Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
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Das Bodenmessprogramm des Freistaates Sachsen
Die bisher vorliegenden Daten von organischen und anorganischen Schadstoff- bzw. Nährstoffelementen in sächsischen
Böden sind sehr heterogen und aufgrund unterschiedlicher Analysenverfahren oft untereinander nicht vergleichbar. Bei
der Datenerhebung in der geochemischen Prospektion (u. a. PÄLCHEN et al., 1993) in der Land- und Forstwirtschaft
(GRÜN et al., 1990; SML, 1995) sowie an Hochschulen und Forschungseinrichtungen (u. a. VOLAND et al., 1990) waren
die Untersuchungsmethoden auf unterschiedliche Ziele ausgerichtet, so dass bei der Probenentnahme (tiefenstufen- und
horizontbezogene Probenahme), Probenaufbereitung (Korngrößen) und Analytik (Aufschluss) unterschiedliche Verfah-
ren zum Einsatz kamen. Eine landesweite Bewertung von organischen und anorganischen Stoffen der Böden nach ein-
heitlichen Kriterien war deshalb nicht bzw. nur stark eingeschränkt möglich.
Zur Verbesserung der stofflichen Informationsgrundlagen über die Böden Sachsens, wurde durch das Sächsische Lan-
desamt für Umwelt und Geologie (LfUG) ein Bodenmessprogramm konzipiert (OSSENKOPF & PÄLCHEN, 1992), mit
welchem flächendeckend für Sachsen die Arsen- und Schwermetallbelastung der Böden beurteilt werden kann. Es ist
Bestandteil des Umweltmessnetzes des Freistaates Sachsen. Das Bodenmessprogramm besteht aus den fünf Teilaufga-
ben:
1. Recherche vorhandener stofflich relevanter Daten
2. Bodenmessnetz Raster 4 km x 4 km Gesamtfläche Sachsen
3. Bodenmessnetze Raster 1 km x 1 km in ausgewählten Gebieten (Radebeul, Ehrenfriedersdorf, Zwickau, Zittau,
Borna)
4. Ergänzende Schurfuntersuchungen in Gebieten mit Raster 1 km x 1 km
5. Einrichtung von ca. 50 Bodendauerbeobachtungsflächen in Sachsen (Langzeitmonitoring).
2
Bodenmessnetz Raster 4 km x 4 km
Die zwischen 1975 und 1989 durchgeführten stofflichen Untersuchungen im Rahmen der pedogeochemischen Prospek-
tion von über 100 000 Bodenpoben im Erzgebirge/Vogtland (Unterboden, Fraktion <1cm, Totalgehalte), von ca. 11 000
Bachsedimentproben aus den Grundgebirgseinheiten Sachsens sowie ersten umweltgeochemischen Untersuchungen im
Raum Freiberg zeigten, dass die Schwermetallverteilung in den Böden regional und lokal von komplizierten geogenen
und anthropogenen Prozessen abhängig ist, die eine Übertragung der Ergebnisse auf geologisch-bodenkundlich analog
ausgebildete Gebiete nahezu unmöglich macht. Diese Kenntnisse beeinflussten auch im wesentlichen die Entscheidung
für die gewählte Untersuchungsmethodik - einer landesweiten Rasteraufnahme, wie sie z. B. auch in England und Wa-
les (Raster 5 km x 5 km, MC GRATH & LOVELAND, 1992), in Polen (Raster 5 km x 5 km, LIS & P ASIECNA, 1995) und
auch in Deutschland (Schleswig-Holstein, Raster 4 km x 4 km; MNU S.-H., 1994) mit Erfolg durchgeführt wurden. Das
Bodenmessnetz Sachsen ist eingepasst in das 16 km x 16 km EG-Netz der Waldschadenserhebung, an das 8 km x 8 km-
Netz der bundesweiten Bodenzustandserhebung im Wald sowie an das 4 km x 4 km-Raster der sächsischen Forstzu-
standserhebung.
Es sollten im wesentlichen folgende Zielstellungen erreicht werden:
erste flächendeckende Bestandsaufnahme des Belastungszustandes mit anorganischen und organischen Schadstoffen
der Böden im Freistaat Sachsen,
Ermittlung quasi-natürlicher Hintergrundwerte für Böden, die einen Nachweis und eine Bewertung von Bodenbela-
stungen ermöglichen,
Nachweis und Abgrenzung von Gebieten mit stofflichen Bodenbelastungen, die durch Folgeuntersuchungen näher
zu spezifizieren und hinsichtlich evtl. vorhandener Gefährdungspfade zu bewerten sind,
Ermittlung von geogenen und anthropogenen Quellen für Bodenbelastungen,
Schaffung eines Kartenwerks, das analog im Aufnahmemaßstab bereits bestehende bodenkundliche und geologische
Übersichtskarten (BÜK 400, GÜK 400) ergänzt.
Bei der Wahl der Methodik stand auch eine Datengewinnung über Catenen in charakteristischen Bodenlandschaften zur
Diskussion. Sie ermöglicht zwar für die jeweilige Situation eine sehr detaillierte bodenkundliche und stoffliche Cha-
rakteristik, besitzt aber bei der Interpretation der Daten in die Fläche gegenüber der Rasteraufnahme ihre Grenzen. Um

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die geologische und bodenkundliche Heterogenität im Untersuchungsgebiet, insbesondere den Einfluss der stofflich
unterschiedlichsten Mineralisationen im Erzgebirge/Vogtland (ca. 30 % der Gesamtfläche) und anthropogenen Einwir-
kungen bei der Untersuchung mittels Catenen gebührend zu berücksichtigen, wäre dazu ein unvertretbar hoher Auf-
wand erforderlich gewesen.
Um die bekannten Nachteile der stofflichen Aufnahme eines mehr oder weniger regelmäßigen Untersuchungsnetzes
auszugleichen, z. B. bei flächenmäßig kleinen Bodeneinheiten, wurde u. a. an den Auenböden ein spezielles For-
schungsprogramm mit 21 Catenen in den Auen der wichtigsten Vorfluter durchgeführt (B
EUGE & ULIQUE, 1997). An-
dererseits sollen im Rahmen der Messnetze 1 km x 1 km, in bekannten oder vermuteten Belastungsgebieten, Schurfun-
tersuchungen durchgeführt werden, die auf spezielle bodenkundliche Fragestellungen, Stoffanalytik, Einfluss von
Emittenten und weiteren lokal wirksamen Einflussfaktoren auf konkrete Bodenbelastungen auszurichten sind.
2.1
Probenahme und Dokumentation
Als räumliches Bezugssystem für das Untersuchungsgebiet wurden die Gitterpunkte der topographischen Karten, Maß-
stab 1 : 25 000 (TK 25), im Raster von 4 km x 4 km , vorgegeben. Die Lage der Messstelle wurde durch die entspre-
chenden Hoch- und Rechtswerte des Rasters bestimmt (
Abb. 1
). Stellte der Probenehmer an diesem Punkt bodenkundli-
che Grenzlagen fest, erfolgte unter Berücksichtigung der Bodennutzung, Geländeposition usw. eine Verlegung des
Messpunktes in eine für den Geländebereich typische Fläche. Die Festlegung des Probenahmepunktes erfolgte anhand
der Ergebnisse von Sondierbohrungen. Zur Beprobung wurde ein Grabloch mittels Spaten angelegt und jeweils eine ho-
rizontbezogene Sammelprobe über die Gesamtmächtigkeit entnommen (
Abb. 2
). Bei mineralischen Oberbodenhori-
zonten mit einer Mächtigkeit >40 cm wurde die Probenzahl auf zwei Proben je Bodenhorizont erhöht, bei Unterboden-
horizonten >30 cm wurde nur der obere Bereich bis 30 cm Tiefe beprobt. Die Probenmenge betrug bei mineralischen
Böden ca. 1 kg, für die organischen Auflagen (Oh-Horizont) ca. 300 bis 500 g.
Für jeden Messpunkt erfolgte anhand der Sondierbohrungen und der Aufgrabung eine bodenkundliche Profilbeschrei-
bung (Formblatt,
Tab. D 1
) Die horizontbezogene Probenahme umfasste folgende Horizonte:
Waldflächen:
Auflage-, Oberboden-, Unterboden-Horizonte: Oh, Ah, B (S, G, M)
Landwirtschaftsflächen (Acker, Grünland):
Oberboden-, Unterboden-Horizonte: Ap (Ah), B (S, G, M)
Sonstige Flächen: 0 bis 10 cm, 10 bis 30 cm.
Eine Gliederung der periglazialen Lagen im Mittelgebirgsraum konnte nicht durchgeführt werden, da keine vollständig
aufgegrabenen Bodenprofile vorlagen. Insgesamt wurden an 1 164 Probenahmestellen 2 584 Proben entnommen. Die
Probenahme erfolgte durch die Firma GEOMONTAN GbR Freiberg.
2.2
Laborarbeiten
Die Analysen der Bodenproben wurden im Umweltlabor Neusörnewitz des LfUG (ab 1994 Staatliche Umweltbetriebs-
gesellschaft, UBG), im Bereich Anorganik und Bodenphysik (Analytiker Ch. Kawelke, O. Unger, A. Wagner, S. Gold-
stein) sowie im Organiklabor (Analytiker A. Wanke) von 1993 bis 1997 durchgeführt (Qualitätssicherung M. Richter).
Die Bestimmung der mobilen Elementanteile im mineralischen Oberboden erfolgte mittels NH
4
NO
3
-Extraktion 1997 im
Labor Umweltanalytik Dr. Rietzler & Kunze (Freiberg). Ergänzende Untersuchungen wurden 1998/1999 durch die
UBG durchgeführt (u. a. Tl, U; Analytiker S. Goldstein).
Probenvorbereitung und Analytik:
1. Probentrocknung bei Zimmertemperatur
2. Absieben bei 2 mm
3. Bestimmung Anteile Feinboden/Grobboden

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4. Bestimmung pH-Wert (0,1 M KCl)
5. Zerkleinerung der Probe in Achatmühle <0,1 mm
6. Aufschluss für chemische Analyse
Metalle: Totalaufschluss 4 ml HClO
4
+ 6 ml HNO
3
+ 20 ml HF, nach RUPPERT (1987)
As: modifizierter Totalaufschluss
Hg: 9 ml HNO
3
+ 3 ml HCl („umgekehrter Königswasseraufschluss“)
B, Be, Bi, Mo, Tl, U, V, W: 12 ml HNO
3
+ 17 ml HF, WALDNER-Aufschlussapparatur
7. Elementbestimmung Metalle
AAS-Flamme: Pb, Cu, Zn, Ni, Ca, Mg, Fe, Al, Mn
AAS-Graphitrohr: Cd, Cr
AAS-Hydridtechnik: As
AAS-Kaltdampftechnik: Hg
AES-Flamme: K, Na
ICP-MS: B, Be, Bi, Mo, Tl, U, V, W
8. Elementbestimmung Nichtmetalle
C
org
: Verbrennung im Sauerstoffstrom
N
ges
: nach KJELDAHL
Fluorid: ionensensitive Elektrode
P
ges
: photometrisch
9. Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) nach EPA: GC/MS nach Soxhlet-Extraktion (nur organische
Auflage und mineralischer Oberboden)
10. Mobile Elementanteile As, Cd, Cr, Cu, Hg, Mo, Ni, Pb, Tl, Zn nach NH
4
NO
3
-Extraktion nach DIN 19730 im mine-
ralischen Oberboden
Die Bestimmungsgrenzen der einzelnen Parameter sind in den entsprechenden Kartendarstellungen aufgeführt.
Das Probenrestmaterial (Fraktion <2 mm) wurde in die Bodenprobenbank des LfUG, Amtsteil Freiberg, eingelagert.
Neben der Bestimmung potentieller anorganischer und organischer Schadstoffe wurden eine Reihe von Hauptelementen
analysiert, die z. T. wichtige pflanzliche Makronährstoffelemente darstellen. Ihre Bestimmung als Totalgehalte soll eine
Übersicht und Dokumentation des Gesamtpotentials dieser Elemente vermitteln und gleichzeitig evtl. vorhandene kor-
relative Beziehungen zwischen Spuren- und Hauptelementen aufzeigen. Spezialuntersuchungen zu austauschbaren und
verfügbaren Pflanzennährstoffen mittels elementspezifischer Extraktionsmethoden sind nicht Ziel dieser Arbeit. Zur
Mineralstoffernährung von Kulturpflanzen, mineralstoffbedingten Mangel- und Überschusssymptomen sei u. a. auf die
umfangreichen Darstellungen von B
ERGMANN (1993) verwiesen.
2.3
Statistische Berechnungen und Herstellung geochemischer Karten
Die DV-technische Bearbeitung der Analysendaten, vorliegend als dBase-Datei, erfolgte mit dem Statistikpaket SPSS.
Dazu wurden die Proben nach Auflage- (O), mineralischen Oberboden- (A) und Unterbodenhorizonten (B, S, G, M)
sortiert. Lagen mehrere Proben für einen der genannten Horizonte vor, wurden diese zusammengefasst (über die Mäch-
tigkeit gewichtetes Mittel) und die deskriptiven statistischen arithmetischen Parameter Mittelwert, Standardabwei-
chung, Minimum, Maximum, Median (50. Perzentil) sowie das 90. Perzentil für die Haupt- und Spurenelemente ermit-
telt (Empfehlungen LABO, 1995). Diese Berechnungen bildeten die Ausgangsdaten für die Kartenherstellung der Ele-
mentgehalte in den organischen Auflagen sowie im Ober- und Unterboden. Nach einer Verteilungsprüfung (Normal-

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oder Lognormalverteilung) wurden mittels der Häufigkeitsverteilung die Klassengrenzen für jedes Element festgelegt
(max. 11 Klassen). Für eine bessere Vergleichbarkeit der Elementgehalte in den einzelnen Bodenhorizonten wurde eine
einheitliche Legende gewählt.
Für Parameter mit Messwerten unterhalb der Bestimmungsgrenze wurden für die statistischen Berechnungen und für
die Kartenherstellung die Hälfte der Bestimmungsgrenze angesetzt.
Zur Herstellung der geochemischen Karten wurde das Geographische Informationssystem ARC/INFO (ESRI) ein-
schließlich des GRID-Moduls genutzt. Mittels Inversdistanzwichtung (IDW) erfolgte eine Interpolation auf eine Raster-
größe von 1 000 x 1 000 m. Die Bearbeitung der Karten und die Gestaltung des Layout erfolgte mit ARC/VIEW.
Für die Berechnung der Hintergrundwerte wurden die Datensätze nach dem Ausgangsmaterial der Bodenbildung (Sub-
strate) und nach der Nutzung gegliedert. Grundlagen der Substratgliederung waren die Profilbeschreibungen. In Zwei-
felsfällen wurden weitere bodenkundliche und geologische Karten zur Entscheidungsfindung hinzugezogen. Für die
Darstellung der Hintergrundwerte wurden die Leitbodengesellschaften (LBG) zugrundegelegt, die weitgehend aus der
„Übersichtskarte der Böden des Freistaates Sachsen“ (BÜK 400, W
ÜNSCHE et al., 1994) abgeleitet wurden. Die Ergeb-
nisse der stofflichen Untersuchungen des Bodenmessnetzes sind dadurch unmittelbar mit der BÜK 400 verknüpfbar
(
vgl. Tab. D 15
bis
Tab. D 19
). Die Angaben zu den Hintergrundwerten entsprechen damit weitgehend den Empfehlun-
gen der LABO (1995) und S
UTTNER (1995). Eine weitere Differenzierung der Böden erschien wenig sinnvoll, da die
statistisch zu bearbeitenden Datenkollektive zu klein würden. Zum anderen erreichte die Qualität der bodenkundlichen
Profilaufnahme nicht immer die hohen Anforderungen, wie sie bei der bodenkundlichen Landesaufnahme durch die
Kartierung gestellt werden.
Mit Hilfe der Korrelations- und Faktoranalyse ausgewählter Elemente (Varimax-Rotation) sowie der Clusteranalyse
wird versucht Gesetzmäßigkeiten bzw. Grundtendenzen der Elementverteilung in den Böden zu ermitteln (
Tab. D 12
bis D 14,
Abb. 5-1
bis Abb. 5-3).
2.4
Bewertungsgrundlagen für die Beurteilung von Böden
Maßgebende Bewertungsgrundlage für die Untersuchungsergebnisse des Bodenmessnetzes ist das Bundes-
Bodenschutzgesetz (BBodSchG, 1998) einschließlich der Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV,
1999). Zur Ausgestaltung des stofflichen Bodenschutzes wurden mit der BBodSchV Vorsorgewerte für Böden sowie
Prüf- und Maßnahmenwerte für die Wirkungspfade Boden→Mensch (KW-Gesamtgehalte), Boden→Nutzpflanze (KW-
Gesamtgehalte, mobile Gehalte) und Boden→Grundwasser (Bodensättigungsextrakt) festgelegt (
Tab. D 2
,
D 3
). Für
den Wirkungspfad Boden→Grundwasser können die Ergebnisse nach DIN 19730 (NH
4
NO
3
-Extraktion) zur Abschät-
zung der Stoffkonzentration im Bodenwasser herangezogen werden. Für die Umrechnung von Stoffkonzentrationen im
AmmoniumnitratextraKt zu Gehalten im Bodensättigungsextrakt wurde die Vornorm DIN V 19735 (1999) erarbeitet
In Sachsen sind die Feststellung von schädlichen Bodenveränderungen sowie die Maßnahmen zum Bodenschutz im
"Sächsischen Abfallwirtschafts- und Bodenschutzgesetz" (SächsABG, 1999) geregelt.
Als Vorläufer zum BBodSchG können die gesetzlichen Regelungen zum Bodenschutz in Baden-Württemberg angese-
hen werden (UM BW, 1993b), wo der Ablauf – Grunduntersuchung
Folgeuntersuchung
Einstufung der Gehalte
Maßnahme - vom Gesetzgeber verbindlich vorgeschrieben ist. Für die Schutzgüter Mensch, Pflanze, Bodenorganis-
men und Wasser wurden Prüfwerte für Gesamtgehalte und zusätzlich für die Schutzgüter Pflanze, Bodenorganismen
und Wasser Prüfwerte für die mobilen Gehalte festgelegt (
Tab. D 4
). Diese Prüfwerte werden bei der Auswertung der
sächsischen Daten ergänzend zur BBodSchV hinzugezogen,
Hinsichtlich der Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen Reststoffen (speziell Bodenaushub bei
Baumaßnahmen) werden die Orientierungswerte der Länderarbeitsgemeinschaft Abfall (LAGA) - Technische Regeln -
herangezogen (LAGA, 1994,
Tab. D 5
), die auf Prüfwerten zu den Gesamtgehalten (Königswasser) und Eluaten nach
dem Deutschen Einheitsverfahren (DEV S4) basieren. Dabei ist zu berücksichtigen, dass die genannten Prüfwerte nicht
für "Mutterboden" (humosen Oberboden), sondern für Unterboden gelten.

