet. Tabelle 13 zeigt beispiel-
haft die Ergebnisse für Sulfat an sieben OWK.
Tabelle 13: Statistische Kennwerte über die langjährigen Mittelwerte an Messstellen in den
OWK – Auszug des Datensatzes für Parameter Sulfat an sieben OWK. #: Anzahl der Mess-
stellen, MW: Mittelwert, pXX: XX. Perzentil. B.: Bach
Parameter
Fleißen-
bach
Zwota
Brunndöb-
ra
Biela
Cunnersdorfer
B.
Weißeritz-
2
Weißeritz-
3b
Sulfat Einheit
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
Sulfat #
2
5
4
4
3
1
11
Sulfat min
36,7
22,1
18,6
21,1
41,9
26,1
37,7
Sulfat max
44,4
34,7
31,8
37,9
51,8
26,1
620
Sulfat MW
40,6
26,6
26,2
29,5
45,2
26,1
105
Sulfat p10
44,6
Sulfat p50
52,6
Sulfat p90
72,1
Für die
Kategorisierung
der OWK nach dem Grad der Überschreitung der UQN wird wie für
die GWK vorgegangen, nur dass der Mittelwert (
MW
) statt des 90 %-Perzentils im OWK

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
verwendet wurde (Begründung s. unter Abschnitt 5.1). In Anlage 10.5 sind die Anzahl der
Messstellen mit Messwerten sowie die Mittelwerte für die jeweiligen Parameter in Tabellen
dargestellt.
Im nächsten Schritt wurde je OWK berechnet um ein Wievielfaches diese Mittelwerte die
jeweilige UQN des Parameters überschreiten. Es wurden die gleichen Abstufungen wie für
die GWK verwendet (1 , 1,5 , 2 , 3 , 5 , 10 , 100 UQN). Für jeden der ausgewerte-
ten Parameter sind dazu in Anlage 10.5 Karten enthalten. Abbildung 19 zeigt die entspre-
chende Kartendarstellung für Sulfat. Dabei ist sehr gut zu erkennen, dass sich die Belastung
vor allem in den Braunkohletagebauregionen konzentriert. Aber auch entlang der Zwickauer
und Freiberger Mulde liegen höhere Konzentrationen vor, die sich stromabwärts ausbreiten.
Abbildung 19: Grad der Überschreitung der UQN für Sulfat in den langjährigen Mittelwerten
(2000–2017) der 122 bbb OWK.
In Abbildung 20 und Tabelle 14 ist die Häufigkeitsverteilung des Grades der Überschreitung
der UQN für die relevanten Parameter veranschaulicht. Deutlich wird, dass die Parameter
Chrom und pH-Wert gar nicht bzw. an nur 3 der 122 bbb OWK die UQN nicht erfüllen.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
Abbildung 20: Häufigkeitsverteilung des Grades der Überschreitung der UQN in 122 bbb
OWK Sachsens. Links: Stoffgruppen, rechts: Einzelstoffe der Stoffgruppe Metalle (Me).
Me
max
: Maximale Überschreitung in den 5 einzelnen UQN für Cu, Ni, Cd, Pb, Zn eines OWK.
Zur Einteilung der OWK nach der Belastungssituation ergäben sich bei einer Gruppierung
nach den überschrittenen UQN über 50 Gruppen, wovon mehr als die Hälfte nur einen Ver-
treter hätten. Um eine handhabbare Anzahl von Belastungsgruppen der OWK zu erhalten,
wurden die Parameter, wie unter Abschnitt 4.3.2 beschrieben, nach ihren dominierenden
Immobilisierungspfaden in Gruppen zusammengefasst. Dazu werden Cadmium, Kupfer, Ni-
ckel, Blei und Zink zur Gruppe "Metalle" zusammengefasst und jeweils das Maximum der
Überschreitung der jeweiligen UQN übernommen. Dabei weist Cadmium – auch in Bezug auf
alle weiteren UQN-Parameter – die am weitesten verbreitete Überschreitung seiner UQN auf
und prägt damit die Beschaffenheit in der Gruppe "Metalle".
Tabelle 14: Häufigkeitsverteilung des Grades der Überschreitung der UQN in 122 bbb OWK
Sachsens. Me
max
: Maximum der UQN-Überschreitung für die Metalle Cu, Ni, Cd, Pb, Zn im
OWK. Für den pH-Wert wurden Bereiche festgelegt, die UQN schreibt einen pH-Bereich von
5,5‒8,5 vor.
kursiv:
Einzelparameter der Gruppe Metalle.
UQN
Überschreitung
Cu
Ni
Cd
Pb
Zn
Me
As
Cr
Fe
SO
4
pH-Bereich
pH
< 1
107
32
19
50
82
7
72
122
63
53
> 5,5
119
1–1,5
8
19
11
26
20
7
12
0
23
16
5–5,5
2
1,5–2
3
23
12
14
7
11
4
0
11
6
4,5–5
1
2–3
2
26
15
12
5
22
9
0
12
16
4–4,5
0
3–5
1
17
16
8
2
21
15
0
4
21
> 8,5
0
5–10
1
1
23
6
4
24
4
0
6
9
10–100
0
4
22
5
2
26
6
0
2
1
> 100
0
0
4
1
0
4
0
0
1
0
Summe
122
122
122
122
122
122
122
122
122
122
Summe
122
Aufgrund der Tatsache, dass die UQN von pH-Wert und Chrom nur selten bzw. gar nicht
überschritten wird, werden diese beiden Parameter bei der Gruppierung nicht herangezo-
gen, so dass lediglich die Belastung mit Sulfat, Eisen, Arsen, Metalle dafür relevant bleiben.
Auf eine weitere Untergliederung hinsichtlich des Grades der Überschreitung (quantitativ)
wurde verzichtet, um eine handhabbare Anzahl Gruppen beizubehalten. Damit ergeben sich
elf Belastungsgruppen
der bbb OWK in Sachsen (Tabelle 15).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
As
Cr
Fe
SO4
pH
Memax
<1 1‒1,5 1,5‒2 2‒3 3‒5 5‒10 10‒100 >100
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Cu
Ni
Cd
Pb
Zn
<1 1‒1,5 1,5‒2 2‒3 3‒5 5‒10 10‒100 >100

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
Tabelle 15: Belastungsgruppen der bbb OWK – Kategorisierung für welche bbb Schadstoff-
gruppen die langjährigen Mittelwerte die UQN der OGewV in den OWK überschritten wird.
Datengrundlage: Werte 2000–2017.
OWK-
Belastungs-
gruppe
Überschreitung der UQN der OGewV
Anzahl OWK in Gruppe
Arsen
Eisen
Sulfat
Metalle
As-Fe-Me
7
As-Fe-SO
4
-Me
15
As-Me
24
As-SO
4
-Me
4
Fe
1
Fe-Me
4
Fe-SO
4
4
Fe-SO
4
-Me
28
SO
4
2
SO
4
-Me
16
Me
17
Die Verteilung der elf Belastungsgruppen bergbaubeeinflusster OWK in Sachsen zeigt Abbil-
dung 21 als Karte. Dabei wurden alle Gruppen, die Sulfat einschließen mit einem roten
Farbton und diejenigen, die Arsen einschließen mit einer Schraffur unterlegt.
Abbildung 21: Belastungsgruppen bergbaubeeinflusster OWK in Sachsen: Kategorisierung
nach Überschreitung der UQN der OGewV für bergbaubedingte Parameter in den langjähri-
gen Mittelwerten (2000–2017) der Messstellen des OWK.

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
5.3.3
Kategorisierung nach Verfahrensparametern der (m)bRV
Für die bbb OWK wird keine weitere Untergruppierung in Verfahrensparameter der (m)bRV
vorgenommen, wie es bei den GWK erfolgte. Dies ist anhand der in Abbildung 22 dargestell-
ten Zusammenhänge zwischen Belastungsparametern und Verfahrensparametern sowie der
Verteilung letzterer nicht zwingend nötig, um die OWK insgesamt übersichtlicher zu gruppie-
ren:
Eine Unterteilung hinsichtlich des
Sauerstoffgehaltes
ist nicht nötig, da in allen
OWK weitgehend aerobe Verhältnisse vorliegen. Die mittleren Sauerstoffkonzentrati-
onen liegen bis auf einen OWK alle über 6 mg/L (Abbildung 22, links oben).
Eine Unterteilung hinsichtlich der
Salinität
, wie es bei den GWK erfolgte, ist für die
OWK ebenfalls nicht angezeigt. Zwar variiert die elektrische Leitfähigkeit der OWK
über eine große Spannweite von 60 μS/cm bis 1700 μS/cm, aber der Parameter hat
eine deutliche Abhängigkeit von der Konzentration an Sulfat und wird deshalb dar-
über mit beschrieben (Abbildung 22 rechts oben).
Abbildung 22: Zusammenhänge langjähriger Mittelwerte (2000–2017) von Verfahrenspa-
rametern und Belastungsparametern in bbb OWK.
Der mittlere langjährige
pH-Wert
liegt bis auf drei in allen OWK im Bereich von 5,5–
8,5. Der niedrigste mittlere pH-Wert liegt bei 4,5, bei dem davon ausgegangen wer-
0
2
4
6
8
10
12
14
0
500
1000
1500
2000
Sauerstoffkonzentation [mg/L]
LF [μS/cm]
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
0
200
400
600
800
1000
1200
LF [μS/cm]
Sulfatkonzentration [mg/L]
0
0.05
0.1
0.15
0.2
0.25
0.3
0
5
10
15
NO2-N [mg/L]
Sauerstoffkonzentration [mg/L]
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2
0
2
4
6
8
10
12
o-PO4 [mg/L]
NO3-N [mg/L]
außerhalb y-Achse:
NO
3
-N : oPO
4
2,7 mg/L : 13,4 mg/L
2,3 mg/L : 11,6 mg/L
2,3 mg/L : 3,9 mg/L