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Für die Verwertung von Klärschlämmen auf landwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Böden wurden durch die
Klärschlammverordnung (AbfKlärV, 1992) Höchstgehalte an Schwermetallen im Boden festgelegt, die ein Aufbringen
von Klärschlamm verbieten (
Tab. D 6
).
Für organische Auflagen sind in der BBodSchV keine Prüf- und Maßnahmenwerte festgelegt. Vorsorgewerte werden
lediglich für die Summe der PAK sowie B(a)P benannt (Tab. D 3). Für die Bewertung der hier erhobenen Daten wird
deshalb auf die Vorsorgewerte nach P
RÜEß (1994) und die Orientierungswerte nach TYLER (1992) zurückgegriffen, die
auch beim Deutschen Waldbodenbericht (BMELF, 1997) Verwendung finden
(Tab. D 7
).
Die Gehaltsangaben für die Parameter der Oh-Horizonte sind stets massebezogen. Ein direkter Vergleich mit den mine-
ralischen Böden, die eine höhere Dichte besitzen, ist deshalb nur eingeschränkt möglich.
Generell ist zu beachten, dass die anorganischen Komponenten in dieser Arbeit, mit Ausnahme des Quecksilbers, als
Totalgehalte bestimmt wurden. Wesentlicher Grund dafür war, dass sich mit der einmaligen flächendeckenden Auf-
nahme zunächst ein Überblick über die tatsächlich vorliegenden Schwermetallgehalte verschafft werden sollte, der auch
dazu notwendig ist, in späteren Bearbeitungsschritten lithogene/pedogene Elementanteile von anthropogenen Anteilen
besser trennen zu können.
Beim Vergleich der Totalgehalte mit den Gesamtgehalten (des Königswasseraufschlusses) o. g. Prüf- und Maßnah-
menwerte der BBodSchV ist zu bemerken, dass die Totalgehalte einer Probe in der Regel über den Gesamtgehalten der-
selben Probe liegen. Im Rahmen der Vorbereitung des BBodSchG (BMU, 1997a; BMU, 1997b) wurden zur Umrech-
nung der Totalgehalte in Gesamtgehalte (Königswasseraufschluss) folgende vorläufigen Umrechnungsfaktoren vorge-
schlagen:
Cd, Zn, Ni, Pb, Cu
Faktor 0,8
As
Faktor 0,7
Cr
Faktor 0,5.
Im Rahmen eines UBA-Forschungsvorhabens wurden an bundesweiten Datenbeständen umfangreiche Untersuchungen
von U
TERMANN et al. (1999) zur Umrechnung von KW- in Totalgehalte (und umgekehrt) durchgeführt (die Ergebnisse
des Bodenmessnetzes Sachsen, mineralischer Oberboden, waren Bestandteil des Datenpools). Im Ergebnis der Arbeiten
werden für die Umrechnung substrat- und elementspezifische Regressionsfunktionen abgeleitet und zur Anwendung
empfohlen. Es wird eingeschätzt, dass die Verwendung konstanter Umrechnungsfaktoren anstelle von Regressions-
funktionen in ausgewählten Fällen möglich, generell jedoch nicht vertretbar ist.
3
Allgemeiner Überblick zur geologischen und bodenkundlichen Situation
3.1
Geologie
3.1.1 Geologischer Bau
In geographischer Hinsicht finden sich in Sachsen trotz seiner relativ geringen Flächenausdehnung drei wichtige mittel-
europäische
Naturraumeinheiten
. Es sind dies von Süden nach Norden: das Bergland (Mittelgebirgszone), das Hügel-
land und das Flachland. Diese geographische Gliederung ist durch den geologischen Bau bedingt. Die Mittelgebirgszo-
ne wird im wesentlichen durch das oberflächig anstehende paläozoische und präpaläozoische Grundgebirge gebildet.
Das Flachland umfaßt die eiszeitlich geprägten und mit pleistozänen Sedimenten bedeckten Gebiete in Nordsachsen.
Das dazwischenliegende Hügelland vermittelt morphologisch zwischen beiden peripheren Teilen und ist geologisch ge-
kennzeichnet durch oberflächennah anstehendes Grundgebirge oder Jungpaläozoikum (Vulkanite, Molassesedimente),
das von weichselzeiszeitlichen äolischen Sedimenten (Löss, Sandlöss) überdeckt ist. Die Mächtigkeit der Lösssedi-
mente nimmt von Ost nach West zu.
In Sachsen sind geologische Formationen verbreitet, die nahezu die gesamte Erdgeschichte repräsentieren. Beginnend
mit dem Granulitgebirge, das dem mittleren Riphäikum (älter als 1 Mrd. Jahre) zugerechnet wird, sind bis zum Quartär
alle geologischen Zeitabschnitte vertreten (
vgl. Abb. 3-1
).

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Das
Grundgebirgsstockwerk
, d. h. alle Gesteine, die von der variszischen Orogenese betroffen wurden, ein-
schließlich der Granitoidmassive, ist in den morphologisch höher liegenden Landesteilen an der Grenze nach Böhmen
oberflächig aufgeschlossen. Dazu gehören das Erzgebirge -Vogtland im Südwesten mit Gneisen und Glimmerschiefern
(Proterozoikum bis Kambrium), Phylliten (Oberkambrium bis Ordovizium), Tonschiefern, Quarziten, Grauwacken und
Diabasen (Silur bis Unterkarbon) sowie permokarbonischen Graniten, und die Oberlausitz im Osten mit alt- und vorpa-
läozoischen Granodioriten. Dem Grundgebirgsstockwerk nach Nordwesten und Nordosten vorgelagert sind die Einhei-
ten des
Molassestockwerkes
(Vorerzgebirgische Senke, Döhlener Senke, Nordwestsächsischer Vulkanitkomplex).
In den Senken sind klastische Rotsedimente (Konglomerate, Schiefertone) mit Vulkaniteinschaltungen verbreitet.
In den Antiklinalbereichen (Osterzgebirge, Tharandter Wald) dominieren dagegen die Vulkanite (ignimbritische
Rhyolithe).
Vom
Deckgebirgsstockwerk
sind die älteren Bildungen (Zechstein, Trias, Jura) primär nur gering verbreitet und
auch nur reliktisch erhalten. Ihr Flächenanteil ist vernachlässigbar klein. Starke Verbreitung besitzen dagegen die meist
sandigen Ablagerungen der Kreide (Elbsandstein-, Zittauer Gebirge). Der gesamte Nordteil Sachsens wird von käno-
zoischen Sedimenten (Tertiär, Quartär) bedeckt, die stellenweise weit nach Süden auf Molasse und Grundgebirge über-
greifen, was von einer ehemals weiteren Verbreitung zeugt. Mit den magmatisch-tektonischen Ereignissen des Tertiärs
im südlich angrenzenden Ohre-(Eger-) Graben (Böhmisches Mittelgebirge, Duppauer Gebirge) stehen die Basalt- und
Phonolithergüsse am Erzgebirgskamm und in der Oberlausitz in Verbindung.
Die letzte morphologisch entscheidende Prägung erfährt Sachsen im Pleistozän durch die Wirkungen des von Norden
vorstoßenden Inlandeises, insbesondere während der Elster-, Saale- und Weichseleiszeit. Die damit im Zusammenhang
stehenden Verwitterungs- und Bodenbildungsprozesse sind für die heutige Geländeoberfläche von Bedeutung.
3.1.2 Verbreitung und Häufigkeit der Gesteinsformationen
Den Hauptanteil der Oberfläche Sachsens nehmen mit ca. 43 % der Fläche die Lockersedimente des Känozoikums ein
(
Tab. 1
). Nord- und Nordwestsachsen ist fast vollständig von Sanden, Kiesen, Tonen und Löss bedeckt. In Mittelge-
birgsbereichen haben die quartären Bildungen Mächtigkeiten von wenigen Dezimetern bis über 10 m. Im Hügelland
treten durchschnittliche Mächtigkeiten von 5 bis >15 m, und im Tiefland von 10 - 25 m auf. Prätertiäre Gesteine sind
hier nur in den Flußtälern angeschnitten.
Die Oberlausitz ist im Norden ebenfalls von känozoischen Lockersedimenten bedeckt. Mittel- und Südsachsen ist durch
anstehende oder oberflächennah auftretende paläozoische und proterozoische Gesteinskomplexe gekennzeichnet, zwi-
schen denen das jungpaläozoische, mesozoische und känozoische Deckgebirge nur auf einzelne, mehr oder weniger fla-
che Senken beschränkt ist. 6,6 % der Fläche Sachsens entfallen auf die bereits weitgehend wieder abgetragenen Sedi-
mente der Kreide sowie des Rotliegenden. Letztere sind im wesentlichen auf das Döhlener Becken und die Vorerzge-
birgische Senke beschränkt. Zechstein auf klastischen Gesteinen ist nur noch in lokalen kleinen Vorkommen erhalten.
Etwa die Hälfte der Fläche Sachsens wird von magmatischen und metamorphen Gesteinsformationen eingenommen.
Ein Flächenanteil von ca. 24 % entfällt auf die Parametamorphite (Tonschiefer, Glimmerschiefer, Gneise, Grauwacken),
des kristallinen Grundgebirges (Erzgebirge, Granulitgebirge) und der Schiefergebirge (Vogtländisches, Nossen-
Wilsdruffer-, Elbtal- und Görlitzer Schiefergebirge). 9,7 % der Fläche Sachsens nehmen die proterozoischen und varis-
zischen Granodiorite der Lausitz und die Monzodiorite des Meißner Komplexes ein und 11,6 % entfallen auf die extrem
sauren Magmatite (i. W. Granite, Rhyolithe) und Orthometamorphite, die aus geochemischen Gründen gesondert aus-
gehalten werden. Die basischen Magmatite und Metamorphite besitzen einen Flächenanteil von 2,8 %.
3.2 Bodenbildung und Bodeneinheiten
3.2.1 Bodenbildende Prozesse
Die holozäne Entwicklung der mitteleuropäischen Böden lässt sich als Anpassungsprozess glazialer und periglazialer,
örtlich auch älterer Substrate an die lokalen nacheiszeitlichen Milieubedingungen unter kühlgemäßigten Klimaverhält-
nissen definieren. Diese Anpassung führte im Laufe von Jahrtausenden zu bleibenden Veränderungen hinsichtlich der

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äußeren Ausbildung und der physikalischen, chemischen und biologischen Eigenschaften der Böden. Die dabei entstan-
denen
Bodentypen
zeichnen sich durch charakteristische Abfolgen von
Bodenhorizonten
aus.
Entscheidende Prägung erfährt die standortspezifische Bodenentwicklung durch die Faktoren Substrattyp, Lage im Re-
lief sowie höhenabhängige regionale Klimaverhältnisse. Sie begrenzen das Spektrum der bodentypologischen Ent-
wicklungsmöglichkeiten, indem sie die Wirkungsmechanismen der bodenbildenden Prozesse regulieren. Einfluss neh-
men weiterhin die Faktoren Wasser, Schwerkraft, Pflanzen, Tiere und Mikroorganismen, die jedoch einzeln oder in ih-
rer Gesamtheit durch die erstgenannten Faktoren weitgehend gesteuert werden. An dieser Stelle muss auch der Mensch
erwähnt werden, der zunächst im Zuge der flächenhaften Eroberung des mitteleuropäischen Lebensraumes (Waldro-
dung, Ackerbau) sowie später durch die Auswirkungen der Industrialisierung als bodenbeeinflussender Faktor in Er-
scheinung trat.
Auf Grundlage dieser Ausgangsbedingungen und Einflussfaktoren wird ein weites Spektrum bodenbildender Prozesse
wirksam.
Die physikalische Verwitterung führt zu einer Zerkleinerung der Substratbestandteile. Vorwiegend in Festgesteinen
werden Frost- (Ausdehnung gefrierenden Wassers), Wärme- (mineralspezifische Ausdehnung bei starken Temperatur-
schwankungen) und Wurzelsprengung (Dickenwachstum von Pflanzenwurzeln) wirksam. In tonreichen Lockergestei-
nen verursachen Feuchtewechsel Volumenveränderungen in Schichtsilikaten, die zur mechanischen Zerteilung von Ge-
steinen führen können (
Abb. 3-4
,
Abb. 3-5
).
Die chemische Verwitterung greift Minerale oberflächennaher Fest- und Lockergesteine gleichermaßen an. Dabei lau-
fen Prozesse der Hydratation, Hydro- und Protolyse, Oxidation und Komplexierung ab, die zur völligen Auflösung von
Partikeln führen, andernorts aber auch Neubildungen hervorrufen können (B
LUME, 1992).
Zersetzung und Humifizierung organischer Substanz beeinflussen die biologische Aktivität, sowie die Austausch- und
Wasserkapazität des Bodens.
Der Wasser- und Lufthaushalt sowie die Durchwurzelbarkeit des Bodens werden durch das Gefüge, d. h. die räumliche
Anordnung der Bodenaggregate bestimmt.
Turbationen sind physische Stoffverlagerungen, hervorgerufen durch Bodentiere (Bioturbation), Quellungs- und
Schrumpfungsvorgänge tonreicher Böden (Peloturbation) oder gravitative Ausgleichsprozesse in auftauenden Frostbö-
den (Kryoturbation).
Bodentypologisch charakteristische Prozesse, an denen die zuvor genannten Mechanismen beteiligt sind und die inso-
fern komplexe Bodenbildungsprozesse darstellen, sind:
Verlehmung und Verbraunung (Braunerden),
Lessivierung (d. h. Auswaschung, Tonverlagerung, z. B. in Parabraunerden),
Podsolierung (Verlagerung von Humusstoffen und Eisenverbindungen in Podsolen),
Vergleyung, Pseudovergleyung (Reduktion/Oxidation von Eisen- und/oder Manganverbindungen unter Grund- bzw.
Stauwassereinfluss).
Diese Bodenbildungsprozesse sind gleichzeitig geochemische Prozesse, die zu einer Umverteilung der im Ausgangsge-
stein vorhandenen Elemente, d. h. auch der Schwermetalle führen. Die physikalischen (z. B. Hangrutschung, Kryotur-
bation) und chemischen (Lösung, Adsorption, Präzipitation) Stoffumlagerungen sowie eine Zumischung von Löss be-
wirken eine gewisse Nivellierung der in den Gesteinen vorhandenen Elementgehalte. Dadurch werden in den entspre-
chenden Böden z. B. weder die extrem hohen Nickel- oder Chrom-Gehalte der basischen und ultrabasischen Gesteine
noch die extrem niedrigen Gehalte der gleichen Elemente rhyolithischer Gesteine reflektiert. Ungeachtet dessen bleibt
die stoffliche Verwandtschaft in allen Fällen deutlich erhalten und erkennbar.
3.2.2 Bodeneinheiten
Die oben angeführten, hauptsächlich geologisch bedingten naturräumlichen Einheiten Sachsens spiegeln sich im we-
sentlichen auch in der pedoregionalen Gliederung wider. Übereinstimmend mit den hierarchischen Aggregierungsregeln