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- 5 GRUPPIERUNG DER GEWÄSSERKÖRPER -
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VITA-MIN
den kann, dass eine heterotrophe Sulfatreduktion prinzipiell stattfindet (s. Zusam-
menstellung in Lopes, 2007).
Nitrat und Orthophosphat liegen in den meisten bbb OWK nur in geringen Konzentra-
tionen vor (Abbildung 22 rechts unten). Hinsichtlich der Wirksamkeit der (m)bRV ist
dahingehend nach
bisherigen
Erkenntnissen keine Untergruppierung notwendig. Bei
hohen Nitratkonzentrationen müsste für die Sulfatreduktion eine längere Aufent-
haltszeit für die vorher ablaufende Nitratreduktion eingeplant werden. Bei zu niedri-
gen Phosphatkonzentrationen fehlt dieser Nährstoff ggf. für mikrobiologische Prozes-
se. Andererseits beeinflusst Orthophosphat die Immobilisierung vieler Metalle durch
konkurrierende Oberflächenkomplexierung an Eisenhydroxiden.
5.3.4
Gruppierung
Tabelle 16 fasst die
elf Gruppen
der 122 bergbaubeeinflussten OWK Sachsens zusammen.
Tabelle 16: Gruppierung der 122 bbb OWK nach Belastungsgruppen bbb Schadstoffe (Arsen,
Eisen, Metalle, Sulfat) und Verfahrensparametern (m)bRV. Metalle umfasst in dieser Grup-
pierung die Einzelstoffe Cu, Ni, Cd, Pb, Zn.
OWK-
Belastungs-
gruppe
Anzahl
OWK in
Gruppe
OWK
As-Fe-Me
7
Schwarzwasser-1 | Schwarzwasser-2 | Oswaldbach | Münzbach-1 | Schwarze
Pockau-1a | Plohnbach | Rokotschingraben
As-Fe-SO
4
-Me
15
Triebisch-2 | Schleichgraben | Mulde-4 | Mulde-6 | Mulde-7 | Freiberger Mulde-3 |
Freiberger Mulde-4 | Münzbach-2 | Graben aus Tiefensee | Lober-3 | Lober-Leine-
Kanal | Sprödaer Bach | Eula-4 | Spree-4 | Kleine Spree-2
As-Me
24
Fleißenbach | Zwota | Weißeritz-2 | Triebisch-1 | Mulde-2 | Mulde-3 | Kleine Pyra |
Bockauer Dorfbach | Zschorlaubach | Schlema | Zwönitz-1 | Gornsdorfer Bach |
Freiberger Mulde-2 | Freiberger Mulde-5 | Kleinwaltersdorfer Bach | Sohrbach |
Zschopau-1 | Zschopau-2 | Sehma | Pöhla-1 | Jöhstädter Schwarzwasser | Wilisch
| Seiffener Bach | Schwarze Pockau-1b
As-SO
4
-Me
4
Weißeritz-3b | Mulde-5 | Marienthaler Bach | Hegebach
Fe
1
Weigersdorfer Fließ-2
Fe-Me
4
Brunndöbra | Große Bockau | Zwönitz-2 | Rote Pockau
Fe-SO
4
4
Leine-2 | Schadebach-2 | Pösgraben | Weißer Schöps-4
Fe-SO
4
-Me
28
Wiederitz | Schwarze Elster-4 | Vincenzgraben | Kohlbach | Große Striegis-1 |
Strengebach | Weiße Elster-11 | Weiße Elster-8 | Weiße Elster-9 | Schnauder-1 |
Profener Elstermühlgraben | Pleiße-4a | Pleiße-4b | Wyhra-2 | Bürschgraben |
Saubach | Fipper | Kleine Pleiße Markkleeberg | Neue Luppe | Neugraben |
Raklitza | Struga-1 | Struga-2 | Lausitzer Neiße-6 | Pließnitz-2 | Gaule | Legnitzka
| Braunsteichgraben
SO
4
2
Strengbach | Strickgraben
SO
4
-Me
16
Lotzebach | Lockwitzbach | Reinsdorfer Bach | Planitzbach | Lungwitzbach-1 |
Lungwitzbach-2 | Rödlitzbach | Jahnsbach | Lober-2 | Rohrgraben | Gienickenbach
| Triebel | Krebsgraben | Göselbach-2 | Floßgraben | Zschampert
Me
17
Krippenbach | Biela | Cunnersdorfer Bach | Colmnitzbach | Rodelandbach | Erbis-
dorfer Wasser | Geyerbach | Greifenbach-1 | Greifenbach-2 | Haselbach | Hütten-
bach | Rungstockbach | Schwarze Pockau-2 | Schlettenbach | Trieb-1 | Rabenbach
| Göltzsch-1

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- 6 STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
6
STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVER-
FAHREN
Eine weitere Hauptaufgabe des Vorhabens bestand darin, eine Übersicht über den aktuellen
Stand der Technik zu (mikro-)biologischen Reinigungsverfahren, deren Praxistauglichkeit
und Wirtschaftlichkeit zu erstellen. Eine Definition und Abgrenzung mikrobiologischer Reini-
gungsverfahren wurde bereits in Abschnitt 4.4 für diese Studie vorgenommen. In Abschnitt
4.3.2 wurde das bergbaubedingte Schadstoffspektrum abgeleitet.
In diesem Kapitel wurde in Abschnitt 6.1 zunächst die Ausgangslage aus dem Vorgänger-
vorhaben VODAMIN dargestellt. Es wurde eine Einteilung der in dieser Studie untersuchten
(mikro-)biologischen Verfahren vorgenommen, die eine Teilmenge der im VODAMIN Vorha-
ben untersuchten Verfahren bilden, wo auch chemisch-physikalische Verfahren untersucht
wurden. In Abschnitt 6.2 wurden dann die Ergebnisse der Recherche zu (mikro-
)biologischen Verfahren dargestellt. Darauf basierend wurde eine Selektion geeigneter Ver-
fahren für die Behandlung der in Kapitel 5 ermittelten bergbaubedingten Wasserverunreini-
gungen in Sachsen vorgenommen (Abschnitt 6.3).
6.1 RECHERCHE ZU (MIKRO-)BIOLOGISCHEN REINIGUNGSVERFAHREN
Die nationale und internationale wissenschaftliche Literatur zu (mikro-)biologischen Reini-
gungsverfahren wurde recherchiert. Ausgangspunkt bildeten die Studien der TP 4, 9 und 14
aus dem VODAMIN Projekt, in denen der aktuelle Stand zu Wasserbehandlungsverfahren
bergbaulich beeinflusster Wässer generell dargestellt wurde. Schwerpunkt bei den dort auch
recherchierten (mikro-)biologischen Verfahren bildete die Entfernung von Sulfat. In dieser
Studie wurden mögliche Verfahren zur Reinigung von mit weiteren (s. Abschnitt 4.3.2) Stof-
fen kontaminierten Wässern auch im Kontext der Grundwassersanierung sowie der Ab-
/Wasserbehandlung recherchiert. Der Fokus lag dabei auf Verfahren, die einen fortgeschrit-
tenen Entwicklungsstand aufweisen und der Darstellung ihrer Fähigkeiten, Anforderungen
sowie der Kosten.
6.1.1
Vorliegende Ergebnisse aus dem VODAMIN-Verbund
Im Vorgänger-Vorhaben VODAMIN wurden drei Studien durchgeführt, die sich mit der Re-
cherche und Bewertung von Technologien der Wasserbehandlung unter verschiedenen As-
pekten beschäftigen. Das Untersuchungsgebiet war der Lausitzer Braunkohlensanierungsbe-
rgbau. Die drei Studien sind:
TP 04: "
Reinigungsverfahren von Grundwasser und Oberflächengewässern
"
(DGFZ, 2012) betrachtet physikalisch/chemische und biologische Verfahren zur Rei-
nigung von Grund- und Oberflächenwässern und unterteilt diese in (tendenziell) akti-
ve und (tendenziell) passive Verfahren und dort nach der jeweiligen Technologie. Der
damals aktuelle Stand von angewendeten und in der Entwicklung befindlichen Ver-

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- 6 STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN -
Seite | 51
VITA-MIN
fahren im Lausitzer Braunkohlensanierungsbergbau wurde ausgewertet. Der Schwer-
punkt lag auf der Behandlung von Sulfatbelastungen.
TP 09: "
Grubenwasserreinigung – Verfahren und Vorgehensweisen
" (Wol-
kersdorfer, 2013) folgt im Wesentlichen der Unterteilung von Verfahren zur Gruben-
wasserreinigung nach Younger et al. (2002) und unterteilt sie ebenfalls in eher akti-
ve und eher passive Verfahren. Zusätzlich wurden alternative Konzepte (z. B. Ver-
meidung) dargelegt. Auch in dieser Studie wurden Grundwässer, Tagebaurestseen,
Fließgewässer und Wässer in untertägigen Grubenbauen berücksichtigt. Es wurden
(inter-)nationale Anwendungsbeispiele und daran gewonnene Erfahrungen beschrie-
ben.
TP 14: "
Verfahren zur Fassung, Ableitung und Reinigung von bergbaulich
kontaminierten Grundwässern
" (GEOS, 2013). Der Schwerpunkt der Studie lag
auf der Verhinderung diffuser Stoffeinträge infolge des Grundwasserwiederanstieges
in der Lausitzer Braunkohletagebauregion. Im Wesentlichen wurden Aspekte der
Wasserbehandlung wie in den TP 04 und 09 dargestellt, ergänzt und ein Vergleich
der Wirtschaftlichkeit der verschiedenen Maßnahmen vorgenommen.
Tabelle 17: Ergebnisse aus Studien des Vorgänger-Vorhabens VODAMIN in Bezug auf be-
trachtete Reinigungsverfahren – Kategorisierung und Benennung der dort untersuchten
(mikro-)biologischen Verfahren.
VODAMIN Teilprojekt
Kategorie
Relevante (mikro-)biologische Verfahrenstechnologien
04 Reinigungsverfahren
(DGFZ, 2012)
Aktive Verfahren
mikrobielle Sulfatreduktion in technischen Reaktoren
Eisensulfatfällung (Schwertmannit-Verfahren)
Passive Verfahren
aerobe konstruierte Feuchtgebiete (incl. RAPS)
anaerobe konstruierte Feuchtgebiete
mikrobielle Sulfatreduktion in Untergrundreaktoren
09 Grubenwasserreini-
gung (Wolkersdorfer,
2013)
Aktive Verfahren
Bioreaktoren (Sulfatreduktion und Metallabtrennung)
Schwertmannit-Verfahren (Eisensulfatfällung)
Passive Verfahren
aerobe konstr. Feuchtgebiete (
aerobic wetland
,
reed bed
)
anaerobe konstr. Feuchtgebiete (
anaerobic/compost wetland
)
Reduzierende Alkalinitätssysteme (RAPS)
Absetzbecken
Permeable reaktive Wände
Alternative Maß-
nahmen
Natürliche Selbstreinigung
14 Fassung, Ableitung
Reinigung (GEOS, 2014)
passive Verfahren
aerobe konstruierte Feuchtgebiete
anaerobe konstruierte Feuchtgebiete
aktive Verfahren
Biosorption (Bestandteil von v. a. konstr. Feuchtgebieten)
Die Ergebnisse dieser Studien sollen an dieser Stelle im Hinblick auf die für dieses Vorhaben
relevanten Aspekte kurz zusammengefasst werden. Dies bedeutet, dass die Ergebnisse der
o. g. Studien auf die unter Kapitel 3 definierten (mikro-)biologischen Verfahren gefiltert
werden (Tabelle 17). Dabei wurde die Benennung der Verfahren an die Nomenklatur in die-
ser Studie angepasst (z. B. konstruierte Feuchtgebiete statt Wetlands), um eine vergleich-
bare Basis aus allen drei Studien zu generieren. Die Kategorisierung der Verfahren wurde
jedoch beibehalten, um die z. T. unterschiedliche Handhabung auch widerzuspiegeln. So
werden zum Beispiel von Wolkersdorfer (2013)
RAPS separat unter den passiven Verfah-
ren klassifiziert, parallel zu u. a. (an-)aeroben konstruierten Feuchtgebieten. In DGFZ
(2012) hingegen werden diese Systeme zu den konstruierten Feuchtgebieten hinzugezählt.
Beide Studien weisen darauf hin, dass es sich sei RAPS letztlich um eine Verfahrenskombi-
nation handelt.