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
von
Bodenvergesellschaftungen
gemäß der Bodenkundlichen Kartieranleitung (AG BODEN, 1994) sind in Sachsen
auf der Grundlage der BÜK 400 (WÜNSCHE et al., 1993) 6 Bodenregionen zu unterscheiden (
Abb. 3-2
,
Tab. 2
). Aus der
Tabelle ist ersichtlich, dass Böden über quartären Lockersedimenten bei weitem dominieren (56 %). Ein reichliches
Drittel der Böden hat sich aus periglaziären Schuttdecken über vor allem paläozoischen und präkambrischen, teilweise
auch kretazischen Festgesteinen des Berglandes gebildet (35 %). Die Böden der größeren Flussauen sind mit 6 % Flä-
chenanteil vertreten. Auf ca. 3 % der Landesfläche beläuft sich der Anteil von Rohböden über Kippsubstraten der Berg-
baufolgelandschaften des Braunkohlenabbaus.
Im Bergland und Bergvorland treten vor allem Braunerde- und Podsol-Braunerde-Leitbodengesellschaften - in Kup-
penlagen assoziiert mit Rankern - aus periglaziären Deckschichten über Festgesteinen auf. Das Nährstoffpotential vari-
iert in einem breiten Intervall in Abhängigkeit vom Grundgestein (Granit - Diabas/Basalt) und bestimmt wesentlich die
ursprüngliche natürliche Waldvegetation und die aktuelle Bodennutzung.
In der Lössregion herrschen Parabraunerde-Pseudogley-Bodengesellschaften aus Sandlöss und Löss vor. Im äußersten
Westen des Leipziger Lösstieflandes treten auch Tschernoseme auf. Wegen ihres hohen Ertragspotentials wird diese
Region vorzugsweise ackerbaulich genutzt. Im nordsächsischen Altmoränengebiet mit vorwiegend sandigen Substraten
treten neben Braunerde-Podsol-Leitbodengesellschaften auch Gleye und Pseudogleye in Erscheinung.
Die
Bodennutzung
(
Abb. 3-3
) ist eine Funktion der natürlichen Standorteigenschaften der Böden, wie Nährstoffpoten-
tial, Wasserhaushalt, Profiltiefe, Durchlässigkeit, in Verbindung mit klimatischen und morphologischen Faktoren. In
grober Verallgemeinerung kann die Art der aktuellen Bodennutzung mit dem landwirtschaftlichen Ertragspotential in
direkte Beziehung gesetzt werden. Das höchste Ertragspotential haben in Sachsen die Böden der Lössregion mit Acker-
zahlen von 50 bis über 80. Infolgedessen sind diese Flächen nahezu ausschließlich landwirtschaftlich genutzt. Der
Waldanteil liegt hier meist deutlich unter 20 %. Im südlich anschließenden Bergland ebenso wie im Altmoränengebiet
Nordsachsens liegen die Acker-zahlen zwischen 20 und 40. Ursachen sind die Flachgründigkeit der Böden sowie un-
günstige Klima- und Relieffaktoren im Bergland sowie geringes Nährstoffpotential im Flachland. Folgerichtig werden
diese Gebiete vorrangig forstwirtschaftlich (meist >40 %) oder als Grünland genutzt.
Mit der Bodennutzung sind sowohl das geochemische Regime an der Erdoberfläche als auch die Art und Weise und das
Ausmaß anthropogener Einwirkungen auf den Boden verbunden. Bei forstlicher Nutzung ist infolge der Vegetationsbe-
dingungen von einem natürlich geringeren pH-Wert (<5) auszugehen, während auf ackerbaulich genutzten Flächen ein
pH-Wert von 6 angestrebt und durch Aufkalkung erhalten wird. Daraus resultieren unterschiedliche Mobilitätsbedin-
gungen für die meisten Schwermetalle. Anthropogene Einträge werden auf Ackerflächen im Bereich des Pflughorizon-
tes (Ap) homogenisiert, während unter Wald eine (mindestens temporäre) Akkumulation im Ah-Horizont erfolgt. Durch
den sog. Auskämmeffekt des Baumbestandes ist zudem die Einwirkung luftgetragener Immissionen auf forstlich ge-
nutzte Böden wesentlich stärker als bei Ackernutzung. Eine Folge davon ist die Versauerung der Waldböden.
Diese - hier nur kurz skizzierten - Besonderheiten von Böden in Abhängigkeit von ihrer Nutzung machen sich in den
Untersuchungsergebnissen für die organischen Auflagen und die Oberbodenhorizonte deutlich bemerkbar und lassen
einen flächendeckenden Vergleich der Elementgehalte strenggenommen nur für die Unterbodenhorizonte zu.
3.3
Geogene und anthropogene Einflüsse auf die Elementverteilung in den Böden
Die geogenen (natürlichen) Gehalte anorganischer Stoffe in Böden werden von der Zusammensetzung der Substrate
(lithogene Komponente), evtl. stattgefundenen Mineralisationsprozessen (chalkogene Komponente) und durch die bo-
denbildenden Prozesse geprägt (pedogene Komponente).
Den wohl wesentlichsten Einfluss auf die Verteilung der Haupt- und Spurenelemente in den sächsischen Böden besitzen
die Substrate („Grundgesteine“). Sie liefern im entscheidendem Umfang das Ausgangsmaterial für die Bodenbildung
und bestimmen durch ihre mineralogische Zusammensetzung die chemische Beschaffenheit der Böden (
Tab. 3-1, Tab.
3-2
). Besonders deutlich wird dies bei den Schwermetallen Cr und Ni bzw. Mg bei den Hauptelementen, die in den ba-
sischen und ultrabasischen Substraten (u. a. Diabas, Serpentinit) extrem stark angereichert sind. Sandige Sedimente des
Tertiärs und Quartärs sowie Substrate mit sauren Magmatiten (z. B. Granit, Rhyolith) können dagegen extrem niedrige
Gehalte dieser Elemente aufweisen.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Im Bereich periglazialer Deckschichten werden die Schwermetallgehalte innerhalb lithologischer Einheiten durch das
Verhältnis Festgesteinszersatz-Fremdkomponente (z. B. Löss) bestimmt. Unterschiedlich hohe Einträge von Löss kön-
nen in den Böden, in Abhängigkeit vom Substrat, zu Stoffan- und -abreicherungen führen (vgl. u. a. Kap. 4.8).
Eine weitere geogene Komponente, die im Freistaat Sachsen besondere Bedeutung erlangt, ist der Einfluss von Minera-
lisationsprozessen (H
ÖSEL et al., 1997). Neben der Elementanreicherung in den Vererzungen selbst, die Gegenstand des
Bergbaus waren, kann es darüber hinaus zu einer großflächigen geochemischen Beeinflussung der Nebengesteine
kommen, die durch deutliche Elementanreicherungen bis in Entfernungen von einigen 100 m von der Mineralisation
nachweisbar sind (geochemische Aureole). Eine Vielzahl von Erzkörpern und Erztrümern kann dadurch zu großen pri-
mären Dispersionshöfen führen, in welchen Spurenelemente weit über den lithogenen Anteil hinaus angereichert sind
(das Freiberger Bergbaufeld umfasst z. B. ca. 1 000 polymetallische Erzgänge). Mit der Bodenbildung zusammenhän-
gende Prozesse und vor allem die Hangneigungen sorgen für eine weitere Ausdehnung in den sekundären Dispersions-
höfen, die im mineralischen Oberboden die größte Ausdehnung erfahren. Abb. 3-7 vermittelt einen Eindruck, in welch
hoher Dichte Mineralisationen im Erzgebirge/Vogtland anzutreffen sind. Besonders starken Einfluss auf die Verteilung
der Schwermetalle in den Böden besitzen die Vererzungen im Raum Freiberg, Ehrenfriedersdorf, Schneeberg –
Schwarzenberg - Johanngeorgenstadt, Altenberg - Dippoldiswalde und Annaberg - Marienberg, die vor allem bei den
Elementen As, Pb, Cd, Cu und Zn zu beobachten ist.
Durch die Teilnahme der Spuren- und Hauptelemente an Prozessen der Bodenbildung, welche zu einer Profildifferen-
zierung führen, kann es durch Elementverschiebungen zu An- und Abreicherungen kommen. Im Vergleich zur Intensi-
tät der Stoffverteilungen durch die lithogenen und chalkogenen Prozesse, ist der durch pedogene Prozesse verlagerte
Elementanteil als gering zu bewerten und spielt für die Bewertung der Gefährdungspfade nur eine untergeordnete Rolle.
Infolge eines intensiven Bergbaus seit dem Mittelalter, der relativ hohen Bevölkerungsdichte sowie der starken Indu-
strialisierung Sachsens, wurden die Böden hohen anthropogenen Belastungen ausgesetzt. Bei der anthropogenen Beein-
flussung der natürlichen Böden sind vor allem die Emissionen der Buntmetallhütten zu nennen. Da die Erze in der Re-
gel am Standort ihrer Förderung verhüttet wurden, die bereits durch hohe geogene Elementanreicherungen gekenn-
zeichnet sind, kam es durch die zusätzlichen Emissionen lokal zu enormen Schadstoffanreicherungen. Die emittierten
Spurenelementmengen betrugen z. B. im Raum Freiberg-Halsbrücke (1973 bis 1983) 244 t As, 21,3 t Cd, 1 161 t Pb
und 286 t Zn (F
IEDLER & KLINGER, 1996). Trotz Modernisierung und der teilweisen Schließung von Hüttenanlagen,
sind auch heute noch erhöhte Elementgehalte im Schwebstaub und von Schwebstaub-Inhaltsstoffen feststellbar (z. B.
Freiberg, Aue), die im Rahmen kontinuierlicher Messungen zur Feststellung der Immissionssituation durch das LfUG
erhoben werden (
Tab. D 8
bis D 10).
Hohe Stoffeinträge sind auch auf die Emissionen der Großfeuerungsanlagen zurückzuführen, die in der Vergangenheit
fast ausschließlich mit Braunkohle betrieben wurden (
Abb. 3-6
). Da diese in nahezu allen Landesteilen vorhanden wa-
ren, trugen sie vor allem zu einem ubiquitären Eintrag von Spuren- und Hauptelementen bei. Besonders in Gebieten mit
hoher Bevölkerungsdichte, die mit einer starken Industrialisierung einhergeht (
Abb. 3-8
,
Abb. 3-9
), sind hohe Immissi-
onsbelastungen feststellbar (z. B. PAK; vgl.
Tab. D 10
). Obwohl die Löslichkeit der deponierten Stäube nur selten un-
tersucht wurde, dürfte sie generell hoch sein. So wurden im Luftstaub von Hamburg wasserlösliche Anteile von Cd - 90
%, As - 70 bis 80 %, Ni - 60 bis 70 % und Pb von 40 bis 50 % bestimmt (L
AHMANN, 1990).
Auf den landwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Flächen werden über die Dünger, Klärschlämme und Komposte
zusätzlich Schwermetalle in die Böden eingebracht.
Besonders starken anthropogenen Einflüssen sind die Auenböden unterworfen. Durch die Einleitung von industriellen
und kommunalen Abwässern, mit z. T. hohen Elementkonzentrationen, in die Vorfluter, kommt es bei Ablagerung der
Flusssedimente und Schwebanteile in den Überflutungsbereichen zu einer ständigen Anreicherung, vor allem von As,
Pb, Cd, Cu, Hg und Zn. Unter Beachtung der lithogenen und chalkogenen Komponenten im Einzugsgebiet der Vorflu-
ter, sind Auenböden in Ostsachsen wesentlich geringer belastet als die Auenböden der Elbe und Mulde.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
4.
Ergebnisse
4.1
pH-Wert (pH KCl)
Die Bodenazidität ist für den Land- und Forstwirt ein wichtiges Kennzeichen zur Bewertung der Leistungsfähigkeit des
Bodens hinsichtlich der Lebensbedingungen von Bodenorganismen, der Verfügbarkeit von Nährstoffen sowie der Nitri-
fizierung. Aber auch in Fragen des Umweltschutzes kann der pH-Wert eine entscheidende Rolle spielen, da eine Frei-
setzung von anorganischen Schadstoffen in das Bodensickerwasser/Grundwasser bzw. die Pflanzenverfügbarkeit
(Transfer Boden
(Nutz-)Pflanze) toxischer Elemente stark von der Bodenazidität abhängig sind.
Die pH-Werte der Lösungsphase des Mineralbodens lassen sich in bestimmte Pufferbereiche mit speziellen Funktionen
gliedern. Dabei ist zu beachten, dass in Abhängigkeit vom Substrat und der Verwitterungsintensität mehrere Pufferbe-
reiche gleichzeitig wirksam sein können (BMELF, 1997; U
LRICH, 1981):
CaCO
3
-Pufferbereich (pH >6,3): Kalk als Puffer, optimale Bedingungen für Mikroorganismen, Basenauswaschung
Silkatpufferbereich (6,3
≥pH
>5,0): Säurepufferung an primären Silikaten, Tonmineralneubildung, Freisetzung von
Alkali- und Erdalkali-Ionen, optimale Nährstoffverfügbarkeit, Vergrößerung der Kationenaustauschkapazität
Austauscherpufferbereich (5,0
≥pH
>4,2): Säurepufferung durch Verwitterung der Restgitter primärer Silikate, Frei-
setzung von Al-Ionen aus den Tonmineralen, Verdrängung und Auswaschung von Alkali- und Erdalkaliionen (Ba-
senauslaugung), Reduktion der Basensättigung und Kationenaustauschkapazität
Al-Pufferbereich (4,2
≥pH
>3,8): Säurepufferung durch Auflösung von sekundären Tonmineralen und Al-Hydroxo-
Komplexen, Al
3+
-Freisetzung, zunehmend toxische Kationensäurekonzentrationen in der Bodenlösung
Al-Fe-Pufferbereich (3,8
≥pH ≥3,2):
Säurepufferung durch Auflösen von Eisenhydroxiden, Mobilisierung von Fe
und Huminstoffen, H
+
- und Fe
3+
-Zunahme in der Bodenlösung, Säurestress und Wachstumsstörungen
Fe-Pufferbereich (pH <3,2): Säurepufferung durch Auflösung der Fe-Oxide, Fe-Verlagerung (Podsolierung).
Verallgemeinernd kann davon ausgegangen werden, dass mit abnehmenden pH-Werten die Mobilität der Schwerme-
talle in der Bodenlösung zunimmt. Für Arsen wurde zusätzlich im alkalischen Bereich (pH >8,5) eine deutliche Erhö-
hung der löslichen Anteile festgestellt (Z
EHNER & MANN, 1994). Zu den mobilen, leicht verlagerbaren und verfügbaren
Elementen gehören vor allem Cadmium, Zink, Thallium, Mangan und Nickel. Bei pH-Werten <5 steigt selbst bei den
als relativ immobil geltenden Elementen Cr und Pb die Mobilität sehr stark an (
Tab. 4.7-2
,
Tab. 4.14-2
).
Erwartungsgemäß zeigen die Ap-Horizonte der Ackerböden infolge der Kalkung die höchsten Werte (pH 5,7). Sie be-
wegen sich damit im anzustrebenden optimalen Bereich von pH 5,5 bis 7,0 in Abhängigkeit vom Tongehalt (S
CHEFFER
& SCHACHTSCHABEL, 1989). Deutlich höhere pH-Werte treten in den Ap-Proben der Leitbodengesellschaften aus Löss
und Sandlöss auf (pH 5,8 bis 6,5, Tab. 4-1). Die Kippböden der Bergbaufolgelandschaften besitzen durch die starke
Aufkalkung bei Rekultivierungsmaßnahmen mittlere pH-Werte von 7,0. Die in den mineralischen Oberböden von
Grünlandstandorten angetroffenen pH-Werte von 5,0 liegen an der Untergrenze des empfohlenen pH-Intervalls von 5,0
bis 5,5. Stadtböden besitzen infolge anthropogenen Beimengungen (z. B. Bauschutt) pH-Werte um 7.
In den Oh-Horizonten unter Forst und den mineralischen Oberboden- und Unterbodenhorizonten treten sehr niedrige
mittlere pH-Werte (P50-Medianwert) auf:
Bodenhorizont
pH (KCl)
Acker, Ap-Horiz.
5,7
Acker, Unterboden
5,7
Grünland, Ah-Horiz.
5,0
Grünland, Unterboden
5,0
Forst, Oh-Horiz.
3,2
Forst, Ah-Horiz.
3,4
Forst, Unterboden
3,9
Bei den vorliegenden pH-Werten kann angenommen werden, dass die effektive Kationen-
austauschkapazität eine anhaltend abnehmende Tendenz zeigt und eine zunehmende Versauerung der Waldböden statt-
findet (SML, 1996). Besonders niedrige pH-Werte treten in Böden aus periglaziären Umlagerungsdecken über Festge-
stein auf (
Tab. 4.1
, LBG 1 bis 5). Ausdruck einer tiefreichenden Versauerung ist die Tatsache, dass der mittlere pH-
Wert (Median) im Unterboden bei pH 3,9 liegt und somit eine Reihe von Standorten sich im Al-Pufferbereich und z. T.

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sogar im Al-Fe-Pufferbereich befinden. Der Versauerungsprozess ist mit erheblichen Verlusten von Nährstoffkationen
verbunden. Damit findet bei der Mehrzahl der waldtragenden silikatischen Mittelgebirgsstandorten der mittleren und
oberen Lagen eine drastische Degradation des bodenchemischen Zustands, nahezu unabhängig von den geochemisch
unterschiedlichen Substraten, statt (SML, 1995).
4.2 Arsen (As)
Unter den toxisch wirkenden Schwermetallen kommt dem Arsen aufgrund großflächiger Verbreitung erhöhter Gehalte
in den Böden im Freistaat Sachsen wohl die größte Bedeutung zu. Die Ursachen sind zweifellos in der geochemisch-
metallogenetischen Spezialisierung der Fichtelgebirgisch-Erzgebirgischen Antiklinalzone zu suchen (T
ISCHENDORF,
1966; P
ÄLCHEN & BERGER, 1984; METZNER et al., 1994 ). Der flächenbezogene mittlere As-Gehalt der Hauptgestein-
stypen in Sachsen beträgt 13 mg/kg (KARDEL et al., 1996, Tab. 3.1), so dass nahezu alle Hauptgesteinstypen deutlich
den krustalen Clarke von 2 mg/kg überschreiten (WEDEPOHL, 1995). Besonders hervorzuheben sind die polymetalli-
schen Lagerstätten, die Zinn-Wolfram-Vererzungen und die uranführenden Mineralisationen des Erzgebirges (
Abb. 3-
7
), die sich durch eine starke As-Führung (im wesentlichen Arsenkies FeAsS, z. T. gediegen Arsen) auszeichnen und
ihre Nebengesteine deutlich beeinflussen. Ein zusätzlich anthropogener As-Eintrag durch die Verhüttung polymetalli-
scher Erze und Zinnerze erhöhte die geogen verursachte Bodenbelastung z. T. erheblich.
In der Fachliteratur werden die „Normalgehalte“ von Böden mit <20 mg/kg As, bei mittleren As-Gehalten von 5 mg/kg,
beschrieben (u. a. E
IKMANN et al., 1991).
Arsen ist ein zu den Halbmetallen zählendes, ubiquitäres Element. Es kommt in der Natur weit verbreitet in verschiede-
nen Mineralisationen als Arsensulfid bzw. -oxid und als Kupfer-, Nickel- und Eisenarsenat vor. Im historischen sächsi-
schen Bergbau wurde es als Nebenprodukt bei der Verhüttung von Blei-, Kupfer- und Zinnerzen als Arsen(III)-Oxid
gewonnen. Auch bei der Verbrennung von Braunkohlen, die in der Oberlausitz (Zittauer Becken) bis zu 45 mg/kg As
enthalten können (P
ÄLCHEN et al., 1986), entsteht hauptsächlich Arsen(III)-Oxid. Die jährliche As-Emission betrug
1985 in Deutschland 220 t, 1995 noch ca. 33 t (UBA, 1996). In der Land- und Forstwirtschaft werden Arsenverbindun-
gen als Pestizide, Herbizide und Arborizide eingesetzt. Untersuchungen zur Arsenexposition des Menschen fanden erst
verstärkt in den letzten 20 Jahren statt, weil es an geeigneten analytischen Methoden fehlte.
Bedeutende regionale As-Anomalien befinden sich im Raum Freiberg, dem bedeutendsten Standort der Förderung und
Verhüttung polymetallischer Erze in Sachsen (
Abb. 4.2-2
). Neben der intensiven As-Aureole im Bereich der Gangmine-
ralisationen, kam es durch die über Jahrhunderte währende Verhüttung von Erzen, insbesondere As-reicher Zinnerze in
der letzten Betriebsperiode, zu hohen anthropogenen As-Einträgen. So wurden z. B. 1864 über die Hochesse Mulden-
hütten 100 kg As
2
O
3
in je 24 Stunden (RÖSLER et al. 1969) und 1982 insgesamt 67 t As (FIEDLER & KLINGER, 1996)
durch die Hüttenanlagen im Raum Freiberg emittiert. Aus den jüngsten Untersuchungen im Rahmen des Bodenmess-
netzes Freiberg wurden für den Kernbereich des Belastungsgebietes mittlere As-Gehalte von 115 mg/kg (P50, Median)
bzw. 680 mg/kg (P90) im Oberboden berechnet (R
ANK et al., 1999). In Windrichtung zeichnen sich deutliche As-
Anreicherungen in der organischen Auflage und im Oberboden ab (Tharandter Wald). Auch nach der Stilllegung wich-
tiger Emittenten liegt die As- Immission in Freiberg noch heute weit über dem Landesdurchschnitt (
Tab. D 8
,
Tab. D
10
), was teilweise auf eine Staubverwirbelung aus schwermetallbelasteten Böden und den Abriss der Hüttenanlagen zu-
rückgeführt wird.
Anomal hohe As-Gehalte im Raum Ehrenfriedersdorf werden geogen durch die stark arsenkiesführenden Mineralisatio-
nen der Zinn-Wolfram-Vererzungen und hohen anthropogenen Einträge durch die historischen Hüttenanlagen verur-
sacht. Mit dem Bodenmessnetz Ehrenfriedersdorf, Raster 1 km x 1 km, wurde der As-belastete Bereich eingegrenzt und
orientierende Untersuchungen zur As-Mobilität durchgeführt (R
ANK et al., 1997). Verdichtende Untersuchungen, ca. 5
Proben/km
2
, ergaben für den Zentralbereich Mediangehalte von 400 mg/kg sowie ein P90 von 1600 mg/kg As (RANK et
al., 2000).
Im Westerzgebirge bilden die As-Anomalien im Bereich Schneeberg – Schwarzenberg - Johanngeorgenstadt und
Oberwiesenthal ein großflächiges Anomaliengebiet, welches überwiegend geogen durch schichtgebundene polymetalli-
sche Mineralisationen und durch As-führende Uran-Gangvererzungen verursacht wird. Deutliche As-Konzentrationen
bei Klingenthal-Gottesberg und südwestlich von Plauen sind auf die geochemischen Aureolen der bekannten Zinn- und