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- 6 STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Tabelle 18: Ergebnisse aus Studien des Vorgänger-Vorhabens VODAMIN in Bezug auf be-
trachtete (mikro-)biologische Reinigungsverfahren – Verfahrensstand bis 2012, Chancen
und Hindernisse. Quellen: VODAMIN TP 04: DGFZ (2012), VODAMIN TP 09: Wolkersdorfer
2013).
Verfahren
Referenz
Chancen (+) und Hindernisse (-)
Heterotrophe mikro-
bielle Sulfatreduktion
in technischen Reak-
toren
weltweit
allg. Beschreibung in
VODAMIN TP
+ bessere Schlammeindickung als Hydroxidschlämme
+ parallele Abtrennung von Metallen und deren Acidität
+ sehr geringe Metallkonzentrationen im Ablauf
- geringe Stoffwechselraten
- konkurrierende (mb) Reaktionen
- kostengünstige und mikrobiell gut verwertbare C-Quelle
- Umgang mit Reaktionsprodukten
Heterotrophe mikro-
bielle Sulfatreduktion
im GWL (reaktive
Zone)
Pilotanlagen Skado-
damm, Ruhlmühle
Steckbrief 1 in VO-
DAMIN TP 04
+ Nutzung des Grundwasserleiters als Reaktionsraum
+ direkte Beeinflussung des Grundwasserstromes
+ parallele Abtrennung von Metallen und ihrer Acidität
+ geringe Investitionskosten
- Genehmigung kostengünstiger Elektronendonatoren
- schwierigere Prozessüberwachung als in techn. Reaktoren
Heterotrophe mikro-
bielle Sulfatreduktion
im GWL (reaktive
Wand)
allg. Beschreibung in
VODAMIN TP 09
s. Funnel & Gate
- Gefahr der Verblockung mit Fällungsprodukten durch sorgfäl-
tige Planung vermeiden
Autotrophe mikrobi-
elle Sulfatreduktion
(Sulfatreaktor)
vier Jahre Techni-
kumsversuch
Burghammer
Steckbrief 2 in VO-
DAMIN TP 04
+ relativ unabhängig von Zulaufbeschaffenheit
+ gleichmäßige Temperaturen
+ Nutzung des Grundwasserleiters als Reaktionsraum
+ niedrige Restkonzentrationen
+ parallele Abtrennung von Metallen und ihrer Acidität
+ geringer Chemikalieneinsatz
- komplexe Steuerung im GWL
- fehlender Nachweis der Umsetzbarkeit im Pilotmaßstab
- fehlende Aussagen zur Wirtschaftlichkeit, Verwertung von
Reaktionsprodukten
- hohe Sicherheitsaufwendung durch elektrochemische Wasser-
spaltung
Eisensulfatfällung in
sauren Wässern
(Schwertmannit-
Verfahren)
Pilotmaßstab
Tzschelln
Steckbrief 10 in VO-
DAMIN TP 04
+ bei niedrigen pH-Werten anwendbar
+ partielle Abscheidung von Sulfat
+ Gewinnung von Schwertmannit als Wertstoff
+ gute Feststoff-Sedimentationseigenschaften
- Geringe Raumraten
Aerobe konstruierte
Feuchtgebiete
weltweit
allg. Beschreibung aus
VODAMIN TP 09
+ für gering versauerte, alkaline Wässer
+ große Aufenthaltszeiten möglich
+ ca. 10fach höhere Schlammdichte als in aktiven Verfahren
+ langjährige Erfahrungswerte
- hoher Flächenbedarf
- nicht für netto azidische Wässer
- Einlaufzeit von 1–2 Jahren
Anaerobe konstruier-
te Feuchtgebiete
weltweit
allg. Beschreibung in
VODAMIN TP 09
+ für saure Wässer mit hoher Sulfatkonzentration
+ große Aufenthaltszeit möglich
+ Entfernung reduktiv immobilisierbarer Schadstoffe
- komplexe Prozesskette
- hoher Flächenbedarf
- geringere Leistungsfähigkeit als RAPS
Reduzierende Alkali-
nitätssysteme
(RAPS)
weltweit
allg. Beschreibung in
VODAMIN TP 09
+ höhere Leistungsfähigkeit als aerobe konstr. Feuchtgebiete
+ zur Alkalinitätserhöhung
- benötigt höheres hydraul. Gefälle als aerobe konstr. Feucht-
gebiete
kontrollierter natürli-
cher Rückhalt
allg. Beschreibung in
VODAMIN TP 09
+ minimaler Aufwand zum Monitoring
+ Nutzung natürlich ablaufender Prozesse
- Beanspruchung von Ökosystemen für Reinigungsaufgaben
- keine Kriterien für die Akzeptanz als Alternative zu aktiven
Behandlungsmaßnahmen vorhanden

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VITA-MIN
RAPS:
(reduzierende Alkalinität produzierende Systeme) Kombiniertes System zur Behand-
lung saurer, sulfatbelasteter Wässer. Es lässt sich in drei wesentliche konstruktiv vertikal
angeordnete Abschnitte mit folgenden Zielprozessen unterteilen:
1. Perkolation durch einen organikreichen Horizont: Sauerstoffzehrung, Filtration, Sulfat-
reduktion, Metallabscheidung in Sulfiden,
2. Perkolation durch ein gegenüber der Atmosphäre abgeschlossenes Kalksteinbett: Einlö-
sen von Alkalinität,
3. Sauerstoffeintrag mittels Kaskade oder einem aeroben konstruiertem Feuchtgebiet:
Oxidation von Eisen und Fällung, Austrag von CO
2
, ggf. Filtration.
Fallbeispiele aus den drei VODAMIN-Studien und Kurzcharakterisierung von Verfahren sind
in Tabelle 18 zusammengefasst. In der folgenden Projektbearbeitung wurden diese Verfah-
renskategorien ergänzt, konkrete Anwendungsfälle recherchiert und v. a. hinsichtlich ihrer
Randbedingungen, Wirtschaftlichkeit, Genehmigungsfähigkeit charakterisiert.
6.1.2
Recherche der internationalen wissenschaftlichen Literatur
In der aktuellen Studie wurden die oben dargestellten Ergebnisse aus dem VODAMIN-
Vorhaben durch die Recherche in der internationalen wissenschaftlichen Literatur ergänzt.
Zunächst wurden Publikationen unter verschiedenen allgemeinen Schlagworten wie z. B.
wetland
,
bioreactor
,
reactive barrier
gesucht. Dazu wurde zunächst die Zeitschrift Mine Wa-
ter and the Environment (MWEN) vollständig durchsucht. Anschließend wurden über Scopus
Artikel aus weiteren Zeitschriften bezogen und verstärkt nach Anwendungsfällen und dort
insbesondere auch nach Angaben zu Kosten der Verfahren gesucht.
Die recherchierten Publikationen wurden ausgewertet, wobei Studien im Labormaßstab in
der weiteren Bearbeitung nicht eingeschlossen wurden, da der Schwerpunkt dieser Studie
auf der Anwendbarkeit und Wirtschaftlichkeit der Verfahren lag. Angaben dazu sind in der
öffentlich zugänglichen Literatur selten angegeben. An dieser Stelle wurde versucht alterna-
tive Quellen zu recherchieren (Berichte, ggf. auch Kontakt zu Unternehmen).
6.1.3
Kerntechnologien
Die (mikro-)biologischen Reinigungsverfahren wurden in dieser Studie nach drei Kerntech-
nologien unterteilt. Diese sind in Abbildung 23 dargestellt. Abweichend von den Vorgänger-
studien und der Vorgehensweise in vielen Reviews und Büchern zur Behandlung von Berg-
bauwässern (z. B. Johnson & Hallberg 2002, 2005; Younger et al. 2002; RoyChowdhury et
al. 2015; Skousen et al. 2017) lag es nahe, diese Einteilung nach konstruktiven Prämissen
der Verfahren vorzunehmen, weil von der Gesamtheit der dort dargestellten Verfahren nur
die biologischen in dieser Studie untersucht werden. Die in Abbildung 23 gezeigten Kern-
technologien unterscheiden somit
technische Ökosysteme
: diese sind vom Menschen hergestellte Ökosysteme und
in der Regel Feuchtgebieten nachempfunden. Sie bestehen aus einer künstlichen
oder natürlichen Bodenschicht, die nach unten abgedichtet ist, sind meistens be-

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VITA-MIN
pflanzt und in jedem Falle der Witterung (Niederschlag, Verdunstung, Sonnenschein,
Temperatur) und der direkten Umwelt (Inanspruchnahme durch Flora, Fauna) ausge-
setzt,
konstruierte Reaktoren
: sind technische Anlagen, deren Hauptreaktionsraum kon-
struktiv gegen die Umwelt abgegrenzt ist und definierte Reaktionsbedingungen her-
stellt (Durchfluss, z. T. Temperatur, zu- und abgeführte Medien),
Untergrundreaktoren
: sind im Grundwasserleiter konstruierte Anlagen zur Zufuhr
reaktiver Medien, mit deren Hilfe im Abstrom ein Reaktionsraum für die induzierten
Prozesse hergestellt wird.
Abbildung 23: Einteilung der Verfahren zur Behandlung von durch Bergbau verunreinigten
Fließgewässern und Grundwässern in drei Kerntechnologien.
6.2 STATUS (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN
Im Folgenden werden die recherchieren (mikro-)biologischen Verfahren mit ihren Konstruk-
tionsmerkmalen, Verfahrensprinzipien kurz beschrieben. Es werden Anwendungsfälle mit
ihren (Miss-)erfolgen benannt, Reinigungsleistungen und wichtige Quellen für die Vertiefung
aufgeführt. Für die in 6.3 ausgewählten Verfahren sind Steckbriefe im Anhang 10.6 erstellt
worden.
6.2.1
Aerobe konstruierte Feuchtgebiete
Aerobe konstruierte Feuchtgebiete (
aerobic wetlands
) bezeichnen technische Ökosysteme,
die in Anlehnung an natürliche Feuchtgebiete erbaut wurden. Sie zeichnen sich aus durch a)
eine technische oder natürliche hydraulische Barriere zur Verhinderung des Versickerns von
technische Ökosysteme
konstruierte Reaktoren
Untergrundreaktoren
Nachempfinden eines
(aquatischen) Ökosystems
(engineered ecosystem)
konstruktiv geschlossener
Reaktionsraum für eine
mikrobielle
Lebensgemeinschaft
Nutzung des Untergrundes als
Reaktor für technisch
induzierte mikrobielle
Prozesse
konstruiertes Feuchtgebiet,
Lagune, Schönungsteich, …
Bioreaktor f. Sulfatreduzierer,
Eisenoxidationsfilter, …
reaktive Wand,
Funnel and
Gate
,
Active Drain and Gate
,