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Spatmineralisationen begrenzt.
Die As-Gehalte der Auenböden sind im wesentlichen auf die geochemische Situation in den Liefergebieten zurückzu-
führen. Durch Abtragung von Böden aus den Mineralisationsgebieten des Erzgebirges und anthropogenen Einträgen der
Hüttenindustrie, sind erhöhte As-Gehalte in den Auenbereichen bis an die nördliche Landesgrenze anzutreffen. Beson-
ders hohe Gehalte treten dabei in den Auenböden der Mulde (Freiberger Mulde bei Siebenlehn 1 800 mg/kg) und der
Zschopau auf (max. 5 500 mg/kg bei Augustusburg/Kunnersdorf). Auenböden, deren Liefergebiete sich in der Lausitz
befinden, besitzen dagegen deutlich niedrigere As-Gehalte (max. 35 mg/kg; B
EUGE & ULIQUE, 1997).
Großflächig erhöhte As-Gehalte sind auch im Verbreitungsgebiet von Rotliegendsedimenten festzustellen (Zwickau –
Leukersdorf - Chemnitz). Anomale Gehalte im Unterboden ließen vermuten, dass die As-Führung geogenen Ursprungs
und substratgebunden ist. Weiterführende Untersuchungen ergaben, dass die erhöhten As-Gehalte in der Vorerzgebirgs-
senke vor allem an die lithogene Komponente (Mülsener Schichten) gebunden sind (W
ENDLAND et al., 1997).
Beim Vergleich der As-Gehalte der untersuchten Bodenhorizonte ist deutlich sichtbar, dass im Oh-Horizont (
Abb. 4.2-
1
) und im mineralischen Oberboden eine deutliche As-Anreicherung gegenüber dem Unterboden (
Abb. 4.2-3
) stattfin-
det, die durch hohe anthropogene Einträge und eine bevorzugte Sorption an die organische Substanz verursacht wird
(
Tab. 4.2-1
,
Tab. D 12
). Besonders die Oh-Horizonte stellen einen Akkumulator der hohen ubiquitären Einträge dar, so
dass die Vorsorgewerte nach P
RÜEß (1994) der organischen Auflage von 10 mg/kg As von ca. 70 % aller Oh-Analysen
überschritten werden (vgl.
Tab. D 7)
.
Die sehr hohen As-Hintergrundwerte von Leitbodengesellschaften über Festgesteinen der Grundgebirgseinheiten (geo-
genen und anthropogenen Ursprungs) stellen im Vergleich zu den anderen Bundesländern eine einzigartige Situation
dar, die bei der Anwendung der jetzt bundesweit geltenden Prüf- und Maßnahmewerte (
Tab. D 2
) unbedingt zu berück-
sichtigen ist. Sie unterscheiden sich damit deutlich von den Hintergrundwerten lössbeeinflusster Böden des Erzge-
birgsvorlandes und Böden aus periglaziären und glazigenen Ablagerungen, die aus As-armen Substraten hervorgegan-
gen sind (
Tab. 4.2-1
).
Für den Wirkungspfad Boden
Pflanze (Nutzung Ackerbau/Gartenbau) wird durch die BBodSchV ein Prüfwert von
200 mg/kg bzw. 50 mg/kg (für Böden mit zeitweise reduzierenden Bedingungen) und für die Nutzung als Grünland ein
As-Maßnahmenwert von 50 mg/kg festgelegt (
Tab. D 2
).
Die Mobilität von Arsen hängt wesentlich vom Oxidationszustand ab. Als As
5+
ist Arsen relativ immobil und stellt nach
den bisherigen Erkenntnissen im humiden Klimabereich ökotoxikologisch keine besondere Gefahr dar. Selbst bei er-
höhten As-Gehalten bis ca. 100 mg/kg, die fast ausschließlich lithogenen und chalkogenen Ursprungs sind, lassen sich
nur geringe lösliche Anteile feststellen. Steigende Mobilitäten sind im besonderen Maße an Standorten zu beobachten,
die sich im Einflussbereich der Buntmetall- und Zinnhütten befinden, wo Arsen meist als As
2
O
3
immitiert wird. Die An-
reicherung im Boden erfolgt vermutlich in den obersten Lagen durch Sorption, vor allem an Sesquioxide und Ca-
Verbindungen.
Die mobilen As-Gehalte (NH
4
NO
3
-Extraktion) im mineralischen Oberboden zeigt
Abb. 4.2-4
. Während in den älteren
Listen des UBA (1995) und in BW (UM BW 1993b) Prüfwerte von 100 bzw. 140 μg/kg für den Transferpfad Boden
Pflanze vorgeschlagen bzw. gesetzlich fixiert wurden (
Tab. D 4
), wird durch die jüngsten Transferuntersuchungen
(LABO, 1997; D
ELSCHEN & RÜCK, 1997) auf Prüf- und Maßnahmenwerte verzichtet (
Tab. D 2
). Hierzu wird einge-
schätzt, dass die KW-Extraktion der NH
4
NO
3
-Extraktion, als Basis für eine Abschätzung des Transfers Boden
Pflan-
ze, überlegen ist. Zur Beurteilung der phytotoxischen Wirkung auf eine ertragsbezogene Wachstumsbeeinträchtigung
bei Kulturpflanzen wurde ein Prüfwert von 400 μg/kg (NH
4
NO
3
-Extraktion) festgelegt.
Erhöhte mobile As-Gehalte treten vor allem im Raum Aue - Schneeberg, nördlich Annaberg bei Ehrenfriedersdorf und
im Raum Freiberg/Tharandter Wald auf. In Ehrenfriedersdorf und Freiberg sind diese zweifellos auf die Emissionen der
Zinn- und Arsenhütten zurückzuführen. Untersuchungen zum Mobilitätsverhalten mittels NH
4
NO
3
-Extraktion und Elu-
tion nach DEV (S 4) im Raum Ehrenfriedersdorf ergaben, dass besonders im Bereich von Hüttenstandorten hohe lösli-
che As-Anteile im mineralischen Oberboden vorliegen (max. 1,6 % der Totalgehalte) und damit ein Gehaltsniveau von
>400 μg/kg erreicht wird, wo phytotoxische Erscheinungen an Pflanzen auftreten können. In den Unterbodenhorizonten
gehen die mobilisierbaren As-Anteile sehr stark zurück (ca. 0,1 % der Totalgehalte), was den Schluss zulässt, dass die
geogen bedingten As-Anteile wesentlich fester gebunden sind (R
ANK et al., 1997). Elutionen bei unterschiedlichen pH-

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Werten zeigen, dass bei pH 3 bis 9 bis zu 2 % des Gesamtarsengehalts mobilisierbar sind. Ebenso können alkalische
Bedingungen bei pH >9 zu kritischen Erhöhungen löslicher Arsenanteile führen (PANTSAR-KALLIO & MANNINEN,
1997; ZEHNER & MANN, 1994).
In der Vorerzgebirgssenke sind die erhöhten Gehalte an das Verbreitungsgebiet der Rotliegendsedimente gebunden. Im
Rahmen von Forschungsarbeiten konnte durch W
ENDLAND et al. (1997) nachgewiesen werden, dass die anomal hohen
mobilen Gehalte vor allem im Verbreitungsgebiet der Mülsener Schichten auftreten. Die relativ hohe As-Mobilität wird
hier als wesentliche Ursache für die häufigen Überschreitung des As-Grenzwertes (10 μg/l) im Trinkwasser angesehen.
Relativ hohe mobile As-Gehalte werden in den Auenböden der Freiberger und der Vereinigten Mulde erreicht. Spezi-
elle Untersuchungen in Catenen durch B
EUGE & ULIQUE (1997) konkretisieren den Befund des Bodenmessnetzes. Die
höchsten Gehalte wurden dabei in den Auenböden der Freiberger Mulde bei Siebenlehn mit 300 μg/kg gemessen, die
zweifellos durch die Emissionen im Freiberger Lagerstätten- und Hüttengebiet verursacht werden. Im Gegensatz dazu
weisen die Auenböden der Lausitzer Vorfluter stets Gehalte <10 μg/kg auf.
Bei der Bewertung der mobilen As-Hintergrundwerte (P50,
Tab. 4.2-2
) ist eine etwas höhere Mobilität von Arsen in
den mineralischen Oberböden unter Forst feststellbar. Die relativ hohen P90-Gehalte über Paragneis, Granit und sauren
Vulkaniten sind dabei auf den Einfluss der Freiberger Hüttenanlagen im Osterzgebirge, über Phyllit und Glimmerschie-
fer auf die Emissionen der historischen „Gifthütten“ im Raum Ehrenfriedersdorf - Geyer zurückzuführen. Der Hütten-
einfluss auf die P90-Gehalte für Böden bei einer Acker- bzw. Grünlandnutzung ist dagegen nur sehr gering. Ursache
sind vermutlich der Verdünnungseffekt, der durch das Umbrechen bei einer Ackernutzung verursacht wird, sowie die
gegenüber Oh-Horizonten unter Forst wesentlich niedrigeren C
org
-Gehalte, wo verstärkt As-Sorptionen auftreten kön-
nen. Die höchsten P90-Hintergrundwerte treten dabei in Böden über Rotliegendsedimenten und in den Auenböden der
Freiberger und der Vereinigten Mulde auf.
In Böden über Löss und periglaziären Decksedimenten, die als Substrat keine geochemische As-Anreicherung aufwei-
sen und nur die ubiquitären Einträge widerspiegeln, liegen sämtliche P90-Hintergrundwerte unter 10 μg/kg.
4.3 Bor (B)
Bor ist ein für Pflanzen und wahrscheinlich auch für Tiere und Menschen essentielles Spurenelement (R
EIMANN &
C
ARITAT, 1998).
Der mittlere B-Gehalt der kontinentalen Kruste beträgt 17 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Die mittleren B-Gehalte (Median)
der sächsischen Hauptgesteinstypen reichen von 5 bis 65 mg/kg (KARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzge-
birges/Vogtlandes beträgt 32 mg/kg (PÄLCHEN et al., 1987). Niedrige B-Gehalte besitzen vor allem saure Magmatite
sowie periglaziäre Sedimente, hohe Gehalte die pelitischen Metamorphite wie Tonschiefer, Phyllite und Glimmerschie-
fer. In Granitoiden und Metamorphiten kann es zu erhöhten B-Gehalten in Form des verwitterungsresistenten Borosili-
katminerals Turmalin kommen (Turmalingranit, Turmalinschiefer). Tonreiche marine Sedimente weisen ebenfalls
deutlich höhere B-Gehalte auf. Allgemein korreliert der B-Gehalt mit den Ton- und C
org
-Gehalten im Boden, wobei die
Tonminerale Illit und Vermiculit die höchsten Gehalte aufweisen.
Starke anthropogene B-Einträge in die Umwelt können vor allem durch Klärschlämme und z. T. durch Komposte verur-
sacht werden, wo Bor infolge der starken Adsorption an organische Substanzen gebunden wird. Erhöhte B-Gehalte im
Abwasser stammen aus der Verwendung von Perboraten in Waschmitteln. In der Pflanzenproduktion wird Bor als Bo-
rax oder mit borhaltigen Nährstoffdüngern meist bei bekanntem B-Mangel oder prophylaktisch bei Kulturpflanzen mit
besonders hohem B-Bedarf (z. B. Zuckerrüben, Apfel, Mais, Wein) eingesetzt (E
IKMANN et al., 1991). Die Bestimmung
der B-Verfügbarkeit erfolgt durch Extraktion mit siedendem Wasser bzw. aus dem Bodensättigungsextrakt (SCHEFFER
& SCHACHTSCHABEL, 1989).
Weitere anthropogene Einträge sind über den Luftpfad möglich, die durch die Verbrennung von Braunkohlen entstehen.
Die mittleren B-Gehalte ostdeutscher Braunkohlen betragen ca. 70 mg/kg, bei Schwankungsbreiten von 12 bis
150 mg/kg (P
ÄLCHEN et al., 1986).