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VITA-MIN
Wasser, b) Einrichtungen zur Steuerung der Durchströmung, c) einer Bodenschicht für das
Wachstum von Makrophyten (GTK, 2018). In ihnen werden Prozesse natürlicher Feuchtge-
biete kontrolliert zur Immobilisierung von Schadstoffen ausgenutzt. Der Kernprozess ist die
Oxidation von Eisen-II (ggf. Mangan-II) durch Luftsauerstoff mit daran anschließender Aus-
fällung von (Oxi-)hydroxiden. Die Reaktionsgeschwindigkeit der Oxidation wird nur gering
beschleunigt, so dass der geringe technische Aufwand mit großem Flächenbedarf einher-
geht.
Konstruktiv
lassen sich aerobe konstruierte Feuchtgebiete unterteilen in (GTK,
2018):
Freiwassersysteme mit direktem Kontakt der Wasseroberfläche zur Atmosphäre und
horizontaler Durchströmung,
Systeme mit horizontaler Durchströmung im Boden,
Systeme mit vertikaler Durchströmung im Boden.
Dabei zeichnen sich die Systeme mit Durchströmung im Boden durch höhere Umsatzraten,
damit geringerem Flächenbedarf und höherer Stabilität gegenüber Temperaturschwankun-
gen aus. Die Wassertiefe beträgt typischerweise 15–50 cm (Wolkersdorfer, 2013).
Abbildung 24: Konstruktionsschemata aerober konstruierter Feuchtgebiete. Quelle: Copy-
right und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst. v. o. n. u.:
Freiwassersystem, System mit horizontaler Bodendurchströmung, System mit vertikaler
Bodendurchströmung.
Wasserpflanzen (Makrophyten)
Wasseroberfläche
Zulauf
Ablauf
Wasserstandskontrolle
Wurzelmedium
undurchlässige Schicht
Copyright und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst
Wasserpflanzen (Makrophyten)
Ablauf
Wasserstand
Zulauf
Hydraulischer Gradient
undurchlässige
Schicht
Gefälle 1%
Verteilungszone
(Kies)
Behandlungszone
(Sand, feiner Kies)
Fassungszone
(Kies)
justierbares
Standrohr

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VITA-MIN
Der eigentliche
Wirkmechanismus
beruht auf der Bereitstellung biologischer Oberflächen
und Biofilme, durch welche die Eisenoxidation (mikro-)biologisch katalysiert wird. Einerseits
durch mikrobielle Eisenoxidation selbst und andererseits durch darüber induzierte Folgere-
aktionen werden verschiedene Schadstoffe aus der Wasserphase in Festphasen immobili-
siert (Skousen et al., 2017):
mikrobiell katalysierte Oxidation von Fe-II und Mn-II (letzteres i.d.R. erst bei Kon-
zentrationen gelösten Eisens < 5 mg/L),
Filtration kolloidal gebundener Schadstoffe durch Pflanzenbewuchs und Boden,
Sorption (z. B. Oberflächenkomplexierung) anderer Metall(oid-)e an den entstehen-
den Eisen-/Mangan-(oxi-)hydroxiden (vgl. Tabelle 5),
Aufnahme in die Biomasse der Pflanze (bedeutsam bei geringen Konzentrationen und
v. a. für bioakkumulierbare Stoffe, wie Cr).
Besondere Bedeutung kommt einer geeigneten Bepflanzung mit Makrophyten zu, durch wel-
che
a) der Sauerstofftransport in den Wurzelraum erhöht,
b) als wesentlicher Effekt, die Filtration der gefällten (Eisen-)phasen gewährleistet wird
und
c) eine Vergleichmäßigung der Strömung mit Verhinderung hydraulischer Kurzschlüsse
stattfindet.
Typische Bepflanzungen sollten für die Region einheimische Arten sein; Mayes et al. (2009)
führen in ihrem Review auf: Schilfrohr (
Phragmites australis
), Breitblättriger Rohrkolben
(
Typha latifolia
), Schmalblättriger R. (
Typha angustifolia
), Einfacher Igelkolben (
Sparganium
emersum
), Schmalblättriges Wollgras (
Eriophorum angustifolium
), Flatter-Binse (
Juncus
effusus
). Alle genannten Arten kommen in den gemäßigten Klimaten Europas vor.
Weltweit sind nach Wolkersdorfer (2013) mehr als tausend aerobe konstruierte Feuchtge-
biete in Betrieb. Die ersten Anlagen wurden in den 1980er Jahren in den USA erbaut, so
dass hinreichende
Erfahrungen
vorliegen und die Technologie als Stand der Technik einge-
stuft werden kann, wobei es auch zahlreiche erfolglose Beispiele gibt (PIRAMID, 2003). Ty-
pische Eliminationsraten für die Bemessung werden in Skousen et al., 2017 zitiert (Skousen
& Ziemkiewicz, 2005, Hedin et al., 1994):
10–20 g Eisen/(m
2
d)
0,5–1 g Mangan/(m
2
d)
Im Feld werden oft niedrigere tatsächliche Raten gemessen, insbesondere, wenn eine
"Überdimensionierung" der Fläche zur Konzentration der Eliminierung im oberstromigen
Bereich der Anlagen führt. Kennzahlen ausgewählter recherchierter Fallbeispiele sind in Ta-
belle 19 zusammengetragen.
Tabelle 19: Kennzahlen Fallbeispiele aerobe konstruierte Feuchtgebiete.
a
: Angabe beste-
hender Laufzeit und Status, falls nicht
full scale
,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit,
je nach Angabe in Quelle,
c
: Angabe von Start-…Endkonzentration, oder gereinigter Aus-

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VITA-MIN
gangskonzentration oder spezifische Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je nach An-
gabe in Quelle.
d
: nach Vorbehandlung Imhoff-Tank (Absetzbecken).
Standort
Anlage
a
Q | t
a
b
Fläche
Reinigung
c
Milieu
Quelle
Whittle Col-
liery, UK
2 a
72 m³/h
3 á
3000 m²
0,4–14 g
Fe
/m²/d
0,2–0,5 g
Mn
/m²/d
pH ≈ 7
Sulfat 3 g/L
Lesley at al.
(2017)
Marchand,
USA
15 a
280–
500 m³/h
28000 m² 1,7–4 g
Fe
/m²/d
pH 7
Sulfat 1 g/L
Alk 3 mol/L
Hedin (2008,
2014)
Whittle, UK
> 5 a
90 m³/h
2400 m²
21–2 mg
Fe
/L
= 17 g
Fe
/m²/d
k. A.
Kruse et al.
(2009)
Acomb east,
UK
> 5 a
22 m³/h
375 m²
34–10 mg
Fe
/L
= 35 g
Fe
/m²/d
Vorbeh. H
2
O
2
k. A.
Kruse et al.
(2009)
Acomb west,
UK
> 5 a
21 m³/h
357 m²
34–5 mg
Fe
/L
= 39 g
Fe
/m²/d
Vorbehandlung
H
2
O
2
k. A.
Kruse et al.
(2009)
Mořina, CZ
> 2 a
4–6 m³/h
3520 m²
300–350 μg
Fe
/L
d
0,5–0,5 μg
Cr
/L
d
4–2 μg
Cu
/L
d
1,3–4,6 μg
Ni
/L
d
6–2 μg
Pb
/L
d
70–10 μg
Zn
/L
d
keine Sulfatreini-
gung
Siedlungsabwasser
pH 7,7
BSB
5
60 mg/L
Vymazal
(2005)
verschiedene
> 1 a
verschieden
keine Sulfatreini-
gung
Falagán et al.
(2016), Hedin
(2008)
Campbell
Mine, CA
14 a
400 m³/h
6–7 d
16000 m²
0,01–0,007
mg
Cu
/L
0,09–0,04 mg
As
/L
Remobilisierung Ni
pH neutral
14 mg/L NH
4
Martin et al.
(2015)
Buchans, CA
> 2 a
8–9 L/s
ca. 8 d
2 á
13100 m²
0,18 g
Zn
/m²/d
(53 %)
pH 6,5–7,2
Kalin (1998)
Die meisten Anlagen sind kombinierte Systeme in denen Sedimentations-/Belüftungsbecken
vorgeschaltet sind, die durchaus einen größeren Anteil an der Frachtentfernung der Schad-
stoffe haben können (Hedin, 2008, 2014). Eine geführte Zuleitung in die Feuchtgebiete er-
möglicht die Zugabe von Chemikalien, wie z. B. im Falle Acomb East/West Wasserstoffper-
oxid, womit deutlich höhere spezifische Immobilisierungsraten erzielt wurden als in anderen
Feuchtgebieten des Standortes (Kruse et al., 2009). Die in einigen Quellen (z. B. Falagán et
al. 2016) angegebene (geringe) Verminderung der Sulfatkonzentration beruht wahrschein-
lich auf mikrobielle Sulfatreduktion und Sulfidfällung in Mikromilieus, die sich auch in einem
prinzipiell aeroben Feuchtgebiet bilden können sowie der Mitfällung und Sorption von Sulfat
an den gebildeten Eisenhydroxiden.
Beispiele für Anlagen mit
ungenügender Reinigungsleistung
benennen u. a. folgende
Gründe dafür:
Nyquist & Greger (2009) untersuchten v. a. die Hypothese, ob Pflanzen signifikant
zum Rückhalt von Metallen in konstruierten Feuchtgebieten beitragen können. Unter
die extremen Bedingungen (skandinavisches Klima, ungepuffertes, saures, eisenrei-
ches Wasser) wurde untersucht, ob konstruierte Feuchtgebiete die Bildung von AMD
auf Tailings vermindern können. Es wurde kein signifikanter Rückhalt der Schadstoffe
(Eisen, Zink, Kupfer, Cadmium, pH < 6) festgestellt, was auf die fortschreitende Oxi-
dation von Sulfiden der Tailings zurückgeführt wurde. Auch der Rückhalt in Pflanzen
war kaum von Bedeutung (< 3 %), weil hochakkumulierende Pflanzen schnell mit