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Die regionale Verteilung der B-Gehalte im Boden wird vor allem durch den geogenen Anteil der Substrate bestimmt.
Aufgrund der erhöhten B-Gehalte in den Metapeliten des Westerzgebirges und Vogtlandes, der Turmalinschiefer im
Kontakthof der Granite sowie der Turmalinführung des Eibenstocker Granites, unterscheidet sich das Westerzgebirge
deutlich von den B-Gehalten im Osterzgebirge. Hier überwiegen in der Fläche B-arme Metagrauwacken bzw. saure
Magmatite. Teilweise kommt es im Bereich der Metagranitoide zur B-Anreicherung, die auf eine lokale Turmalinfüh-
rung zurückzuführen ist (
Abb. 4.3-2
). Als großflächiges B-Minima tritt die Sandregion des Tieflandes und das Ver-
breitungsgebiet der kretazischen Sandsteine in Erscheinung (<30 mg/kg), während für den Lössgürtel mittlere B-
Gehalte charakteristisch sind (30 bis 50 mg/kg).
Bei den Auenböden treten vor allem die Böden der Muldenauen und der Elbaue durch hohe B-Gehalte in Erscheinung.
Die Ursachen sind dafür vor allem in der geochemischen Spezialisierung der Gesteine in den Einzugsgebieten, weniger
in den anthropogenen Beeinflussungen durch kommunale Abwässer zu suchen. Anthropogene Einträge, wie sie über die
Staubemissionen der Kraftwerke zu vermuten sind, werden im gewählten Aufnahmemaßstab nicht widergespiegelt.
Die B-Verteilung im Unterboden (
Abb. 4.3-3
) ist nahezu identisch mit der des mineralischen Oberbodens, wobei die
Gehalte im Unterboden tendenziell leicht ansteigen. Dies ist einerseits auf eine gewisse Bor-Auswaschung aus den
Oberböden, andererseits auf den verstärkten Einfluss der Grundgesteine zurückzuführen (z. B. Turmalinschiefer im
Kontakthof der Granite von Kirchberg - Eibenstock).
In den organischen Auflagen (Oh-Horizont) ist B gegenüber den mineralischen Oberböden in deutlich niedrigeren Ge-
halten vorhanden (
Abb. 4.3-1
). Auffällig erhöhte Gehalte treten im mittleren Erzgebirge im Raum Olbernhau auf, wo
auch teilweise anomal hohe B-Gehalte im mineralischen Oberboden und Unterboden festgestellt wurden, eine eindeuti-
ge Ursache jedoch nicht bestimmt werden konnte.
Beim Vergleich der substrat- und nutzungsbezogenen Hintergrundwerte (
Tab. 4-3
) wird der beschriebene, enge Bezug
zwischen B-Gehalt im Boden und B-Gehalt im Ausgangsgestein/Substrat, besonders anschaulich.
Für die Abschätzung des Gefährdungspfades Boden
Mensch ist Bor nicht relevant, spielt jedoch für den Wirkungs-
pfad Boden
Pflanze, insbesondere für ein gesundes Pflanzenwachstum eine bedeutende Rolle. Nach S
CHEFFER &
S
CHACHTSCHABEL (1989) ist im humiden Klimabereich B-Mangel weltweit verbreitet, wovon besonders Standorte auf
Sand-Substraten betroffen sind (welche auch die niedrigsten Totalgehalte besitzen,
Abb. 4.3-2
).
4.4 Beryllium (Be)
Beryllium ist ein nachgewiesenermaßen nicht-essentielles Spurenelement, welches toxisch wirkt. Für verschiedene
Tierarten ist es karzinogen. Als Metall und in seinen Verbindungen kann es Allergien hervorrufen (R
EIMANN &
CARITAT, 1998).
Die Be-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 3,1 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-
schiedlichen sächsischen Gesteinstypen stark schwanken. Die niedrigsten Gehalte finden sich in den periglaziären San-
den, kretazischen Sandsteinen und in Gabbros (<1 mg/kg). Die höchsten mittleren Gehalte besitzen die Granite des Jün-
geren Intrusivkomplexes (12 mg/kg), wobei maximale Gehalte von >80 mg/kg gemessen wurden (z. B. Granit von Sa-
disdorf, P
ÄLCHEN et al., 1982). Der regionale Clarke für das Erzgebirge/Vogtland beträgt 3,2 mg/kg (PÄLCHEN et al.,
1987).
Eine industrielle Verwendung findet Beryllium vor allem als Legierungsmetall mit Cu, als Neutronenreflektor in der
Atomindustrie, in der Telekommunikation und der Luft- und Raumfahrtindustrie. Weitere mögliche Eintragspfade von
Be in die Umwelt sind durch Nicht-Eisen- und Aluminiumhütten und durch die Kohleverbrennung gegeben. Die Be-
Gehalte ostdeutscher Braunkohlen schwanken regional sehr stark (0,4 bis 16 mg/kg) und liegen durchschnittlich <1
mg/kg (P
ÄLCHEN et al., 1986). Generell ist festzustellen, dass zum Eintritt des Be in die Umweltmedien und über die
Gefährdungspfade sehr wenig bekannt ist. Dies ist jedoch auch ein Indiz dafür, dass die Belastung des Bodens mit Be-
ryllium z. Z. noch kein gravierendes Problem des Bodenschutzes darstellt. Dies dürfte vor allem für geogene Be-
Verbindungen gelten, da Be vorwiegend in silkatischen Verbindungen auftritt, die im allgemeinen nur schwer löslich
sind.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Die regionale Verteilung der Be-Gehalte widerspiegelt in hohem Maße die geogene Spezialisierung der Substrate. Die
niedrigsten Be-Gehalte im mineralischen Oberboden finden sich über den sandigen, periglaziären Decksedimenten,
Sandstein und über Löss/Sandlöss (<1 mg/kg
, Abb. 4.4-2
). Die Gehalte in Verwitterungsböden über Festgestein heben
sich mit 2 bis 5 mg/kg deutlich davon ab, wobei die Böden über Metagrauwacke (Gneis) im unteren Bereich, die Böden
über Metapeliten (Phyllit, Tonschiefer) im oberen Bereich angesiedelt sind. Aufgrund der geochemischen Spezialisie-
rung der Granite des Jüngeren Intrusivkomplexes und das mit diesem genetisch und räumlich verbundene Auftreten von
Zinnvererzungen, kommt es zu geogenen Be-Anreicherungen (Granit von Eibenstock). Im Mineralisationsprozess er-
folgt teilweise eine Bildung von Be-Mineralen, z. B. Beryll in der Zinnlagerstätte Ehrenfriedersdorf. Trotz des geringen
Oberflächenanschnitts der Vulkanite des Zeissigwald-Komplexes bei Chemnitz (14 mg/kg, R
ANK & PÄLCHEN, 1989),
konnten in den Böden dieses Raumes ebenfalls erhöhte Be-Gehalte nachgewiesen werden.
Besonders auffällig treten die Auenböden der Vereinigten Mulde und der Elbe in Nordsachsen in Erscheinung. Infolge
der hohen Be-Gehalte der Verwitterungsprodukte aus den Einzugsgebieten heben sich die Auenböden in markanter
Weise von ihrer Umgebung, den Be-armen Sandböden, ab.
Die Be-Verteilung in den mineralischen Oberböden und Unterböden ist nahezu identisch, wobei in den Verwitterungs-
böden über Festgesteinen die Gehalte im Unterboden etwas höher liegen und den verstärkten Einfluss des geologischen
Untergrundes widerspiegeln (
Abb. 4.4-3
).
In den organischen Auflagen (Oh-Horizonten) sind die Be-Gehalte gegenüber den mineralischen Oberböden deutlich
niedriger. Obwohl in der Regel keine direkten Zusammenhänge zwischen dem Be-Gesamtgehalt im bodenbildenden
Substrat und der organischen Auflage bestehen, sind die Oh-Horizonte über dem Eibenstocker Granit Be-reicher. Hin-
weise auf Probenahmefehler (teilweises Beproben des Ah-Horizontes), gibt es nicht (vgl. auch
Kap. 4.9
Fluor,
Abb. 4.9-
1
;
Tab. D 12
).
Punktquellen, die evtl. eine Be-Kontamination der Böden verursachen, konnten im gewählten Aufnahmemaßstab kaum
identifiziert werden (? Auenbereich Löbauer Wasser zwischen Bautzen und Görlitz).
Aufgrund der spärlichen Datenlage zum Beryllium in Böden, Pflanzen und Wässern gestaltet sich die Einordnung der
Be-Gehalte sächsischer Böden hinsichtlich der Gefährdungspfade recht schwierig. Zum anderen ist festzustellen, dass
die räumliche Be-Verteilung und die Hintergrundwerte (
Tab. 4-4
) voll mit den bekannten Gesetzmäßigkeiten zur Be-
Verteilung in den Ausgangsgesteinen (Substraten) übereinstimmen bzw. erklärt werden kann. Dies bestätigt wiederum,
dass Be, trotz seiner hohen Toxizität z. Z. kein größeres regionales Problem im sächsischen Bodenschutz darstellt, zu-
mal mindestens die erhöhte Gehalte silikatisch gebunden sind.
Da für Be keine gesetzlich fixierten Prüf- und Maßnahmenwerte für Böden existieren, kann lediglich auf die nutzungs-
und schutzgutbezogenen Orientierungswerten von E
IKMANN & KLOKE (1993) zurückgegriffen werden. Dabei ist festzu-
stellen, dass sich große Teile der Böden des Westerzgebirges/Vogtlandes Gehalte im Bereich des Bodenwertes II, Nut-
zungsart Haus- und Kleingärten (2 bis 5 mg/kg, Toleranzwert) befinden. Gehalte >5 mg/kg beschränken sich fast aus-
schließlich auf die Forststandorte des Eibenstocker Granits. Anhand der Ergebnisse großmaßstäbiger pedogeochemi-
scher Arbeiten (bis zu 400 Proben/km
2
) im Vogtland und im Osterzgebirge (Gottesberg, Altenberg) ist jedoch bekannt,
dass die Be-Gehalte im Unterboden in den Zentren der Zinnvererzungen bis über 100 mg/kg ansteigen können. Ob sol-
che lokal begrenzten Extremwerte eine schädliche Bodenbelastung darstellen ist noch näher zu untersuchen.
4.5
Wismut (Bi)
Wismut gehört zu den nicht essentiellen Spurenelementen (R
EIMANN & CARITAT, 1998).
Der Clarkewert der oberen kontinentalen Kruste beträgt 0,12 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Im Gegensatz zu anderen
Schwermetallen liegen aus Sachsen relativ wenige Untersuchungen von Gesteinen vor. Im Zeitraum von ca. 1970 bis
1990, als umfangreiche metallogenetische und petrogeochemische Untersuchungen in den Grundgebirgseinheiten
durchgeführt wurden, standen die notwendigen analytischen und gerätetechnischen Voraussetzungen nicht zur Verfü-
gung (Bestimmungsgrenze ca. 3 mg/kg). Seit 1990 wird versucht durch Einzelanalysen dieses Defizit, was auch z. B.
für Cd, Tl, Sb und Se zutrifft, sukzessiv abzubauen. Aus den jetzt vorliegenden Datenbeständen von Rhyolithen, Gnei-

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sen, Glimmerschiefern, Graniten und Löss/Lösslehmen, heben sich vor allem die Bi-Gehalte des Granites von Eiben-
stock von den anderen Petrotypen deutlich ab (1,2 bis 5 mg/kg). Durch (FÖRSTER et al., 1999) wurden am Granit von
Schellerhau 12 mg/kg Bi festgestellt. Für alle anderen bisher untersuchten Gesteinsgruppen sind Gehalte <0,2 mg/kg
typisch.
Besondere Aufmerksamkeit ist den Mineralisationsprozessen im Erzgebirge zu schenken (
Abb. 3-7
), die mit einer star-
ken Bi-Anreicherung in den Gesteinen/Böden genetisch verbunden ist. Insbesondere durch hydrothermale Gangverer-
zungen der Quarz-Arsenid-Assoziation („Bi-Co-Ni-Formation“) und der Karbonat-Pechblende-Assoziation der klassi-
schen Uranbergbaugebiete, kam es zu zusätzlichen geogenen Bi-Anreicherungen (u. a. Raum Schneeberg – Aue –
Johanngeorgenstadt – Pöhla). Untergeordnet kommt es jedoch auch bei der Bildung der Zinnvererzungen zur Bi-
Akkumulation (Ehrenfriedersdorf/Annaberg, Altenberg – Schellerhau, Gottesberg/Vogtland), so dass Bi neben Be, Mo,
W u. a. als „Pfadfinderelement“ bei der geochemischen Prospektion auf Zinnerze zum Einsatz kam. Untergeordnet tre-
ten auch erhöhte Bi-Gehalte in den polymetallischen Lagerstätten auf (Quarz-Sulfid-Assoziation, Nebengemengeteile in
Sulfiden), dessen typischer Vertreter der Freiberger Gangbezirk darstellt.
Maßgebliche anthropogene Einträge erfolgten in der Vergangenheit vor allem bei der Verhüttung von polymetallischen
Erzen und Zinnerzen.
Die Bi-Gehalte im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.5-2
) zeigen die für die Erzelemente charakteristische regionale
Verteilung: niedrige Gehalte über den Substraten der periglaziären Deckschichten und Löss - hohe Gehalte in den Ver-
witterungsböden über Festgestein des Erzgebirges. Auffällige Maxima treten im Bereich des Westerzgebir-
ges/Vogtlandes im Großraum Aue – Johanngeorgenstadt (Verbreitungsgebiet der Uranlagerstätten) und über dem ge-
samten Granit von Eibenstock auf (geochemische Spezialisierung und Zinnvererzungen). Erhöhte anthropogene Einträ-
ge sind hier durch historische Hüttenanlagen und durch die Nickelhütte Aue möglich. Kleinere lokale Maxima befinden
sich im mittleren Erzgebirge nördlich und östlich von Annaberg (Ehrenfriedersdorf - Geyer und Reitzenhain - Kühn-
heide) sowie im Osterzgebirge (Freiberg - Altenberg).
Auffällig treten die Auenböden der Mulde und der Elbe durch ihre hohen Gehalte in Erscheinung, da die angrenzenden
Bodenregionen sehr niedrige Bi-Gehalte aufweisen. Auch hier liegt die Hauptursache im Stoffbestand der Gesteine und
Böden im Sediment-Liefergebiet des Erzgebirges begründet, weniger wohl in der anthropogenen Beeinflussung durch
industrielle und kommunale Abwassereinleiter.
Die Verteilung erhöhter Bi-Gehalte im Unterboden (
Abb. 4.5-3
) ist in auffälliger Weise an die Verbreitung der Verwit-
terungsböden des Erzgebirges/Vogtlandes gebunden. Zum Gehaltsniveau gegenüber den Oberböden ist, wie im nördli-
chen Teil Sachsens, eine deutliche Gehaltsabnahme festzustellen. Dies kann z. Z. nur dadurch erklärt werden, dass die
ubiquitäre Emission zu hohen anthropogenen Bi-Anreicherungen in den Oberböden führt (analog Pb,
Abb. 4.14-2
). Die
geogen verursachten Bi-Maxima konzentrieren sich im Westerzgebirge/Vogtland vor allem auf die Granite (Fichtelge-
birge, Eibenstock, Geyer, Greifensteine), Zinnmineralisationen und den Bereich der Uranlagerstätten im Raum Aue. Bei
prospektionsgeochemischen Untersuchungen am Westrand des Eibenstocker Granits (Gottesberg) und bei Ehrenfrie-
dersdorf wurden Bi–Gehalte bis 400 mg/kg im Unterboden festgestellt (Gesamtprobe, Totalgehalte). Im Osterzgebirge
konzentrieren sich die Bi-Gehalte auf den Raum um Altenberg (Granite von Schellerhau, Sachsenhöhe). Bei der Zinn-
suche wurden hier im Unterboden Bi-Gehalte bis zu 6000 mg/kg analysiert. Zum Freiberger Raum hin nehmen die Ge-
halte kontinuierlich ab. Prospektionsarbeiten erbrachten im Bereich polymetallischer Mineralisationen Gehalte bis zu
ca. 80 mg/kg Bi im Unterboden.
Überraschend hoch stellen sich die Bi-Gehalte in den Oh-Horizonten der Forststandorte dar. Der Mediangehalt beträgt
etwa das Vierfache des mineralischen Oberbodens. Die räumliche Bi-Verteilung ist nahezu mit der Pb-Verteilung iden-
tisch und vermutlich in engem Zusammenhang zu betrachten (
Abb. 4.5-1
). Eine verstärkte Bindung von Bi an die orga-
nische Substanz ist wahrscheinlich. Besonders hohe Gehalte finden sich vor allem in der Kammregion des Erzgebir-
ges/Vogtlandes (vermutlich verstärkte Interzeption, höhere Niederschlagsmengen, höchste C
org
-Gehalte) und im Ein-
flussbereich von Emittenten (Hütten Freiberg, Nickelhütten Aue und St. Egidien nordöstlich Zwickau).
Die Zusammenstellung der Bi-Hintergrundwerte (
Tab. 4.5
) verdeutlicht nochmals die relativ hohe Anreicherung von Bi
in den Verwitterungsböden über Festgesteinen im Erzgebirge/Vogtland, wobei die höchsten Gehalte in allen Boden-
horizonten über Substraten von Granit zu finden sind.

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Vergleichsdaten aus anderen Regionen sind nicht vorhanden, was eine Bewertung der vorgefundenen Verhältnisse er-
schwert. Zweifellos besitzt Wismut für den erzgebirgisch - vogtländischen Raum eine analoge Bedeutung wie As, Cd
und Pb. Toxische Effekte von Bi für den Menschen sind nur aus der Anwendung von Kosmetika bekannt. Aus umwelt-
geochemischer Sicht sollte jedoch den hohen Bi-Gehalten der organischen Auflage und im mineralischen Oberboden
zukünftig mehr Beachtung geschenkt werden.
4.6 Cadmium (Cd)
Cadmium verdient unter den Schwermetallen besondere Beachtung, da seine Toxizität für Tiere und Menschen erheb-
lich größer als die anderer Schwermetalle ist. Als Akkumulationsgift wird es im Körper angereichert und kann dort über
Jahrzehnte verbleiben (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Aufgrund seiner chemischen Verwandtschaft zum Zink kommt es fast ausschließlich mit diesem vor, insbesondere in
allen zinkführenden Mineralen (u. a. Zinkblende ZnS) und Gesteinen. Die Cd-Konzentration in der oberen kontinenta-
len Kruste beträgt 0,10 mg/kg (WEDEPOHL, 1995), in Böden in der Regel <0,50 mg/kg (stark abhängig vom Tongehalt).
Seit Beginn der Industrialisierung gelangt Cadmium über die Emissionen der Buntmetallhütten, der Verbrennung von
Kohlen und Erdöl und in jüngerer Zeit über die Galvanotechnik, Müllverbrennung, das Recycling Cd-haltiger Produkte,
Klärschlämme und Komposte in die Umwelt. 1985 wurden in Deutschland ca. 45 t Cd, 1995 ca. 11 t Cd emittiert (UBA,
1996). In der Landwirtschaft wird Cd durch die Verwendung von Phosphatdüngemittel verstärkt in die Böden einge-
bracht. Auf dem Gebiet der ehemaligen DDR kamen jedoch bis 1989 Phosphordünger zum Einsatz, die aus wenig bela-
steten Kolaapatit hergestellt wurden (W
ILCKE & DÖHLER, 1995).
Das mit Abstand am höchsten Cd-belastete Gebiet im Freistaat Sachsen stellt der Freiberger Raum dar (
Abb. 4.6-2
). In-
folge der geogenen Cd-Anreicherung bei der Bildung buntmetallführender Erzgänge sowie durch die Verhüttung der
Erze, kam es zu bedeutenden Cd-Konzentrationen in den Böden. Besonders hohe Gehalte sind in den mineralischen
Oberböden in unmittelbarer Nähe der Hüttenstandorte sowie nordöstlich und südöstlich davon (in Hauptwindrichtung)
festzustellen. So wurden z. B. 1975 ca. 2,6 t Cd emittiert (W
ALD, 1990). Aus den Analysendaten des Bodenmessnetzes
Freiberg wurden für die Kernzone des Belastungsgebietes mittlere Cd-Gehalte 2,1 mg/kg (P50, Median) bzw. 6,6 mg/kg
(P90) im Oberboden berechnet (RANK et al., 1999). Trotz der drastisch verminderten Schwermetallemission beträgt der
Cd-Gehalt im Sedimentationsstaub etwa das 5fache des Landesdurchschnitts (
Tab. D 8, Tab. D 9
). Auch in den
Schwebstaub-Inhaltsstoffen wurden in Freiberg 1995 die höchsten Cd-Gehalte ermittelt (
Tab. D 10
). Eine wesentliche
Ursache dafür wird auch hier, analog zu As und Pb, in der Verwirbelung von Bodenpartikeln gesehen, da die Schwer-
metallemissionen durch Stillegung von Hüttenanlagen drastisch reduziert wurde.
Flächenhaft erhöhte Cd-Gehalte, die jedoch im Gehaltsniveau deutlich unter den Werten im Freiberger Raum liegen,
treten in der Erzgebirsnordrandzone bei Stollberg, im Gebiet Aue - Annaberg sowie südöstlich von Plauen auf. Als Ur-
sache kommen hier schwach ausgeprägte polymetallische Vererzungen und Emissionen durch Feuerungsanlagen in
Frage. 1995 wurden bei der Untersuchung von Schwebstaub-Inhaltsstoffen in Aue erhöhte Werte registriert (
Tab. D 10
)
sowie in Plauen relativ hohe Gehalte im Staubniederschlag der Rastermessnetze festgestellt (
Tab. D 8
).
Eine besondere Stellung bei der Belastung mit Cadmium nehmen wiederum die Auenböden, speziell der Elbe, der Frei-
berger Mulde und der Vereinigten Mulde ein. Während bei den Auenböden der Mulden geogene und anthropogene Pro-
zesse etwa gleichermaßen an der Cd-Anreicherung beteiligt sind, überwiegen für die Auenböden der Elbe sicher an-
thropogene Prozesse in Form von industriellen Einleitern. Durch B
EUGE und ULIQUE (1997) wurden max. Cd-Gehalte
von 8 mg/kg in den Auenböden der Freiberger Mulde bei Siebenlehn festgestellt. Die Auenböden östlich der Elbe, mit
Sedimentliefergebieten in der Oberlausitz, besitzen meist Gehalte <1 mg/kg, bei Hagenwerder max. 2 mg/kg.
Ubiquitäre Cd-Einträge erfolgten in der Vergangenheit hauptsächlich durch Großfeuerungsanlagen. Bei der Verbren-
nung von Braunkohle, die etwa 0,7 mg/kg Cd enthält, wurde Cd zu etwa 40 - 50 % verflüchtigt (P
ÄLCHEN et al., 1986).
Im Bereich weiterer bekannter Cd-Emittenten (außer Freiberg), konnte keine großflächige Cd-Belastung im Rahmen
dieser Untersuchungen nachgewiesen werden (u. a. Stahlwerk Riesa, Akkuwerk Zwickau).
Beim Vergleich der substratbezogenen Hintergrundwerte (
Tab. 4.6-1
) lassen sich auch beim Cadmium beträchtliche

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Gehaltsunterschiede feststellen. Verwitterungsböden über Festgestein besitzen gegenüber Böden aus Löss und perigla-
ziären Decksedimenten deutlich höhere Gehalte. Eine Abhängigkeit vom Tongehalt ist insofern festzustellen, dass ge-
genüber lehmigen Substraten die Cd-Gehalte in sandigen Substraten kleiner sind. Bei den lehmig verwitternden Festge-
steinen der Grundgebirgseinheiten überwiegen offensichtlich die geogenen Einflüsse (Substrat, Einfluss der Minerali-
sationen) auf die Höhe des Cd-Gehalts (
Abb. 4.6-3
).
Innerhalb der Leitbodengesellschaften ist eine Differenzierung der Gehalte in Abhängigkeit von der Nutzung ausge-
prägt. In den mineralischen Oberböden auf Acker- und Grünlandstandorten sind gegenüber den Forststandorten deutlich
höhere Cd-Gehalte anzutreffen, da einerseits auf den Landwirtschaftsflächen zusätzlich Cadmium über die Düngung
eingebracht wird (Kola-Apatit <2 mg/kg, afrikanische P-Dünger bis 47 mg/kg, W
ILCKE & DÖHLER, 1995), andererseits
in den Oh-Horizonten im Wald aufgrund der sehr niedrigen pH-Werte mit einer Cd-Mobilisierung und Verlagerung in
größere Tiefen zu rechnen ist. Nach SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL (1989) kann in stark sauren Böden die Verlage-
rungsgeschwindigkeit des Cd in 10 Jahren 50 cm, in 45 Jahren 120 cm betragen.
Höhere Cd-Gehalte in den Oh-Horizonten (
Abb. 4.6-1
) gegenüber den mineralischen Oberböden unter Forst sind be-
sonders bei Lössböden und periglaziären Substraten ausgeprägt und charakterisieren den ubiquitären Eintrag. Bei den
Verwitterungsböden über Festgestein mit Einfluss geogener Mineralisationsprozesse (z. B. über Paragneis, Glimmer-
schiefer, Tonschiefer) treten dagegen die höheren Gehalte im Oberboden auf. Extreme Cd-Anreicherungen in der orga-
nischen Auflage sind ausschließlich auf den Freiberger Raum und das Einflussgebiet der Hüttenemissionen im Osterz-
gebirge beschränkt. Der Vorsorgewert nach P
RÜEß (1994) für Humusauflagen, 0,7 mg/kg, wird nur in etwa 2 % der Oh-
Horizonte überschritten (
Tab. D 7
).
Beim Vergleich der mittleren Cd-Gehalte des Bodenmessnetzes (P50, Totalgehalt) mit denen der „Bundesweiten Bo-
denzustanderhebungen im Wald“ (BZE, arithmetischer Mittelwert, Königswasser; SML, 1995) im Raster 8 km x 8 km,
wurden bei den Oh-Horizonten etwas niedrigere mittlere Gehalte festgestellt (0,38 mg/kg bzw. 0,49 mg/kg).
Für den Gefährdungspfad Boden
Mensch (direkter Übergang) sind die im mineralischen Oberboden ermittelten Cd-
Gehalte ohne Bedeutung. Lediglich in Haus- und Kleingärten, die für den Anbau von Nahrungsmittel und als Aufent-
haltsbereich für Kinder in Betracht kommen, gilt als Prüfwert 2 mg/kg (
Tab. D 2
).
Cadmium verfügt im sauren Bereich über eine hohe Mobilität, da bei fallendem pH-Wert seine Löslichkeit zu- und sei-
ne Adsorption abnimmt. Bei pH-Werten um 7 ist die Cd-Konzentration in der Bodenlösung am niedrigsten und steigt
unterhalb pH 6,5 bis 6,0 stark an. Der größte Anteil des Cd liegt im Boden in adsorbierter Form vor. Die Cd-Löslichkeit
steigt deshalb - bei gleichen pH-Werten - mit zunehmenden Cd-Gesamtgehalten (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL,
1989). Cd kann von den Pflanzen in relativ großen Mengen aufgenommen werden, bevor Schädigungssymptome und
Ertragseinbußen auftreten. Hierin besteht die Gefahr, dass gesundheitliche Schäden durch den Verzehr von Cd-
belasteten Nahrungspflanzen oder -produkten auftreten können.
Im Ergebnis der länderübergreifenden Untersuchungen zum Schwermetalltransfer Boden
Pflanze (LABO, 1997,
D
ELSCHEN & RÜCK, 1997) wurde eingeschätzt, dass zwischen den Cd-Gehalten in Nahrungspflanzen und dem mobilen
Gehalt (NH
4
NO
3
-Extraktion) im Boden signifikante Beziehungen bestehen und für eine Gefahrenbeurteilung genutzt
werden können. Für den Acker- und Gartenbau wird durch die BBodSchV deshalb ein Maßnahmenwert von 100 μg/kg,
bei Anbau von Brotweizen und anderen hoch anreichernden Gemüsearten von 40 μg/kg festgesetzt. Der Maßnahmen-
wert bei einer Grünlandnutzung liegt bei 20 mg/kg Cd (KW-Extraktion), der im Rahmen dieser Untersuchungen nicht
erreicht wurde (
Tab. D 2
).
Die flächenhafte Verteilung erhöhter mobiler Cd-Gehalte im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.6-4
) zeigt zwar viele
Gemeinsamkeiten zur Verteilung der Totalgehalte, sie wird aber auffallend durch die Nutzung differenziert. Bei niedri-
gen Totalgehalten werden insbesondere unter Forst relativ hohe mobile Cd-Gehalte erreicht (z. B. Düben-Dahlener
Heide, Nordostsachsen, Elbsandsteingebirge), die zweifellos auf die viel niedrigeren pH-Werte gegenüber den Acker-
und Grünlandstandorten (und der damit steigenden Mobilität) zurückzuführen ist. Die Ergebnisse der substratbezogenen
Faktoranalyse ergaben für nahezu alle Substrate mineralischer Oberböden die Elementassoziation Cd
mob
-Zn
mob
-
Pb
mob
±Cr
mob
-Ni
mob
/ pH-Wert mit hohen prozentualen Anteilen an der Gesamtvarianz, wodurch die Bedeutung des pH-
Wertes für die Mobilität nochmals unterstrichen wird. Aufgrund des extrem niedrigen Cd-Grenzwertes für Trinkwasser
(5 μg/l) ist dem Transferpfad Boden
Sickerwasser/Grund-wasser bei Forstnutzung verstärkte Aufmerksamkeit zu
widmen.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Die flächenhaft höchsten mobilen Gehalte treten in den Verwitterungsböden über Festgestein im Erzgebirge auf, welche
auch die höchsten Totalgehalte besitzen. Besonders betroffen ist vor allem der Freiberger Raum, wo mobile Cd-Gehalte
über 100 μg/kg auftreten (R ANK et al., 1999). Untersuchungen von LAVES et al. (1997) und LAVES & SUNTHEIM (1997)
zeigen, dass die hohen Cd-Gesamt- und mobilen Cd-Gehalte zur Überschreitung von Grenzwerten in den Nutzpflanzen
und in Muskelfleisch, Lebern und Nieren von Nutztieren führen. Nach M
ÖNICKE et al. (1996) ist bereits bei Gesamtge-
halten >0,4 mg/kg mit Überschreitung der Cd-Grenzwerte, insbesondere bei Brotgetreide und Futtergetreide zu rechnen.
Beim Anbau von Nahrungsmitteln in schwermetallbelasteten Gebieten sollten unbedingt die Anbauempfehlungen von
A
UERMANN et al. (1990) sowie das unterschiedliche Anreicherungsvermögen in verschiedenen Pflanzenarten berück-
sichtigt werden (
Tab. 4.6-3
; LABO, 1997; DELSCHEN & LEISNER-SAABER, 1998).
4.7
Chrom (Cr)
Chrom ist ein für Pflanzen entbehrliches, für Menschen und Tiere jedoch essentielles Spurenelement (E
IKMANN et al.,
1991).
Die Cr-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 35 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-
schiedlichen Gesteinstypen stark schwanken. Die mittleren Cr-Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen
betragen 5 bis 2 000 mg/kg (KARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzgebirges/Vogtlandes wird von PÄLCHEN
et al. (1987) mit 52 mg/kg angegeben. Für unbelastete Böden gelten Cr-Gehalte von 5 bis 100 mg/kg als normal
(SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989). In einigen ultrabasichen Gesteinen können jedoch Cr-Gehalte bis 3,5 % auf-
treten.
Anthropogene Cr-Einträge erfolgen vor allem durch die Eisenmetallurgie bzw. durch Cr-verarbeitende Industrien (Le-
gierungen, Galvanik, Katalysatoren, Farben, Glas und Keramik, Gerbstoffe bei Lederbearbeitung). Die atmosphärischen
Cr-Emissionen betrugen in Deutschland 1985 337 t, in 1995 noch 115 t (UBA, 1996). Weitere nennenswerte Cr-
Einträge sind vor allem über die Klärschlammaufbringung und über die Anwendung von Phosphordünger (Thomas-
phosphat, Cr-Gehalt bis 2 200 mg/kg) in der Landwirtschaft möglich (W
ILCKE & DÖHLER, 1995).
Die regionale Verbreitung erhöhter Cr-Gehalte in den sächsischen Böden wird vor allem durch die geogene Spezialisie-
rung der Substrate (K
ARDEL et al., 1996;
Tab. 3-1
) bestimmt. Aufgrund der erhöhten Cr-Gehalte der Serpentinite (2 000
mg/kg), der tertiären Basaltoide (270 mg/kg), der Diabase (145 mg/kg) und Amphibolite (115 mg/kg) kommt es ent-
sprechend der Verbreitung dieser Substrate (
Abb. 3-1
,
Abb. 4.7-2
), teils zu flächenhaften, teils zu punktförmigen an-
omal hohen Cr-Gehalten im Oberboden. Böden über Tonschiefer, Phyllit und Glimmerschiefer, die relativ große Flä-
chen im Vogtland und in der Erzgebirgsnordrandzone einnehmen, treten noch deutlich gegenüber den Böden Cr-armer
Substrate (saure Magmatite/Metamorphite, periglaziäre Decksedimente, glazigene Ablagerungen) durch schwach er-
höhte Cr-Gehalte hervor. Im mineralischen Ober- und Unterboden (
Abb. 4.7-3
) ist die Chrom-Verteilung nahezu iden-
tisch. Die Untersuchungsergebnisse bestätigen, dass bei der Bodenbildung größere natürliche Konzentrationen von Cr
nicht stattfinden und der Chromgehalt der Böden in der Regel in der Größenordnung der Ausgangsgesteine liegt
(H
EILIGENHAUS, 1995).
Deutliche flächenhafte, anthropogene Einträge in die mineralischen Oberböden im Wirkungsbereich bekannter Emit-
tenten, wie z. B. dem Stahlwerk Riesa, der ehemaligen Nickelhütte St. Egidien und dem Ferrolegierungswerk Hirsch-
felde, konnten mit diesem Messprogramm nicht festgestellt werden. Zum Cr-Eintrag über den Staubniederschlag liegen
in Sachsen nur wenige Daten vor (
Tab. D 8
). Nach den Cr-Gehalten im Schwebstaub (vgl.
Tab. D 10
) ist gegenwärtig
mit einem relativ einheitlichen Eintrag zu rechnen.
Bei den Auenböden lassen sich hinsichtlich der Cr-Gehalte enge Beziehungen zum geologischen Bau der Wasserein-
zugsgebiete erkennen. Während in den Auenböden der Weißen Elster, der Mulde und der Elbe (Einzugsgebiet Erzge-
birge, Vogtland) mittlere und z. T. schwach erhöhte Gehalte auftreten, sind die Auenböden der Schwarzen Elster und
Spree u. a. (Einzugsgebiet Lausitz) relativ Cr-arm.
In den organischen Auflagen (Oh-Horizonten) sind die Cr-Gehalte gegenüber den mineralischen Oberböden deutlich
niedriger, was durch die Akkumulation der Biomasse mit sehr niedrigen Cr-Gehalten zu erklären ist. Die etwas erhöh-
ten Gehalte am Erzgebirskamm und in der Lausitz resultieren evtl. aus atmosphärischen Einträgen durch die Verbren-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
nung von Braunkohlen. Auch Probenahmefehler sind nicht auszuschließen. Bereits geringfügige Beimengungen des
mineralischen Oberbodens können zu bemerkbaren Gehaltserhöhungen führen. In solchen Fällen sind die C
org
-Gehalte
häufig erniedrigt (vgl.
Abb. 4.22-1
).
Für den Wirkungspfad Boden
Mensch sind die ermittelten Cr-Gehalte kaum relevant (
Tab. D 2
). Auch über den ex-
trem Cr-reichen Serpentiniten sind Gefährdungen weitgehend auszuschließen, da das Cr im Mineral Chromit extrem
fest gebunden vorliegt.
Für den Schwermetalltransfer Boden
Pflanze werden durch die BBodSchV keine Prüfwerte für Gesamtgehalte ange-
geben, da Pflanzen nur wenig Cr aufnehmen. Pflanzenschäden sind nur aus experimentellen Untersuchungen bekannt
(E
IKMANN et al., 1991), die bei Gesamtgehalten ab 500 mg/kg bei saurer Bodenreaktion eintraten.
Nach den Zuordnungswerten von Feststoffen nach LAGA (1994), wird der Z0-Gehalt (uneingeschränkter Einbau des
Bodens) mit 50 mg/kg angegeben.
Bei der Bewertung der Cr-Gehalte für die einzelnen Wirkungspfade, welche auf dem Königswasserextrakt basieren, ist
besonders darauf zu achten, dass die Totalgehalte etwa das zweifache der Gesamtgehalte mit Königswasseraufschluss
betragen (BMU, 1997b).
Chrom gehört zu den immobilen Schwermetallen. Die wasserlöslichen oder austauschbaren Elementanteile sind unab-
hängig von der Oxydationsstufe äußerst gering, desgleichen auch die Pflanzenverfügbarkeit (E
IKMANN et al., 1991).
Die flächenhaften Untersuchungen des Bodenmessnetzes bestätigen diesen Befund. Die mineralischen Oberböden bei
einer Acker- und Grünlandnutzung besitzen sehr niedrige Cr
mob
-Gehalte, die lediglich bei extrem Cr-reichen Substraten
(Diabas, Serpentinit) geringfügig ansteigen (
Tab. 4.7-2
).
Unter den extrem niedrigen pH-Bedingungen der Forststandorte ist eine deutlich höhere Cr-Mobilität festzustellen. Dies
führt im Kartenbild (analog zum Pb
mob
) dazu, dass die Waldstandorte als Bereiche anomal hoher mobiler Cr-Gehalte in
Erscheinung treten. Trotz erheblicher Unterschiede bei den Cr-Totalgehalten der Substrate, liegen dabei die mobilen Cr-
Gehalte innerhalb einer Nutzungsart auf fast gleichem Niveau.
Für den Schwermetalltransfer Boden
Pflanze wurde in der BBodSchV kein Prüfwert bzw. Maßnahmenwert für mo-
bile Cr-Gehalte festgelegt. In Baden-Württemberg gilt gegenüber dem Pflanzenwachstum ein Prüfwert von 60 μg/kg,
gegenüber Mikroorganismen und Sickerwasser ein Prüfwert von 130 μg/kg (
Tab. D 4
). Aufgrund der erhöhten Cr-
Mobilität bei sehr niedrigen pH-Werten sollte den Waldstandorten bei der Bewertung des Schwermetalltransfers für den
Pfad Boden
Sickerwasser/Grundwasser, auch bei dem im allgemeinen als immobil geltenden Cr, Beachtung ge-
schenkt werden. Der Cr-Grenzwert für Trinkwasser beträgt 50 μg/l.
4.8
Kupfer (Cu)
Kupfer ist ein für die Ernährung aller Lebewesen essentielles Element, das bei extremen Überangebot zu toxischen
Wirkungen führen kann (R
EIMANN & CARITAT, 1998).
Der mittlere Cu-Gehalt der kontinentalen Kruste beträgt 14 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Analog zu Cr und Ni, ist es vor
allem in basischen und ultrabasischen Gesteinen angereichert. Die mittleren Cu-Gehalte (Median) der sächsischen
Hauptgesteinstypen reichen von 2 bis 67 mg/kg (K
ARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzgebirges/Vogtlandes
beträgt 23 mg/kg (PÄLCHEN et al., 1987). Für unbelastete Böden gelten Cu-Gehalte von 2 bis 40 mg/kg als normal
(SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989). Zusätzliche geogene Cu-Anreicherungen sind vor allem im Erzgebirge über
den hier weitverbreiteten Mineralisationen zu finden. Als Chalkopyrit (Kupferkies, CuFeS
2
) ist Cu nahezu in allen Mi-
neralassoziationen als sog. Durchläufermineral verbreitet (vgl.
Abb. 3-7
).
Starke anthropogene Cu-Einträge werden vor allem durch die Buntmetallurgie verursacht. Bedingt durch die vielfältige
Verwendung von Cu, u. a. in der Elektrotechnik, als Legierungsmetall und Rohrleitungsmaterial, ergeben sich auf dem
Abwassersektor verstärkte Cu-Einleitungen.