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(photosynthetisch katalysierten) Eisenpräzipitaten bedeckt und daraufhin unwirksam
wurden.
In einem aeroben konstruierten Feuchtgebiet am Otto Discharge einer Kohlemine mit
vorgeschaltetem Belüftungsteich konnte Cravotta (2007) nur geringe Immobilisie-
rung von Eisen aufzeigen. Hindernis war lt. Autor eine fehlende intensive Vorab-
Belüftung, die zu einem Verbleib von gelöstem CO
2
und damit pH-Werten unter 7
führte. Allerdings waren die Aufenthaltszeiten in den Feuchtgebieten mit 0,3–1,5 d
gering. Für Sulfat, Nickel, Zink wurde keine signifikante Immobilisierung gemessen.
Die Immobilisierung von Eisen lag bei ca. 4.10
-4
mg/m²/d bei pH 6–7.
Das konstruierte Feuchtgebiet mit horizontaler Bodendurchströmung in Mořina (CZ)
zeigte eine Mobilisierung von Eisen, Mangan und Nickel, weil im Gegensatz zu Frei-
wassersystemen ausgedehnte anaerobe Bereiche auftreten. In der Gesamtanlage
(Vymazal, 2005) wurden jedoch auch für diese Elemente gute Reinigungsleistungen
erzielt, weil eine aerobe Absetzeinrichtung vorgeschalten war (Imhoff-Tank).
Das Sickerwasser der
Wismut-Halde 371/I
am Standort Aue ist mit Uran und Ar-
sen (0,06–0,17 mg/L) belastet. Gerth (2008) konnten in einer zweistufigen Pilotan-
lage zur anaeroben Uran- und aeroben Arsenabtrennung eine zeitweilige Verminde-
rung der Arsenkonzentrationen auf unter 0,05 mg/L (Grenzwert der WISMUT GmbH)
erzielen. Die Pilotanlage lief nur über wenige Monate, so dass keine Aussagen über
einen stabilen biologischen Prozessaufbau möglich waren.
Am sächsischen Standort
Pöhla
wurde von 1998–2004 eine Pilotanlage und von
2004–2014 ein darauf basierendes kombiniertes System aus Belüftungs-, Sedimen-
tationsbecken und konstruierten Feuchtgebieten betrieben. Nach zehnjährigem Be-
trieb wurde die Anlage geschlossen, weil Arsen nicht bis zum behördlich vorgeschrie-
benen Grenzwert immobilisiert werden konnte und eine dauerhaft hohe manuelle
Wartung nötig war (Paul et al., 2015). Die Anlage war damit gegenüber der konven-
tionellen Behandlung (Kalk-Eisenfällung) nicht konkurrenzfähig.
Prinzipiell ist mit aeroben konstruierten Feuchtgebieten eine
dauerhafte Immobili-
sierung
von Metallen durch Sorption an organischer Matrix und gefällten Eisenhyd-
roxiden möglich, wenn die Stoffmenge der gebildeten Sorptionsplätze die Stoffmenge
der zurückzuhaltenden Schadstoffe übersteigt (Eger & Wagner, 2003).
Bei den
Kosten
sind zu unterscheiden:
1.
Baukosten
: Kosten für ggf. Erwerb des Grundstückes, Genehmigung, Erschließung,
Erdarbeiten, Material (Filtermedium, Erde), Bepflanzung, Zu-, Ablaufeinrichtungen,
ggf. Überwachungs-, Steuereinrichtungen,
2.
Betriebskosten
: Kosten für ggf. Pumpenergie, Überwachungsanalytik, Instandhal-
tung
Dabei zeichnen sich aerobe konstruierte Feuchtgebiete gegenüber technischen Reaktoren v.
a. durch niedrige Betriebskosten aus. Die spezifischen Betriebskosten (pro m³ Wasser) ver-
ringern sich mit dem zu reinigenden Volumenstrom bzw. der Schadstofffracht und damit der
Größe der Anlage.
Wisemann (2002) geben Kosten und Kennzahlen für ein System mehrerer verbundener ae-
rober und anaerober konstruierter Feuchtgebiete in
Pelenna
an, welches in mehreren

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VITA-MIN
Schritten 1995–1999 konstruiert wurde. Die Betriebskosten wurden bis zur Publikation 2002
berücksichtigt:
Durchfluss in Summe ca. 66 L/s,
Eisenfracht Zulauf in Summe ca. 110 kg Fe/d.
"
The construction costs for each phase were £214,314, £254,882 and £360,198 respective-
ly. With the entire project management and monitoring costs, the total cost of the scheme
was £1.4 Million
." Das entspräche bei einer mittleren jährlichen Inflation von 2 % und ei-
nem mittleren Umrechnungskurs € : £ = 1 : 1,2 von 1998 bis 2018 (20 Jahre):
Baukosten Phase III ca. 430'000 €
Gesamtkosten ohne Bau Phase I und II: 1,4 Mio. Euro
Der Bau der Phase III umfasste in Summe zwei RAPS Systeme (Summe 4'250 m²), drei
aerobe konstruierte Feuchtgebiete (Summe 8'225 m²).
In Hedin (2008) werden für ein kombiniertes System in
Marchand
aus sechs Absetzbecken
á 3'500 m² und einem angeschlossenen aeroben konstruierten Feuchtgebiet von 28'000 m²
bei
einem mittleren Durchfluss von ca. 6 m³/min und einer
Eisenfracht von 670 kg/d
folgende Angaben zu den Kosten (bezogen auf 2006) gemacht:
Baukosten: 1,3 Mio.$, umgerechnet: ca. 200 $/(L/min) bzw. 2 $/kg
Fe
/d
jährliche Unterhaltskosten: 10'000 $, umgerechnet: 0,003 $/m³, 0,041 /kg
Fe
.
Das zu behandelnde Wasser besaß eine hohe Alkalinität (> 300 mg/L CaCO
3
) bei pH 6,2 und
war mit Eisen (mittel: 74 mg/L) belastet, welches auf Konzentrationen unter 1 mg/L Eisen
gereinigt wurde. Die Kosten waren damit deutlich geringer als für eine konventionelle Kalk-
milchbehandlung. Die Sulfatkonzentrationen von etwas über 1 g/L wurden in dem System
nicht verringert.
In einer Studie von Cravotta (2010) werden verschiedene passive Reinigungsanlagen im
Swatawa Creek
Becken verglichen. Hier verursachten die konstruierten Feuchtgebiete hö-
here spezifische Kosten als die (abiotischen)
Oxic Limestone Drains
und waren anfällig für
die Freisetzung von Eisen und Aluminium bei hohen Durchflüssen. Die Kosten wurden für
zwei Feuchtgebiete mit:
Baukosten: 142'000 $ für 4860 m² bzw. 175'000 $ für 9310 m²
Reinigungskosten: 1,5 bzw. 7,7 $/ Tonne Acidität als CaCO
3
angegeben.
Ein wesentlicher Aspekt für die Betriebskosten sind die Entsorgungskosten für den anfallen-
den Schlamm. Hedin (2008) gehen für den Standort Marchand von einer Schlammentfer-
nung aller 5–7 Jahre aus, wobei aufgrund der ausschließlichen Kontamination mit Eisen eine
verwertbare Ressource zur Pigmentherstellung entsteht (Hedin, 2014). In Wolkersdorfer
(2013) wird ein Turnus von 10–20 Jahren für die Schlammentfernung angegeben. Vor allem

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VITA-MIN
Chrom neigt zu starker Akkumulation in der Pflanzenbiomasse mit entsprechender Verteue-
rung der Entsorgung.
Für das oben zitierte kombinierte System am Standort
Pöhla
liegen folgende Kennzahlen
vor (Kießig et al., 2005):
Fläche des gesamten Wetlands 1'200 m²,
mittlerer Durchfluss 17 m³/h,
Behandlungskosten in der Anfangsphase 1 €/m³, könnten aber auf unter 0,2 €/m³
sinken, wenn die biologischen Prozesse, die Leistungsfähigkeit erreicht hätten, die im
Pilotversuch nachgewiesen werden konnte.
Da für konstruierte Feuchtgebiete zur Reinigung von bergbaubeeinflussten Wässern in
Deutschland so gut wie keine Angaben zur Wirtschaftlichkeit publiziert sind, wurden aus der
Dissertation von Rühmland (2015) Ergebnisse der Recherche für konstruierte Feuchtgebiete
zur Behandlung von Siedlungsabwässern mit herangezogen. Da sich v. a. die Betriebskosten
dort aber auf Einwohnerwerte beziehen und z. T. gänzlich andere Betriebsbedingungen bei
der Abwasseraufbereitung vorliegen, wurden nur Investitionskosten aus dieser Arbeit zitiert.
Demnach wurden von Rühmland (2015) Baukosten für konstruierte Feuchtgebiete von 35–
250 €/m² recherchiert, wobei vertikale Systeme höhere Baukosten aufwiesen. In diesem
Bereich liegen auch – soweit eine Umrechnung möglich war – die oben aufgeführten Anga-
ben.
Dabei bezeichnet die
Alkalinität
(= Säurekapazität, K
S
) das Puffervermögen des Wassers
gegenüber Säuren bis zu einem bestimmten pH-Wert (z. B. als K
s,4,3
bis zu pH 4,3) und die
Acidität
(= Basenkapazität, K
B
) das entsprechende Vermögen eine Zugabe von Basen bis
zu einem spezifischen pH-Wert zu puffern. Dieses Puffervermögen eines Wassers hängt von
seiner Konzentration an freien H
+
/OH
-
(pH-Wert) aber auch an (de-)hydrolysierbaren Spe-
zies, wie z. B. Kohlensäure, Metallhydroxiden ab. Insbesondere in bergbaubeeinflussten
Wässern spielt die metallgetragene Acidität in Form gelöster Metalle (Eisen, Mangan, Alumi-
nium u. a.) eine nicht zu vernachlässigende Rolle. Somit sind beide Parameter durch die
spezifische Zusammensetzung des Wassers bestimmt. Sie können laborativ durch Zugabe
von Säure/Base bis zu einem Referenz-pH-Wert bestimmt werden, der immer mit auszuwei-
sen ist. Die Ergebnisse sind per Definition in mol/L anzugeben, werden aber auch oft in
mg/L CaCO
3
umgerechnet.
Ausgewertete Quellen:
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VITA-MIN
6.2.2
Anaerobe konstruierte Feuchtgebiete
Anaerobe konstruierte Feuchtgebiete (
compost/anaerobic wetlands
) sind ähnlich den aero-
ben Systemen technisch kontrollierte Biotope. Allerdings wird durch die gezielte Durchströ-
mung der als Substrat dienenden Bodenschicht ein anaerobes Milieu geschaffen, in welchem
mikrobiell induzierte Sulfatreduktion stattfindet. Dabei muss das eingesetzte Substrat als
mikrobiell verwertbare Kohlenstoffquelle verfügbar sein. Eine Unterteilung in leicht verfüg-
bare, Cellulose basierte und Lignin basierte C-Quellen mit Angabe der Wirksamkeit zur Sti-
mulation der mikrobiellen Sulfatreduktion wird in Skousen et al. (2017) vorgenommen. Oft
eingesetzte Substrate sind z. B.:
spent mushroom compost
(Pilzkultursubstrat, viel zitiert, weil zuerst veröffentlicht, s.
a. Wolkersdorfer, 2013),
Sägespäne, Stroh, Heu,
Pferde-, Hühnermist (Skousen et al., 2017),
Siedlungsabfälle (Mayes et al., 2009).
Der Wasserstand ist i. d. R. niedriger als in den aeroben Systemen (0–8 cm). Dabei muss
die mächtigere organische Schicht (> 0,3 m) kontinuierlich von Sauerstoffzutritt bewahrt
werden, damit in den tieferen Schichten die reduktiven Prozesse stattfinden können. Die
anaeroben Feuchtgebiete werden nicht zwingend bepflanzt, wobei Makrophyten jedoch die
gleichen Vorteile bieten, wie bei den aeroben Feuchtgebieten dargestellt. Ein anaerobes
konstruiertes Feuchtgebiet besitzt in seinem oberen Bereich aufgrund des Kontaktes zur
Atmosphäre immer auch aerobe Zonen, so dass eine vollständige Abgrenzung zu den aero-
ben Pendants nicht immer möglich ist, zumal es auch in aeroben Systemen anaerobe Zonen
geben kann (s. a. Mayes et al., 2009).
Den organischen Substraten wird oft Kalk (oder auch Dolomit) beigemischt, um die Alkalini-
tät zu erhöhen, womit ein fließender Übergang zu den im folgenden Abschnitt 6.2.3 bespro-
chenen (unbepflanzten) RAPS gegeben ist, denen lt. Mayes et al. (2009) wegen ihrer höhe-
ren Leistungsfähigkeit bei ausreichend vorhandenem Geländegefälle der Vorzug zu geben
ist. Die Abgrenzung zu den RAPS ist in der Literatur nicht eindeutig. So beschreiben Johnson
& Hallberg (2005) in ihrem Review anaerobe konstruierte Feuchtgebiete ("
anaerobic wet-
lands
", "
compost bioreactors
") generell als unbepflanzt, weil den Makrophyten lediglich ein
ästhetischer Aspekt und oft sogar ein Nachteil zukommt, da sie mit ihren Wurzeln den Sau-
erstoffzutritt in den Boden verstärken. In dieser Studie werden solche Systeme als anaerobe
konstruierte Feuchtgebiete betrachtet, wenn die Wirkung der mikrobiell katalysierten Sulfat-
reduktion den Kernprozess darstellt und die Zufuhr von Alkalinität aus z. B. Kalkstein nur
unterstützend zur Stabilisierung des chemischen Milieus genutzt wird.