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Die regionale Verteilung erhöhter Cu-Gehalte im Boden wird vor allem durch die Verbreitung von basischen Substraten
bestimmt (
Abb. 4.8-2
). Aufgrund der erhöhten Cu-Gehalte der vogtländischen Diabase (58 mg/kg), der punktförmig
auftretenden tertiären Basaltoide (60 mg/kg) und Amphibolite (46 mg/kg) kommt es in den Verwitterungsböden über
den genannten Festgesteinen zu anomal hohen Cu-Gehalten. Durch eine verstärkte Lössbeeinflussung (-überdeckung)
kann es über Cu-reichen Substraten zu einem „Verdünnungseffekt“ kommen (Monzonitoide Meißen, Gabbro nördlich
Freiberg, Lausitzer Granodiorite und Grauwacken). Extrem niedrige Cu-Gehalte sind in den Verwitterungsböden über
sauren Magmatiten, Metagraniten, Sandsteinen und bei Bodengesellschaften aus periglaziären sandigen Decksedimen-
ten zu beobachten. Bei zunehmenden Lösseinfluss ist hier, umgekehrt wie bei Cu-reichen Substraten, eine Cu-
“Anreicherung“ zu beobachten (Mulde- und Nordwestsächsisches Lösshügelland). Analog zum Cr, ist die flächenhafte
Cu-Verteilung im mineralischen Oberboden und Unterboden nahezu identisch, wobei die Gehalte im Unterboden (
Abb.
4.8-3
) tendenziell leicht zurückgehen.
Anthropogene Cu-Einträge kommen im Raum Freiberg durch die Verhüttung polymetallischer Erze vor, sind aber im
wesentlichen auf den unmittelbaren Bereich der Hüttenstandorte beschränkt. Dabei kommt es zur Überlagerung mit
geogenen Anteilen im Boden, die mit der Genese der kupferkiesführenden polymetallischen Quarz-Sulfid-Assoziation
unmittelbar im Zusammenhang stehen. Nach dem Eintritt der Mulde in das Freiberger Bergbau- und Hüttenrevier
kommt es zu einer nachhaltigen Beeinflussung der Auenböden, die von Freiberg bis zur nordöstlichen Landesgrenze
reicht. Durch B
EUGE & ULIQUE (1997) wurden bei Siebenlehn bis zu 700 mg/kg Cu festgestellt. Die Auenböden der
Zwickauer Mulde, Elbe und Weißen Elster weisen dagegen doch deutlich niedrigere Cu-Gehalte auf. Die Auenböden
der ostelbischen Vorfluter sind entsprechend den niedrigen Cu-Gehalte der Böden und Gesteine in den Einzugsgebieten
dagegen Cu-arm.
In den organischen Auflagen (Oh-Horizont) ist Cu gegenüber den mineralischen Oberböden deutlich angereichert (
Abb.
4.8-1
). Ursache dafür dürfte einerseits sein, dass der gesamte Pflanzenentzug durch den Bestandsabfall kontinuierlich
dem Boden wieder zugeführt wird, zum anderen durch die Interzeption bis zu 300 g/ha
.
a in den Boden gelangen und
nur bis zu 110 g/ha
.
a abgeführt werden (SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Der Medianwert dieser Untersuchungen liegt mit 25 mg/kg über den bundesweit ermittelten Gehalt in der organischen
Auflage von 17 mg/kg (BMELF, 1997). Die höchsten Gehalte treten dabei im mittleren Erzgebirge, bei Freiberg und in
der Lausitz auf. Die Ursachen sind vor allem in lokalen Emittenten zu suchen (u. a. Hütten Freiberg, Aue, Hirschfelde),
andererseits ist mit hohen ubiquitären Einträgen bei der Braunkohlenverbrennung zu rechnen (Cu-reiche Kohle Zittauer
Becken; Egerbecken/Böhmen). Bei Anwendung der Vorsorgewerte nach P
RÜEß (1994) für Humusauflagen (
Tab. D 7
)
liegen 49 % aller untersuchten Oh-Horizonte oberhalb der kritischen Cu-Belastung von 20 mg/kg, wo toxische Wirkun-
gen u. a. auf biochemische Aktivitäten und die Mikroflora wahrscheinlich werden.
Für die Abschätzung des Gefährdungspfades Boden
Mensch ist Cu nicht relevant. Aufgrund der jüngsten Untersu-
chungen (LABO, 1997) wurde ebenso für den Wirkungspfad Boden
Pflanze (Acker- und Gartenbau) auf Festlegung
eines Prüf- und Maßnahmenwertes durch die BBodSchV verzichtet (
Tab. D 2
). In früheren Publikationen wurde ein
Prüfwert von 60 mg/kg vorgeschlagen (UBA, 1995), der in Baden-Württemberg ebenfalls als Prüfwert sowie in der
Klärschlammverordnung gesetzlich fixiert ist (UM BW, 1993b, Tab. D 4, Tab. D 6). Der für eine Grünlandnutzung
vorgesehene Maßnahmenwert von 1 300 mg/kg (BBodSchV,
Tab. D 2
) dürfte wohl nur auf Altlaststandorten relevant
sein, während der Maßnahmenwert von 200 mg/kg, bei einer Nutzung als Weideland durch Schafe, in Auenböden der
Freiberger Mulde durchaus erreicht werden.
Die Mobilität und Verfügbarkeit von Kupfer ist in starkem Maße vom pH-Wert abhängig. Bei pH-Werten >5 ist es fest
an die organische Substanz sowie an Fe- und Mn-Oxide gebunden und nicht löslich. Durch starkes Absinken des pH-
Wertes, wie es häufig bei Waldböden zu beobachten ist, kann die Verfügbarkeit bis auf 20 % des Gesamtgehaltes er-
höht werden (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Während die Cu
mob
-Mediangehalte der mineralischen Oberböden über den Nutzungsarten nahezu identisch sind, zeigen
sich unter Einbeziehung der Substrate, vor allem unter Forst, z. T. deutliche Unterschiede. Bei der flächenhaften Ver-
teilung der mobilen Cu-Gehalte im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.8-4
) kommt neben der pH-Abhängikeit ein enger
Bezug zu den Totalgehalten zum Ausdruck. Die Oberböden Cu-armer periglaziärer Decksedimente und Verwitterungs-
böden über Granit auf Forststandorten besitzen gegenüber Standorten Cu-reicher Substrate (z. B. Tonschiefer, Phyllit,
Glimmerschiefer) ein wesentlich niedrigeres Gehaltsniveau. Auf Grünland, und vor allem Ackerstandorten, sind diese
Unterschiede weitgehend verwischt. Cu-reiche Verwitterungsböden über basischen Substraten (z. B. Diabas, Basalt) be-

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sitzen infolge der relativ hohen pH-Werte nur mittlere Cu
mob
-Gehalte, wie sie auch für Oberböden mit niedrigeren Cu-
Gehalten typisch sind.
Hohe Cu
mob
-Gehalte treten im Raum Aue und südöstlich Plauen-Klingenthal auf. Erhöhte Cu-Totalgehalte im minerali-
schen Oberboden lassen vermuten, dass diese durch die dort bekannten Cu-führenden Mineralisationen in den Ton-
schiefer-, Phyllit- und Glimmerschieferfolgen verursacht werden. Maximale mobile Cu-Gehalte (5 000 μg/kg) werden
in den Auenböden der Freiberger Mulde erreicht. Im Ergebnis der Untersuchungen durch BEUGE & ULIQUE (1997)
wurden ebenfalls maximale Cu
mob
-Gehalte (4 000 μg/kg) nördlich von Freiberg bei Siebenlehn ermittelt. In den Auen-
böden der Weißen Elster, der Zwickauer Mulde und der Zschopau wurden bis zu 700 μg/kg, in der Elbaue bis zu 1 000
μg/kg analysiert. Die Gehalte in den ostelbischen Auenböden sind generell viel niedriger und erreichen ihr Maximum
von 400 μg/kg in den Auenböden der Großen Röder bei Großenhain.
Für den Ackerbau und Nutzgarten ist nach der BBodSchV für den Pfad Boden
Pflanze kein Prüf-
wert/Maßnahmenwert für Cu vorgesehen. Zur Beurteilung von ertragsbezogenen Wachstumsbeeinträchtigungen wird
durch die BBodSchV ein Prüfwert von 1 000 μg/kg fixiert (analog Baden-Württemberg,
Tab. D 4
).
Aufgrund der hohen Löslichkeit und Verfügbarkeit von Kupfer bei pH-Werten <pH 6, kommt dem Schutz der Grund-
und Oberflächenwässer besondere Aufmerksamkeit zu, da diese direkt vom Menschen aufgenommen werden können.
4.9
Fluor (F)
Fluor ist ein für Pflanzen entbehrliches, für Menschen und Tiere jedoch als nützliches Spurenelement anzusehen, da es
in Zähne und Knochen eingebaut und damit deren Widerstandsfähigkeit erhöht wird. In sehr hohen Konzentrationen
wirkt F auf alle Organismen toxisch (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Die F-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 611 mg/kg (WEDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-
schiedlichen Gesteinstypen stark schwanken. Die mittleren F-Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen
betragen 100 bis 7 800 mg/kg (K
ARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzgebirges/Vogtlandes 1 080 mg/kg
(PÄLCHEN et al., 1987). Nach SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL (1989) beträgt der F-Gehalt unbelasteter Böden 20 bis
400 mg/kg. Diese Gehalte dürften in Sachsen wohl nur für die Substrate Löss und die periglaziären sandigen Ablage-
rungen zutreffend sein, da die Substrate der Verwitterungsböden, vor allem Erzgebirge und im Vogtland, deutlich höhe-
re F-Gehalte besitzen. Geogene F-Anreicherungen (Fluorit, Topas, Glimmer) sind vor allem an die Granite des Jünge-
ren Intrusivkomplexes (z. B. Eibenstock, Schellerhau) und die damit genetisch verbundenen Zinnvererzungen gebun-
den, treten aber auch untergeordnet im Bereich von Flussspatmineralisationen auf (
Abb 3-1
,
Abb. 3-7
).
Anthropogene Einträge erfolgen vor allem über Aluminium-, Eisen-, Buntmetall- und Glashütten, Emaillierwerken,
Ziegeleien sowie Porzellan- und Zementfabriken, in denen F aus den dort verwendeten Rohstoffen (z. B. Flussspat,
Kryolith) freigesetzt wird. Weitere Emittenten sind Müllverbrennungs- und Großfeuerungsanlagen. Die jährliche F-
Emission betrug nach S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL (1989) in der Bundesrepublik Deutschland etwa 20 000 bis
30 000 t. In der Landwirtschaft wird F in größeren Mengen über die Phospatdünger (1,5 bis 4 % F) eingebracht.
Die regionale Verbreitung erhöhter F-Gehalte in den Böden wird i. W. durch die geogene F-Anreicheung in den Sub-
straten verursacht (K
ARDEL et al., 1996; vgl.
Tab. 3.1
). Aufgrund der erhöhten F-Gehalte der Granite des Jüngeren In-
trusivkomplexes (7 800 mg/kg), der tertiären Basaltoide (ca. 1 000 mg/kg) und einer Reihe weiterer Hauptgesteinstypen
mit F-Gehalten >500 mg/kg, kommt es vor allem im Westerzgebirge und Vogtland zu großflächigen F-Anreicherungen
im Unterboden und im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.9-2
,
Abb. 4.9-3
). Besonders auffällig treten dabei die extrem
hohen F-Gehalte über dem Eibenstocker Granit in Erscheinung. Trotz des viel geringeren Oberflächenanschnitts der
Granite und Zinnvererzungen im Osterzgebirge (Altenberg, Zinnwald, Sadisdorf u. a.) sowie im mittleren Erzgebirge
(Ehrenfriedersdorf), werden diese geochemischen F-Anreicherungen der Substrate selbst im Aufnahmeraster von 4 km
x 4 km widergespiegelt. Die erhöhten Gehalte im Raum südlich von Plauen werden durch die Flussspatmineralisationen
bei Schönbrunn - Bösenbrunn verursacht.
Die F-Verteilung in den mineralischen Oberböden und Unterböden ist nahezu identisch, wobei in den Verwitterungsbö-
den über Festgesteinen tendenziell die Gehalte im Unterboden etwas höher liegen. Daraus lässt sich ableiten, dass die F-

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Einträge über die Atmosphäre und Düngung landwirtschaftlich genutzter Flächen leicht löslich sind und über das Sik-
kerwasser und den oberirdischen Abfluss weggeführt werden. Bachwässer im Raum Eibenstock - Carlsfeld haben z. B.
Gehalte von 0,2 bis 1,3 mg F/l (PÄLCHEN et al., 1982).
Die mineralischen Oberböden unter Forst besitzen gegenüber den Oberböden der Nutzungsarten Acker
und Grünland niedrigere F-Gehalte. Aufgrund der niedrigeren pH-Werte unter Forst besteht eine wesentlich geringere
F-Adsorption im Austausch gegen OH-Gruppen von Al- und Fe-Oxiden und Tonmineralien, so dass F ausgewaschen
werden kann.
Bei den Auenböden lassen sich, wie bei anderen Elementen bereits beschriebenen, deutliche Beziehungen zum geologi-
schen Bau der Wassereinzugsgebiete (Erzgebirge/Vogtland - Lausitz) erkennen. Während in den Auenböden der Wei-
ßen Elster, des Muldesystems und der Elbe erhöhte Gehalte auftreten, sind die Auenböden der Schwarzen Elster und
Spree u. a. Flüsse relativ F-arm (
Tab. 4-9
).
In den organischen Auflagen (Oh-Horizonten) sind die F-Gehalte gegenüber den mineralischen Oberböden deutlich
niedriger (
Abb. 4.9-1
). Obwohl in der Regel keine direkten Zusammenhänge zwischen dem F-Gesamtgehalt im boden-
bildenden Substrat und der organischen Auflage bestehen, sind die Oh-Horizonte über dem Eibenstocker Granit extrem
F-reich. Vermutlich bilden sich durch die sehr hohen Totalgehalte und die extrem niedrigen pH-Werte F-reiche Boden-
lösungen, die zu einer Anreicherung in der Pflanze führen und durch den Laub- und Nadelabfall der organischen Aufla-
ge wieder zugeführt werden. In anderen Gebieten F-reicher Substrate, die aber flächenmäßig wesentlich kleiner sind, ist
dieses Phänomen nicht in diesem Maße zu beobachten. Die etwas erhöhten Gehalte in den Kammwäldern des mittleren
Erzgebirges sind vermutlich an die höheren Niederschläge geknüpft. Anthropogene Einträge lassen sich an der nordöst-
lichen Landesgrenze durch die Aluminiumhütte Lauta nachweisen.
Für den Wirkungspfad Boden
Mensch ist F nicht relevant. Eine humantoxikologische Wirkung besteht nur bei F-
Gehalten im Trinkwasser >2 mg/l. Auch für den Transfer Boden
Pflanze werden keine Prüfwerte angegeben, da eine
Gefährdung nahezu auszuschließen ist, und wie im Falle des Eibenstocker Granits, diese Standorte fast ausschließlich
forstwirtschaftlich genutzt werden.
Für den Wirkungspfad Boden
Pflanze
Tier wurden durch W
IENHAUS & REUTER (1996) F-bedingte Zahnschäden
an Wildtieren festgestellt (Fluorosen) und als Ausdruck hoher atmosphärischer F-Belastungen interpretiert. Aus unserer
Sicht scheinen hier jedoch geogene F-Quellen eine weitaus größere Rolle zu spielen, da die Gebiete erhöhter F-Gehalte
in Oberflächengewässern (vgl. PÄLCHEN et al., 1982, 1996) und im Boden (
Abb. 4.9-2
) mit den Erkrankungsgebieten
(zumindest im Erzgebirge) identisch sind.
Bei der komplexen Betrachtung der Waldstandorte als Schadstoffsenke ist weiter darauf hinzuweisen, dass erhöhte F-
Konzentrationen in extrem sauren Böden eine verstärkte Verlagerung von Aluminium bewirken können, was sich nega-
tiv auf die Qualität der Grund- und Trinkwässer auswirken kann.
4.10 Quecksilber (Hg)
Quecksilber ist ein starkes Gift für Tier und Mensch (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Die Hg-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 0,056 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Für unbelastete Bö-
den gelten Hg-Gehalte von 0,02 bis 0,5 mg/kg als normal (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989). Hg-führende Mine-
ralisationen (Zinnober HgS), die in Sachsen jedoch keine größere Bedeutung besitzen, können lokal zu zusätzlichen
geogenen Hg-Anreicherungen führen. Die natürlichen Hg-Einträge überwiegen bei weitem gegenüber den anthropoge-
nen Einträgen in den Boden. Aufgrund des hohen Dampfdruckes wird Hg bei der Mineralverwitterung und bei der Ver-
dunstung von Meerwasser in die Atmosphäre abgegeben und gelangt mit dem Hg vulkanischen Ursprungs über die
Niederschläge erneut in die Böden und Gewässer. Anthropogene Hg-Einträge erfolgen vor allem durch die Großfeue-
rungsanlagen (Kohle, Gas) und durch Müllverbrennungsanlagen. 1985 betrug der atmosphärische Hg-Eintrag in
Deutschland 137 t, 1995 nur noch 31 t (UBA, 1996). In aquatische Systeme wird Hg vor allem durch industrielle Ab-
wässer von Chlor-Alkali-Elektrolysen und der holz- und metallverarbeitenden Industrie eingeleitet. In der Landwirt-
schaft gelangte in der Vergangenheit Hg über Fungizide als Saatgutbeizmittel in den Boden (E
IKMANN et al., 1991).