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VITA-MIN
Abbildung 25: Konstruktionsschemata anaerober konstruierter Feuchtgebiete (Quelle GTK,
2018). Quelle: Copyright und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016),
angepasst
Der
Wirkmechanismus
anaerober konstruierter Feuchtgebiete beruht auf der Induzierung
mikrobieller Eisen- und Sulfatreduktion durch das organische Substrat mit darauf folgender:
Ausfällung von Metallsulfiden (Eisen, Cadmium, Blei, Nickel, Zink, s. Tabelle 5),
Mitfällung von Arsen in Eisensulfiden,
ggf. Bildung von Alkalinität durch Auflösung von Kalk/Dolomit.
Zusätzlich zu diesen Prozessen finden in den oberen Schichten, in welchen noch Sauerstoff
vorhanden ist, prinzipiell die gleichen Prozesse statt, wie in aeroben konstruierten Feucht-
gebieten. Wie in allen Biotopen bildet sich eine komplexe Lebensgemeinschaft von Mikroor-
ganismen aus. Neben dem direkten Zielprozess, der Sulfatreduktion, ist u. a. auch der Ab-
bau höhermolekularer organischer Substanz zu kurzkettigen, für die Sulfatreduzierer ver-
wertbaren C-Quellen von Relevanz. Nähere Darstellungen dazu finden sich u. a, in Johnson
& Hallberg, (2003), Schöpke et al. (2011).
Anaerobe konstruierte Feuchtgebiete werden erfolgreich für Wässer moderater Acidität und
unbedenklichen Konzentrationen für das Wachstum der ggf. genutzten Pflanzen eingesetzt.
Es gibt zahlreiche Reviews (s. Literaturliste unten), die die prinzipielle Wirksamkeit anaero-
ber konstruierter Feuchtgebiete aber auch Probleme darstellen. Als typische Eliminationsrate
für die Bemessung zitiert Skousen et al. (2017) Skousen & Ziemkiewicz (2005), Hedin &
Nairn (1992):
10 g Eisen/(m
2
d),
3,5 g Acidität/(m
2
d).
In Tabelle 20 sind weitere recherchierte Kennzahlen anaerober konstruierter Feuchtgebiete
aufgeführt.
Wasserpflanzen (Makrophyten)
Ablauf
(Niveau variabel)
Copyright und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst
Zulauf
Verteilungsrohre
ggf. Kalkstein
Wurzelraum
organisches Substrat
Liner

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VITA-MIN
Tabelle 20: Kennzahlen Fallbeispiele anaerobe konstruierte Feuchtgebiete.
a
: Angabe beste-
hender Laufzeit und Status, falls nicht
full scale
,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit,
je nach Angabe in Quelle,
c
: Angabe von Start-…Endkonzentration, oder gereinigter Aus-
gangskonzentration oder spezifische Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je nach An-
gabe in Quelle,
d
: im Gesamtsystem mit vor-, nachgeschalteten Becken,
e
: Bei …/m³ Bezug
auf Raumvolumen. Aci: Azidität als CaCO
3
.
Standort
Anlage
a
Q | t
a
b
Fläche
Reinigung
c
Milieu
Quelle
Tara, Irland
> 1 a
0,1 m³/h
30 d
d
3
12 m²
5–40
g
SO4
/m²/d
0,5–70
mg
Zn
/m²/d
0–6,6
mg
Pb
/m²/d
0,4–2,5
mg
Fe
/m²/d
Pilzkulturerde,
alkalisch,
kombinierte
Anlage
O'Sullivan et al.
(2004)
Khetri, Indien
> 25 a
(natürlich)
38 m³/h
25 500 m²
18 g
SO4
/m²/d
0,15 g
Fe
/m²/d
Cu, Pb, Ni,
Zn: 0,02–
0,04 g/m²/d
pH: 6,2–7,8
SO
4
: 2–3 g/L
Sheoran (2005)
"Erfahrungswert"
30–80
g
SO4
/m³/d
e
0,02 g
Cd
/m²/d
10 g
Cu
/m²/d
2 g
Ni
/m²/d
k. A.
PYRAMID
(2003)
Quaking House
(Durham, UK)
> 5 a
25 m³/h
hohe
Variabilität
440 m²
-11–
+50 g
Aci
/m²/d
5–2 mg
Fe
/L
800–
760 mg
SO4
/L
pH 6
Mist, kommu-
naler Kompost
CL:AIRE (2002)
Peabody Will
Scarlet Mine,
Illinois, USA
> 5 a
≈1 m³/h
0,2–30 d
110 000 m² pH von ca. 3
auf 5,5–7,2
k. A., Sulfatre-
duktion ver-
mutet
Nawrot et al.
(1990)
Wheal Jane, UK
> 2 a
720 m³/h
k. A.
erst nach
einjähriger
Pause vor-
handen (Sul-
fat, Zn, Fe)
Stroh, Säge-
späne, Mist
pH ca. 5
Whitehead et
al. (2005)
Vor dem Hintergrund der in Sachsen ausgeprägten Belastung mit Sulfat, sollen an dieser
Stelle die prinzipiellen
Schwierigkeiten zur Verminderung der Sulfatkonzentration
in
anaeroben konstruierten Feuchtgebieten aus PYRAMID (2003) zitiert werden. Diese gelten
prinzipiell auch für andere Verfahren mit induzierter mikrobieller Sulfatreduktion. Generell
werden nur selten Verminderungen > 20 % gemessen. Folgende Randbedingungen müssen
betrachtet werden:
Aufrechterhaltung streng anaerober Verhältnisse während des Betriebes in den zur
Sulfatreduktion vorgesehenen Anlagenkompartimenten.
Dazu ist eine kontinuierlich verfügbare Kohlenstoffquelle bereitzustellen.
Für lange Laufzeiten muss der Verbrauch des organischen Materials eingeschätzt
werden können.
Hohe Aufenthaltszeiten von mindestens 40 h und unter Ausschluss von Kurzschluss-
strömungen müssen realisiert werden.
Die Rückoxidation von eventuell mit dem Ausfluss austretendem HS
-
muss verhindert
werden. (PYRAMID, 2003)

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- 6 STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
In PYRAMID (2003) wird geschlussfolgert: "
Derzeit ist der Bau von passiven Systemen zur
Sulfatentfernung ohne tiefgehende Forschung und umfassende Einbeziehung von Experten
auf diesem Gebiet nicht angeraten. Wenn strenge behördliche Anforderungen eingehalten
werden müssen, ist speziell beim Rückhalt von Sulfat, der die Errichtung teurer Anlagen
nach sich zieht, der aktiven Behandlung der Vorzug zu geben
."
7
Im Unterschied zu den aeroben konstruierten Feuchtgebieten, die unter günstigen Bedin-
gungen eine fortwährende Immobilisierung von Metall(oid-)en ermöglichen können, ist bei
anaeroben Systemen per se die Notwendigkeit der Nachlieferung einer Kohlenstoffquelle –
also i. d. R. der Austausch des Substrates – vorgesehen.
Folgende Angaben zu Kosten wurden aus der verfügbaren Literatur entnommen.
Quaking House
(CL:AIRE, 2002):
70 €/m² (2002),
Betriebskosten 400–800 €/a (bei 440 m² anaerobem Feuchtgebiet und nachgeschal-
tetem Oxidationsbecken und aeroben Feuchtgebiet),
größter Reinigungseffekt im anaeroben Anlagenteil für Azidität, wohingegen Metalle
v. a. im nachgeschalteten aeroben Feuchtgebiet immobilisiert wurden. Sulfatredukti-
on im gesamten System vernachlässigbar (800 mg/L auf 760 mg/L).
Am Standort
Wheal Jane
(UK) ist 1994 eine kombinierte aktive/passive Anlage errichtet
worden (Whitehead, 2005: Belüftung, anoxischer Carbonatkanal, aerobes, anaerobes kon-
struiertes Feuchtgebiet). Für diese sind nur Gesamtkosten von 3,4 Mio. ₤ Baukosten und
950'000 ₤ jährliche Betriebskosten angegeben worden, wobei der mittlere Durchfluss bei
720 m³/h lag.
Alle obigen Angaben beziehen sich auf kombinierte Systeme. Es wurden keine realen Reini-
gungsanlagen in der Literatur gefunden, die nur aus anaeroben konstruierten Feuchtge-
biet(en) bestehen.
Ausgewertete Quellen
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zuletzt besucht 08/2018.
Johnson DB, Hallberg KB (2005) Acid mine drainage remediation options: A review. Sci-
7
"
At the current time design of full-scale passive systems for sulphate removal is not advisable without considera-
ble research, and wide consultation with experts in the field. The attenuation of sulphate is one area in particular
where, if strict regulatory requirements need to be met, entailing the construction of a high capital cost scheme,
active treatment may be the preferable option."

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- 6 STAND DER TECHNIK (MIKRO-)BIOLOGISCHER REINIGUNGSVERFAHREN -
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Wolkersdorfer, Ch (2013) Grubenwasserreinigung – Verfahren und Vorgehensweisen.
Endbericht im Rahmen des Ziel 3 Projektes VODAMIN, Teilprojekt 09, AG: LfULG, AN:
Tshwane University of Technology, Südafrika, 27.09.2013.
6.2.3
Reduzierende Alkalinität produzierende Systeme
Reduzierende Alkalinität produzierende Systeme (RAPS) stellen ein unbepflanztes Filterbett
aus einer Mischung organischen Substrates mit alkalisch reagierenden Zuschlagstoffen dar,
durch welches das zu behandelnde Wasser vertikal strömt. Die Abgrenzung zu anaeroben
konstruierten Feuchtgebieten ist in der Literatur nicht immer eindeutig gegeben, festigt sich
jedoch v. a. darin, dass RAPS unbewachsen sind, um Sauerstoffzutritt zu vermindern und
dass sie vertikal durchströmt werden:
In GTK (2018) ist ein RAPS unbewachsen. Der Einsatz von Kalk in einem anaeroben
konstruierten Feuchtgebiet fakultativ und fungiert damit nicht als Abgrenzung.
Johnson & Hallberg (2005) beschreiben den Einsatz von Kalk in der unteren Schicht
eines vertikal durchströmten Systems als einen Sonderfall der als "
compost bioreac-
tor
" bezeichneten anaeroben konstruierten Feuchtgebiete.
Das Alkalinität generierende Material kann nach Mayes et al. (2009) auch in das or-
ganische Substrat eingemischt sein.
In der PIRAMID Guideline (PIRAMID, 2003) wird ein RAPS als anaerobes konstruier-
tes Feuchtgebiet (Kompostreaktor) bezeichnet, der einen anoxischen Karbonatkanal
überlagert.

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VITA-MIN
RAPS sind eine Weiterentwicklung von Carbonatkanälen, weil diese zu Passivierung der Car-
bonatoberfläche mit Eisenhydroxiden neigen (Kepler & McCleary, 1994). In der Regel wird
ein RAPS von einem Oxidationsschritt (aerobes konstruiertes Feuchtgebiet oder Oxidations-
becken, Absetzbecken) gefolgt, um das noch enthaltene reduzierte Eisen-II zu oxidieren
und zu fällen. Die durch die Kalkschüttung aufgeprägte Alkalinität puffert dabei den pH-
Wert. Damit sind RAPS auch für Wässer mit hoher Azidität und Metallkonzentration geeig-
net. Außerdem wird ihnen bei höherem hydraulischen Gefälle gegenüber den konstruierten
Feuchtgebieten Vorzug gegeben. Letztlich ist der dominierende Prozess jedoch die Einlösung
von Alkalinität – die vorgeschaltete/parallele Passage durch organisches Material dient le-
diglich dem Verhindern des Ausfällens von Eisen. Damit beschränkt sich die Wirksamkeit im
Wesentlichen auf die Minderung der Azidität eines Wassers. Da dieser
Kernprozess des
Verfahrens abiotisch
abläuft, werden RAPS in dieser Studie nicht in der weiteren Bewer-
tung betrachtet. Typische Eliminationsraten für die Bemessung sind:
35 g Acidität/(m
2
d) (Zusammenfassung mehrerer Quellen in Skousen et al., 2017),
20–40 g Azidität/(m²d) (GTK, 2018).
In Kepler & McCleary (1994) wird dabei die Problematik der Bemessung eines im Raum
(dreidimensional) stattfindenden Prozesses mit flächenbezogenen Variablen diskutiert.
Abbildung 26: Konstruktionsschemata RAPS (Quelle GTK, 2018).
Ausgewertete Quellen:
GTK (2018) Mine Closure Wiki and Closedure Project des Geological Survey of Finland,
http://wiki.gtk.fi/web/mine-closedure/wiki/,
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Treatment of Acidic Mine Drainage. In: 11
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1994, Pittsburgh, Pennsylvania. S. 195–204.
PIRAMID Consortium (2003) Engineering guidelines for the passive remediation of acidic
and/or metalliferous mine drainage and similar wastewaters. European Commission 5
th
Framework RTD Project no. EVK1-CT-1999-000021 "Passive in-situ remediation of
acidic mine / industrial drainage". University of Newcastle upon Tyne, Newcastle upon
Tyne, UK.
Copyright und Genehmigung durch Finish Geological Survey (GTK 2016), angepasst
offener
Zulauf
organisches Material
Wasserüberstand
Fließweg
Überlaufkontrolle
undurchlässiger
Wall
Ventil
Kalkstein
Drainage

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VITA-MIN
6.2.4
In-situ reaktive Barrieren
Eine Einteilung von
in-situ Verfahren zur Reinigung von Grundwässern
kann unter
verschiedenen Gesichtspunkten vorgenommen werden, wie z. B. der konstruktiver Umset-
zung (damit auch wie aktiv oder passiv das Verfahren ist) oder – unter der Einschränkung
der Betrachtung (mikro-)biologischer Verfahren – nach dem zu stimulierenden mikrobiologi-
schen Kernprozess (in dieser Studie: auto-/heterotrophe Sulfatreduktion, Eisenoxidation).
Da sich wesentliche Aspekte der Wirtschaftlichkeit und Geeignetheit der Verfahren für die
typisch sächsischen Bergbauverunreinigungen aus der konstruktiven Umsetzung der in-situ
Verfahren ergeben, wird in dieser Studie danach unterschieden.
In diesem Abschnitt werden zunächst solche Verfahren betrachtet, bei denen ein Feststoff in
den Grundwasserstrom als reaktive Barriere orthogonal zur Grundwasserströmung errichtet
wird. Im anschließenden Abschnitt 6.2.5 werden Technologien reaktiver Zonen dargestellt,
die durch kontrollierte Zufuhr von Fluiden einen diffusen Untergrundreaktor erzeugen und
damit prinzipiell einen aktiveren Charakter besitzen. Im Abschnitt 6.2.6 wird gesondert auf
die Technologie der unterirdischen Enteisenung eingegangen, die aus der Trinkwasseraufbe-
reitung stammt. Einige allgemeingültige Prämissen aller in-situ Verfahren werden in diesem
Abschnitt vorangestellt.
Hinsichtlich der
konstruktiven Umsetzung
können die in-situ Verfahren nach folgenden
Gesichtspunkten unterschieden werden. In Abbildung 27 und Abbildung 28 sind dazu Prin-
zipskizzen enthalten:
klassische
reaktive Barrieren
(PRB,
permeable reactive barrier
) mit Einbau fes-
ter reaktiver Materialien über die gesamte Breite des zu behandelnden Grundwasser-
stromes (dieser Abschnitt),
funnel & gate
Technologie mit gezielter Zuleitung des Grundwasserstromes durch
hydraulische Sperren (
funnel
) in einen Bereich, dem reaktives Material zugeführt
wird (
gate
). Die Zufuhr der reaktiven Medien kann als Feststoff (dieser Abschnitt)
oder als Fluid z. B. über Injektionslanzen (Abschnitt 6.2.5) erfolgen.
Als
diffuse Untergrundreaktoren
werden in dieser Studie in-situ Verfahren be-
trachtet, wenn Fluide (und evtl. ihnen beigemischte suspendierte reaktive Materia-
lien) dem zu behandelnden Grundwasserstrom zugegeben werden (Abschnitt 6.2.5).
Für diese Verfahren gibt es wiederum verschiedene Technologien zur Zuführung und
Einmischung der Reaktanten in den Grundwasserstrom.
ADAG
: Die
active drain and gate
Technologie stellt den Übergang zu technischen
Reaktoren dar. Es wird eine lokale Grundwassertrennstromlinie mittels Kollektor
(Grundwasseraufnahme) und Distributor (Grundwasserverteilung) erzeugt. Das im
Kollektor gefasste Grundwasser wird "behandelt" und mittels Pumpe oder Heber über
den Distributor abstromig wieder in den Grundwasserleiter verteilt (Uhlig, 2010;
Bilek & Wagner, 2012; Patent-Nr. DE 103 10 991). Werden dem Wasserstrom ledig-
lich Fluide zur Behandlung beigefügt, gehört dieses Verfahren zu den diffusen Unter-
grundreaktoren (Abschnitt 6.2.5). Überwiegt jedoch die Nutzung der Reaktorvolumi-
na gegenüber der Raumvolumina im Grundwasserleiter, wie es bei der geplanten Pi-

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VITA-MIN
lotanlage zur der in-situ autotrophen Sulfatreduktion Burghammer der Fall ist, wird
die ADAG-Technologie zu den technischen Reaktoren gezählt (Abschnitt 6.2.8)
Abbildung 27: Konstruktionsprinzip für klassische reaktive Barrieren und diffuse Unter-
grundreaktoren.
Als
reaktive Barrieren
oder reaktive Wände werden in dieser Studie Anlagen zur passiven
in-situ Reinigung von Grundwasser bezeichnet, bei denen ein festes reaktives Material in
den Grundwasserstrom platziert wird, so dass das Grundwasser durch die Passage eine Rei-
nigung erfährt (in Anlehnung an PIRAMID, 2003). Grundlagen zur Anwendbarkeit für berg-
baubeeinflusste Wässer finden sich unter anderem in Younger et al. (2002), GTK (2018).
Abbildung 28: Konstruktionsschemata für die
funnel and gate
und die ADAG Technologie.
Quelle: Uhlig (2010), angepasst.
reaktive
Barriere
kontaminiertes
Grundwasser
gereinigtes
Grundwasser
reaktive Zone durch
Injektionsbrunnen
kontaminiertes
Grundwasser
gereinigtes
Grundwasser

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VITA-MIN
Sie werden in den genannten Quellen zu den passiven Verfahren gezählt. Weltweit gibt es
zahlreiche erfolgreiche Anlagen, aber oft werden auch Probleme geschildert (z.B. Henderson
& Demond, 2007, Gibert et al., 2013). Viele reaktive Barrieren wurden zur Entfernung
(chlorierter) organischer Kohlenwasserstoffe mit elementarem Eisen (ZVI) als reaktivem
Material errichtet wozu entsprechend umfassende Literatur vorhanden ist. Erst mit der An-
lage in Nickel Rim (USA, Benner at al., 1997) wurde das Konstruktionsprinzip auch auf
bergbaubeeinflusstes Grundwasser angewandt. Der
Wirkmechanismus
für die reaktiven
Barrieren unterscheidet sich je nach zugeführtem reaktivem Material:
Zugabe
organischen Materials
zur Stimulation der heterotrophen mikrobiellen Sul-
fatreduktion bewirkt die Bildung von Sulfid und Fällung von Metallsulfiden (s. Tabelle
5).
Kalk
oder andere basisch wirkende (Fest-)Stoffe zur Anhebung des pH-Wertes för-
dern die Fällung vieler Metalle, u. a. a. von Eisenhydroxiden, an denen wiederum
viele Metall(oid-)e sorbieren. Es wird üblicherweise als Zuschlagstoff mit geringen
Anteilen in der Schüttung verwendet.
Durch die Oxidation von
elementarem Eisen
entstehen Fe-II, H
2
, OH
-
. Dadurch
wird wiederum die Bildung von Carbonatmineralen, bei Vorhandensein von Sauer-
stoff auch die Ausfällung von Eisen-III-Mineralen gefördert. Relevant für diese Studie
ist jedoch, dass dadurch die Milieubedingungen für mikrobielle Sulfatreduktion ge-
schaffen werden, wodurch die Immobilisierung von Metall(oid-)en in Sulfiden ermög-
licht wird.
Auch eine Kombination der Materialien ist möglich (Gibert et al., 2013). Im Folgenden wer-
den
Reinigungsleistungen
anhand ausgewählter Standorte aufgeführt. Weitere Angaben
zu Beispielstandorten finden sich in Tabelle 21. Dabei ist zu beachten, dass reaktive Barrie-
ren mit ZVI keine (mikro-)biologischen Verfahren im Sinne dieses Vorhabens darstellen,
sobald der Zielprozess der Schadstoffelimination auf der chemischen Reduktion beruht, wie
es für Cr(VI) der Fall ist. Dass diese Trennung nicht immer klar für einen Standort vorge-
nommen werden kann, zeigt das folgende Beispiel am Standort East Helena.
Arsen konnte in einer reaktiven Barriere aus ZVI am Standort
East Helena
(Montana, USA)
erfolgreich über einen Zeitraum von 6 Jahren von > 25 mg/L auf Ablaufwerte < 0,5 mg/L
gereinigt werden (Wilkin et al., 2008). Dabei wurden, aufgrund ungenügend tiefer Ausbil-
dung der reaktiven Wand im unteren Bereich noch Durchbrüche von Arsen gemessen. Mik-
robielle Sulfatreduktion wurde nachgewiesen. Als Prozesse wurden durch geochemische Mo-
dellierung die Bildung von Arsenit- und Arsenatmineralen (u. a. a. Sulfide) postuliert, sowie
die Sorption an Eisen- und Carbonatmineralen. Für die Metalle Zn, Co, Ni, Cd bilden die Fäl-
lung als Sulfid sowie die Sorption an Sulfiden und Eisenhydroxiden mögliche Immobilisie-
rungsprozesse. Damit sind (nicht nur an diesem Standort) sowohl abiotische als auch über
die mikrobielle Sulfatreduktion induzierte Prozesse für die Metall(oid-)immobilisierung von
Bedeutung.
Am Standort
Shillbottle
wurde im Abstrom einer Halde, deren Drainage nicht vollständig
von konstruierten Feuchtgebieten gefasst werden konnte, eine reaktive Barriere aus
orga-
nischem
Material und Kalk auf einer Länge von insgesamt 180 m errichtet (Bowden et al.,
2005). Die Konzentration von Sulfat, Eisen, Mangan, Zink und anderen Metallen wurde über
die Passage verringert, der pH-Wert angehoben. Mikrobielle Sulfatreduktion fand statt. In

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Caraballo et al. (2010) konnte gezeigt werden, dass nach den ersten zwei Betriebsjahren
zunehmend oxidative Verhältnisse in der Barriere auftreten und Eisen zunehmend in
Schwertmannit und Goethit gebunden wurde. Als Hauptursache wurde die geringe hydrauli-
sche Aufenthaltszeit in der Barriere bei abnehmender Reaktivität vermutet.
Eine passive reaktive Barriere wurde 2004/2005 am
Skadodamm
errichtet. Ziel war die
Minderung von Acidität (pH-Wert, Eisen) durch Zugabe basischer Materialien (Schöpke et
al., 2007). Da die induzierten Reaktionen chemischer Natur sind, wird dieser Standort für
dieses Vorhaben nicht weiter ausgewertet. Lediglich die angegebenen Kosten sowie die Wei-
ternutzung der Barrieren als
funnel & gate
Verfahren im Pilotversuch zur Düseninjektion
wird in 6.2.5 näher betrachtet.
Prinzipiell erweist es sich als schwierig, in der öffentlich zugänglichen Literatur Angaben zum
Langzeitverhalten und zu Kosten reaktiver Barrieren zu finden. Meist werden für einen
Standort ein, zwei Publikationen in der Anfangszeit veröffentlicht und die weitere Leistung
der Anlagen wird nicht dargestellt. In Henderson & Demond (2007) werden für reaktive Bar-
rieren mit ZVI als Ursachen für das Versagen überwiegend ungenügende hydraulische Vor-
untersuchungen identifiziert. Für ZVI erwies sich in den untersuchten Standorten v. a. die
Abnahme der Reaktivität als limitierender Faktor, weniger das oft befürchtete Zusetzen des
Porenraumes. Gibert et al. (2013) zeigten, dass auch die geringe hydraulische Leitfähigkeit
des eingesetzten reaktiven Materials (Module der PRB wurde verschieden befüllt) die Wirk-
samkeit verhindern kann und dass mit unterschiedlicher, von Wetterbedingungen abhängi-
ger Grundwasserfließgeschwindigkeit auch die Reinigungsleistung variiert.
Kosten
für reaktive Barrieren wurden in NAVFAC (2012) für die USA recherchiert:
Standort
NWIRP Dallas
, Texas (2008): Baukosten einer PRB aus 630 t ZVI und
1239 t Sand 1 Mio. € unter Nutzung eines Grabenbaggers,
Hunters Point
, San Francisco, Kalifornien (2003): Baukosten einer ZVI PRB aus
45 t Grauguss Eisen und 23 t μZVI (Peerless 50 DSP4) mittels Druckgas-Injektion in
den Untergrund: 2 Mio. €,
NWIRP Mc Gregor
, Texas (2002): Baukosten einer in Summe ca. 3 km langen Bio-
barriere aus festem organischen Material: 1,7 Mio. € und zusätzlichen Planungskos-
ten von ca. 275 T€. Es wurden in Summe 2350 t Kompost, 1200 t Holzschnitzel ein-
gearbeitet.
Als Betriebskosten an den drei o. g. Standorten würden lediglich Kosten für das Monitoring
entstehen, die nicht ausgewiesen wurden. Als Reinigungskosten bezogen auf die in
20 Jahren (geschätzt) gereinigte Wassermenge werden ausgewiesen: 0,3–10 €/m³. Die
Größe der Preisspanne ergibt sich dabei v. a. aus dem Verhältnis der Baukosten je m² reak-
tive Wand (30–100 €/m²), welche wiederum vom Verfahren und dem eingesetzten Material
abhängt sowie dem Volumenstrom des Grundwassers. Zwei der drei Anlagen waren günsti-
ger als ein alternatives
pump & treat
Konzept (2 €/m³).
Für die reaktive Barriere am Skadodamm wurden Baukosten von 20–40 € je m² reaktive
Barriere unter Nutzung des BULinject
®
-Verfahrens (Rüttelinjektion) ohne den Materialpreis
des reaktiven Mediums veranschlagt (Schöpke et al., 2007).
Koch (2003) verglich verschiedene Verfahren zum Bau reaktiver Wände und gaben eine
Spannweite von 25–500 €/m² an, die v. a. von der erreichbaren Teufe (und damit einher-

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gehend teureren Verfahren) und den Standortbedingungen abhängt. Die Kosten verstehen
sich ohne das reaktive Material. Die teureren Verfahren mit Kosten > 250 €/m² erlauben ein
Abteufen über mehr als 30 m.
Für den Fall einer PRB aus organischem Material zur heterotrophen Sulfatreduktion hat Bilek
(2012, S. 198) eine generelle Abschätzung des Bedarfs an organischem Material für die Re-
duktion der Sulfatkonzentration um 5 mol/L in einem Volumenstrom von 10 m³/d über eine
Betriebsdauer von 10 Jahren ausgewiesen. Demnach sind ca. 110 Tonnen C
org
notwendig.
Die veranschlagte Konzentrationsminderung von Sulfat beläuft sich auf eine Verminderung
der Sulfatmasse von 17,5 t. Dies ist ein allgemeines Kennzeichen der heterotrophen Sulfat-
reduktion: Es muss eine sehr große Masse organischer Kohlenstoffquelle bereitgestellt wer-
den, um verhältnismäßig wenig Sulfat in Sulfid zu reduzieren.
Tabelle 21: Kennzahlen Fallbeispiele in-situ reaktiver Barrieren.
a
: Angabe bestehender
Laufzeit und Status, falls nicht
full scale
,
b
: Q | t
a
: Durchfluss oder Aufenthaltszeit, je nach
Angabe in Quelle,
c
: Breite Höhe Tiefe, Tiefe entlang Strömungsweg Grundwasser,
d
: An-
gabe von Start-…Endkonzentration, oder gereinigter Ausgangskonzentration oder spezifi-
sche Reinigungsleistung als Masse/Fläche/Zeit je nach Angabe in Quelle.
Standort
Anlage
a
Q | t
a
b
B
H
T
c
Reinigung
d
Technologie
Quelle
Nickel Rim,
Ontario,
USA
> 7 a
> 50 d
15 m
3,6 m 4
m
ca. 3 – < 1 g/L SO
4
pH < 6–7
PRB,
40 % Kompost,
40 % Mulch,
19 % Holzschnit-
zel, 1 % Kalk
Benner et al.
(1997)
Shillbottle,
UK
seit 2002
9–
36 h
180 m
2,5 m
3 m
Konzentrationsabnahme:
Sulfat, Zn, Fe, Mn, Ni, Al
25 % Pferdemist,
25 % Kompost,
50 % Kalk
Bowden et al.
(2005),
Caraballo et
al. (2013)
Vancouver,
Canada
3 a Pilot-
anlage
ca.
2,5 d
10 m
6,7 m
2,5 m
2 – < 0,1 mg
Zn
/L
3,6 – < 0,01 mg
Cu
/L
15 – < 0,1 μg
Cd
/L
Sulfatreduktion
84 % Kies
15 % Kompost
1 % Kalkstein
Ludwig et al.
(2002)
Helena,
Montana,
USA
seit 2002
6 a
> 3 d
9,1 m
13,7 m
1,8–2,4 m
> 25 – < 0,5 mg
As
/L
2,3 – < 0,05 mg
Zn
/L
50 – < 1 μg
Cd
/L
20 – < 1 μg
Co
/L
10 – < 1 μg
Ni
/L
pH: ca. 6,5–10
Sulfatreduktion
PRB, ZVI
Wilkin et al.
(2008)
Aznalcóllar,
Spanien
seit 2000
3 a
1–2 d
110 m
3–4,5 m
1,4 m
1100–400 mg
SO4
/L
Zn: 5–57 %
Al: 52–92 %
Cu: 56–84 %
PRB,
60 % Calcit
35 % Kompost
5 % ZVI
Gibert et al.
(2013)
Willisau,
Schweiz
1 a
k. A.
k. A.
Konzentrationsabnahme
Cr(VI)
abiotisch
ZVI
Birke et al.
(2007)
Ausgewertete Quellen:
Benner SG, Blowes DW, Ptacek CJ (1997) A full-scale porous reactive wall for prevention
of acid mine drainage. Ground Water Monitoring and Remediation 17:99–107.
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ground water conditions. Bioresource Technology Journal 104: 221–227.
Birke V, Burmeier H, Jefferis S, et al (2007) Permeable reactive barriers (PRBs) in Europe:
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