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Die regionale Verbreitung erhöhter Hg-Gehalte in den sächsischen Böden kann nur unter Vorbehalt geogenen und an-
thropogenen Ursachen und Einflüssen zugeordnet werden, da der Kenntnisstand zur Hg-Verteilung in Gesteinen und
Böden, im Vergleich zu anderen Schwermetallen, relativ niedrig ist (KARDEL et. al., 1996,
Tab. 3-1
). Die Ausgangsge-
steine der Bodenbildung unterscheiden sich in Sachsen hinsichtlich ihres lithogenen Hg-Gehalts nicht sehr stark.
Schwache geogene Hg-Anreicherungen sind nur aus den silurischen Alaun- und Kieselschiefern sowie den tertiären Ba-
salten bekannt, die jedoch aufgrund ihrer geringen flächenhaften Verbreitung im Untersuchungsmaßstab dieser Arbeit
kaum wirksam werden.
Der Hg-Gehalt im mineralischen Oberboden ist gegenüber dem Unterboden deutlich erhöht, was auf einen verstärkten
ubiquitären Eintrag hinweist. Bei insgesamt relativ niedrigen Grundniveau treten erhöhte Hg-Gehalte vor allem im
Raum Freiberg, Chemnitz, Zwickau und Leipzig im Oberboden und z. T. im Unterboden auf (vgl.
Abb. 4.10-2
,
Abb.
4.10-3
). Während für Freiberg die Emittenten, Amalgamierwerke und die Hüttenanlagen (z. T. auch Hg-reicher Pyriter-
ze) bekannt sind, können die Ursachen für die erhöhten Gehalte der anderen Standorte nicht ohne weiteres geklärt wer-
den. Für das Gebiet nordöstlich Zwickau, wo hohe Gehalte sowohl in den Oh-Horizonten als auch in den mineralischen
Böden charakteristisch sind, kommen evtl. die ehemaligen Kokereien als Verursacher in betracht. Die relativ hohen Ge-
halte im Unterboden (über Rotliegendsedimenten,
Tab. 4.10-1
) sowie kleine Zinnobervorkommen in den Phylliten süd-
östlich Zwickau, lassen außerdem einen geogen Einfluss vermuten. Nach den Ergebnissen der Faktoranalyse tritt Hg in
wechselnden Elementassoziationen mit sehr geringen Anteilen an der Gesamtvarianz auf, was für einen überwiegend
anthropogenen Eintrag spricht.
Die Oh-Horizonte sind durch generell niedrige Hg-Gehalte, aber deutlichen, relativ eng begrenzten Anomalien, gekenn-
zeichnet (
Abb. 4.10-1
). Im Westerzgebirge, wie auch östlich von Leipzig, ist davon auszugehen, dass als Hauptursache
der Hg- Anreicherungen lokale Emittenten in Frage kommen. Die Hg-Belastung ist jedoch insgesamt gering, so dass
der Vorsorgewert für Humusauflagen nach P
RÜEß ( 1994) von 0,50 mg/kg (
Tab. D 7
) nur in etwa 7 % aller Oh-Proben
überschritten wird.
Verstärkte Hg-Akkumulationen treten weiterhin in den Auenböden der Elbe und der Mulde (Freiberger Mulde) auf, die
durch Hg-haltige industrielle und kommunale Abwässer verursacht werden. Die Untersuchungen von B
EUGE & ULIQUE
(1997) bestätigen den Befund. Generell besitzen die Auenböden der Elbe ein höheres Gehaltsniveau, wobei die Höchst-
gehalte (4 mg/kg) bei Coswig gemessen wurden. An einem offensichtlich durch die Papierindustrie kontaminierten
Standort an der Freiberger Mulde bei Siebenlehn wurden bis zu 10 mg/kg festgestellt.
Untersuchungen zur vertikalen Hg-Verteilung in Verwitterungsböden über Festgestein ergaben, dass die Gehalte im
Feinboden nach der Tiefe sehr schnell abnehmen. Die Hg-Gehalte im Skelettanteil lagen in der Größenordnung des
Clarkes der oberen kontinentale Kruste (R
ANK et al., 1997).
Die gemessenen Hg-Gehalte sind für den Wirkungspfad Boden
Mensch kaum relevant, da der Prüfwert für eine di-
rekte Aufnahme bei 10 mg/kg liegt (BBodSchV,
Tab. D 2
) und nur sehr selten erreicht wird. Der Prüfwert für den Pfad
Boden
Pflanze (Acker- und Gartenbau) beträgt 5 mg/kg. Für eine Grünlandnutzung gilt als Maßnahmenwert 2
mg/kg.
Quecksilber ist im Boden relativ immobil, da es vor allem durch die organische Substanz festgelegt und damit weitge-
hend vor Verdampfung, Auswaschung und Aufnahme durch die Pflanzen geschützt ist. Im Unterboden ist es wahr-
scheinlich auch an mineralische Bodenkomponenten, pedogene Oxide und Tonminerale, gebunden. Eine Gefährdung
des Menschen durch Hg über Nahrungsmittel pflanzlicher Herkunft und mit dem Trinkwasser ist als gering einzuschät-
zen. Verschiedene wildwachsende Pilze können jedoch erheblich größere Mengen als höhere Pflanzen aufnehmen. Im
Extrem wurden Anreicherungen bis über 200 mg Hg/kg Trockenmasse festgestellt (E
IKMANN et al., 1991).
Die im Rahmen dieser Untersuchungen festgestellten Hg
mob
-Gehalte in den mineralischen Oberböden sind äußerst ge-
ring und liegen größtenteils unter der Bestimmungsgrenze von 0,50 μg/kg (
Abb. 4.10-4
). Erhöhte Gehalte treten in der
Lausitz (Neustadt i. Sa.), nordwestlich von Plauen und im Raum Böhlen bei Leipzig auf. Die Ursache dieser anomalen
Gehalte sind wahrscheinlich lokale Hg-Emittenten, die jedoch nicht weiter spezifiziert werden können.
Für den Transferpfad Boden
Pflanze wurde durch die BBodSchV keine Prüf- und Maßnahmenwerte für mobile Hg-
Gehalte festgelegt. In Baden-Württemberg gilt gegenüber den Schutzgütern Mikroorganismen und Bodensickerwasser
ein Hg-Prüfwert von 7 μg/kg (
Tab. D 4
), der in keiner Oberbodenprobe des Messnetzes erreicht wurde.

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4.11 Mangan (Mn)
Mangan ist ein für Pflanze, Tier und Mensch unentbehrliches Spurenelement (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, (1989).
Die Mn-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 527 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995). Die mittleren Mn-
Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen betragen 50 bis 1 400 mg/kg (KARDEL et al., 1996), der regionale
Clarke des Erzgebirges wird von PÄLCHEN et al. (1987) mit 530 mg/kg angegeben. Nach SCHEFFER & SCHACHT-
SCHABEL
(1989) liegen die Mn-Gehalte im Boden meist zwischen 20 und 800 mg/kg, bei pedogenen Anreicherungen
bis 3 000 mg/kg. Ebenso kann es im Ausbissbereich hydrothermaler Gangmineralisationen durch Verwitterungsprozes-
se lokal zu zusätzlichen geogenen Mn-Anreicherungen kommen (
Abb. 3-7
). Das durch Verwitterung freigesetzte Mn
wird dabei meist als Mn-Oxid gebunden. Es finden keine nennenswerten anthropogene Mn-Einträge in die Böden statt.
Die regionale Verteilung der Mn-Gehalte in den sächsischen Böden wird vor allem durch den geochemischen Charakter
der Substrate kontrolliert. Aufgrund der erhöhten Mn-Gehalte der Diabase und Spilite (1 400 mg/kg), Amphibolite
(1 400 mg/kg), der Phyllite und Tonschiefer (1 200 mg/kg, P
ÄLCHEN et al., 1982) kommt es vor allem in der Erzge-
birsnordrandzone und im Vogtland zu flächenhaften Mn-Anreicherungen von über 900 mg/kg im Ober- und Unterbo-
den. Über sauren Substraten (Granitoide, Rhyolithoide, Sandsteine) mit Mn-Gehalten <200 mg/kg sowie über den ex-
trem Mn-armen periglaziären sandigen Decksedimenten, treten dementsprechend niedrigere Gehalte in den Böden auf
(
Abb. 4.11-2
,
Abb. 4.11-3
).
Die flächenhafte Mn-Verteilung in den mineralischen Oberböden unterscheidet sich von der Verteilung im Unterboden
nur unwesentlich, wobei die Gehalte zum Unterboden in der Regel etwas niedriger sind. Im Kartenbild tritt dies beson-
ders in Mittelsachsen und der Lausitz über den Substraten Löss/Sandlöss in Erscheinung. In den mineralischen Oberbö-
den unter Forst sind die Mn-Gehalte deutlich niedriger als in Oberböden mit Acker- und Grünlandnutzung (bei ver-
gleichbaren Substraten). Wesentlicher Grund dieser Mn-Abreicherung sind die niedrigen pH-Werte unter Forst. Bei
sinkendem pH-Wert nehmen die Gehalte an austauschbaren oder frei in der Bodenlösung vorhandenen Mn
2+
-Ionen
deutlich zu (EIKMANN et al., 1991) und Mn wird ausgewaschen und in tiefere Bereiche verlagert. Umgekehrt führt der
Einfluss der basischen Substrate (Diabase, Basalte) zu einer gleichförmigen, nutzungsunabhängigen Verteilung der Mn-
Gehalte in den mineralischen Oberböden (
Tab. 4-11
).
Die Gehalte in den Auenböden korrespondieren auch beim Mn wiederum mit den Gehalten der Substrate in den Was-
sereinzugsgebieten.
Die Oh-Horizonte der organischen Auflage zeigen gegenüber den unterliegenden mineralischen Oberböden wesentlich
niedrigere Mn-Gehalte (
Abb. 4.11-1
). Auch hier führen die sehr niedrigen pH-Werte zu einer Mobilisierung und Aus-
waschung von Mn.
Gefährdungen durch hohe Mn-Gehalte sind für die Wirkungspfade Boden
Mensch und Boden
Pflanze nicht rele-
vant. Auf Waldstandorten muss aufgrund der extremen Versauerung mit hohen Mn-Austrägen gerechnet werden, wel-
che für die Schutzgüter Oberflächen- und Grundwasser negative Auswirkungen haben können. Als problematisch muss
jedoch die Mn-Abfuhr für die Nährstoffsituation der Wälder beurteilt werden, wo infolge der zunehmenden Versaue-
rung mit erheblichen Verlusten an Nährstoffkationen zu rechnen ist.
4.12 Molybdän (Mo)
Molybdän ist ein für Pflanze, Tier und Mensch essentielles Spurenelement. Hohe Konzentrationen in Futtermitteln kön-
nen bei Widerkäuern jedoch zu toxischen Erscheinungen führen (R
EIMANN & CARITAT, 1998).
Die Mo-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 1,4 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Für die sächsischen
Gesteine liegen nur wenige Daten vor. Analog zu Wismut war der Mo-Analytik in der Vergangenheit bei der Massena-
nalytik von Gesteinen und Böden, aufgrund der damals zur Verfügung stehenden Analysengeräte, Grenzen gesetzt (Be-
stimmungsgrenze 3 mg/kg).
Erhöhte Mo-Gehalte treten generell in kohlenstoffreichen Gesteinen vom Typ der „Schwarzschiefer/Metaschwarz-

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schiefer“ auf, die in den graphitischen Glimmerschiefern bei Marienberg Gehalte bis ca. 40 mg/kg erreichen. Eine
geringere geochemische Mo-Spezialisierung weisen die mit Metaschwarzschiefer assoziierten Metalydite des Silurs und
Karbons auf (Vogtland, Elbezone; ca. 5 mg/kg; PÄLCHEN et al., 1982). Weitere geogene Mo-Anreicherungen finden
sich vor allem im Bereich der Wolfram-Molybdän- und Zinn-Wolfram-Mineralisationen gemeinsam mit Bi, W, F und
Be (
Abb. 3-7
). Im Rahmen von geochemischen Prospektionsarbeiten auf Zinn wurden im Ostererzgebirge bis zu 400
mg/kg Mo im Unterboden ermittelt.
Eine industrielle Verwendung findet Molybdän vor allem als Legierungsmetall, Katalysator und Anti-korrosionsmittel.
In die Umwelt gelangt es vor allem über Hüttenprozesse, Ölraffinerien, Kohle- und Ölverbrennung, Phosphat-
Waschmittel und Phosphat-Düngemittel. Der Mo-Gehalt ostdeutscher Braunkohlen beträgt durchschnittliche 0,9 mg/kg,
wobei lokal Gehalte bis 15 mg/kg erreicht werden (P
ÄLCHEN et al., 1986).
Die regionale Verteilung der Mo-Gehalte in den sächsischen Oberböden wird auch hier durch die geogene Spezialisie-
rung der Substrate bestimmt, wobei die Verwitterungsböden über Festgestein die höchsten Gehalte aufweisen (
Abb.
4.12-2
). Lokale Maxima finden sich vor allem in den Schiefergebirgseinheiten u. a. im Vogtland und der Elbezone, wo
silurische und karbonische Metaschwarz- und –kieselschiefer, aufgrund ihrer nur geringen flächenhaften Verbreitung, in
Einzelpunkten hervortreten. Weitere Maxima finden sich in der geochemischen Aureole der Zinn-Wolfram-
Mineralisationen im Osterzgebirge (Raum Altenberg), Westerzgebirge (Ehrenfriedersdorf, Pöhla - Oberwiesenthal),
Vogtland (Westrand des Eibenstocker Granits, Schneckenstein) und über dem Kirchberger Granit. Im besonderen Maße
treten die Auenböden der Elbe im Kartenbild in Erscheinung. Als Ursachen spielen hier sowohl geogene Prozesse (Se-
diment-Liefergebiet Osterzgebirge) als auch anthropogene Prozesse (kommunale Abwässer mit Phosphat-
Waschmittelrückständen) eine Rolle.
Die Mo-Verteilung in den mineralischen Oberböden und Unterböden differiert sehr stark voneinander (
Abb. 4.12-3
).
Möglicherweise wird damit der erhöhte ubiquitäre, luftgetragene Eintrag widergespiegelt (analog dem Pb und Bi). An-
dererseits ist bekannt, dass Mo durch Humus in mineralischen Oberböden bei pH-Werten von ca. 3 bis 5 fest gebunden
wird und somit der organische Kohlenstoff eine geochemische Barriere darstellt. Die Mo-Maxima im Unterboden wer-
den fast ausschließlich von den bereits beschriebenen geogenen Prozessen verursacht bzw. in den Auenböden durch
anthropogene Einleitung von Abwässern überlagert.
In den organischen Auflagen (Oh-Horizonten) sind die Mo-Gehalte gegenüber dem Oberboden deutlich angereichert.
Analog zum mineralischen Oberboden, jedoch in verstärktem Maße, wird hier Molybdän an die organische Substanz
gebunden und aufgrund der extrem niedrigen Löslichkeit bei pH 3 bis 5 festgelegt (
Abb. 4.12-1
). Nach L
ANG (1995)
kommt das durch Pflanzen aufgenommene Mo mit dem Streufall wieder in den Boden zurück, wird dort mineralisiert
und sorbiert, so dass es sich, wenn genügend Sorptionsplätze vorhanden sind, anreichern kann.
Neben den allgemeinen hohen ubiquitären Einträgen sind verstärkte Mo-Anreicherungen in den Oh-Horizonten im
Raum östlich von Zwickau und südöstlich von Dresden (Raum Freital) festzustellen. Hier kommen als Punktquellen die
Steinkohle-Verbrennungsanlagen bzw. Kokereien als Emittenten in Betracht. Nach M
ATHE‘ (1961) besitzen die erzfüh-
renden Kohlen bei Freital-Gittersee Mo-Gehalte von ca. 125 mg/kg, die Aschen über 300 mg/kg. Erhöhte Gehalte in
Ostsachsen (Raum Zittau) könnten mit den dortigen Braunkohlenkraftwerken in Verbindung gebracht werden, da die
Kohlen des Zittauer Beckens eine relativ starke Mo-Führung aufweisen (bis ca. 7 mg/kg, P
ÄLCHEN et al., 1986).
Für Molybdän wurden bisher keine Prüf- und Maßnahmenwerte für Böden gesetzlich fixiert, so dass zur Bewertung der
Gefährdungspfade auf die nutzungs- und schutzgutbezogenen Orientierungswerte von EIKMANN & KLOKE (1993) zu-
rückgegriffen werden muss. Dabei ist festzustellen, dass die Mo-Gehalte nahezu aller Proben des mineralischen Ober-
bodens unter dem Orientierungswert für eine multifunktionale Nutzung von 5 mg/kg liegen.
Hinsichtlich der Pflanzenverfügbarkeit, Phytotoxizität und Mo-Düngung sei u. a. auf die umfangreichen Untersuchun-
gen durch G
RÜN et al. (1989) und BERGMANN (1996) verwiesen.

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4.13
Nickel (Ni)
Nickel gilt allgemein für manche Tiere, Pflanzen und Mikroorganismen als essentielles Spurenelement; für den Men-
schen ist dies nicht sicher nachgewiesen (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Die Ni-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 19 mg/kg (WEDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-
schiedlichen Gesteinstypen stark schwanken. Die mittleren Ni-Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen
variieren von 1 bis 1 900 mg/kg (K
ARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzgebirges/Vogtlandes beträgt 23
mg/kg (PÄLCHEN et al., 1987). Für unbelastete Böden gelten Ni-Gehalte von 5 bis 50 mg/kg als normal (SCHEFFER &
SCHACHTSCHABEL, 1989). Zusätzliche geogene Ni-Anreicherungen in Böden sind vor allem im Bereich der Ni-
Verwitterungslagerstätten (Haupterzmineral Garnierit) über Serpentiniten im Granulitgebirge und dessen Schieferman-
tel anzutreffen, die jedoch nur geringe Flächen einnehmen. Bei den Ganglagerstätten besitzen die Vererzungen der
Quarz-Arsenid-Assoziation („Bi-Co-Ni-Formation“, Abb. 3-7), u. a. mit den Mineralen Nickelin, Chloanthit, Annaber-
git, eine nur geringe umweltgeochemische Relevanz.
Anthropogene Ni-Einträge erfolgen vor allem durch die Eisenmetallurgie bzw. durch Ni-verarbeitende Industrien (Le-
gierungen, Apparatebau, Lacke, Kunststoffe) und durch die Verbrennung fossiler Energieträger. Die atmosphärischen
Ni-Emissionen betrugen in Deutschland 1985 433 t, in 1995 noch 159 t (UBA, 1996). Weitere nennenswerte Ni-
Einträge sind vor allem mit den Abwässern in aquatische Ökosysteme möglich (z. B. Klärschlamm).
Aufgrund der erhöhten Ni-Gehalte der Serpentinite (1 900 mg/kg), der tertiären Basaltoide (120 mg/kg), Amphibolite
und Gabbros (110 mg/kg) und der Diabase (80 mg/kg) kommt es entsprechend der Verbreitung dieser Substrate (
Abb.
3-1
), teils zu flächenhaften, teils zu punktförmigen anomal hohen Ni-Gehalten im Oberboden (
Abb. 4.13-2
). Durch Ein-
schaltungen von Metabasiten in die Phyllit- und Glimmerschieferfolgen sowie wegen der schwach erhöhten Ni-Gehalte
in diesen Gesteinen selbst (30 bis 40 mg/kg), treten das Vogtland und das Westerzgebirge als Gebiete erhöhter Ni-
Gehalte im Kartenbild deutlich in Erscheinung. Analog zum Cr, kommen über den Substraten der sauren Magmati-
te/Metamorphite und den periglaziären Decksedimenten die niedrigsten Ni-Gehalte in den Böden vor. Im mineralischen
Ober- und Unterboden (
Abb. 4.13-3
) sind die flächenhafte Ni-Verteilung und die Medianwerte nahezu identisch.
Deutliche flächenhafte, anthropogene Einträge lassen sich vor allem in der organischen Auflage unter Forst, in den Oh-
Horizonten, nachweisen (
Abb. 4.13-1
). Besonders markant ist das Anomaliengebiet nordöstlich von Zwickau, das ver-
mutlich durch die nur unweit nördlich gelegene, ehemalige Nickelhütte St. Egidien verursacht wurde. Auch die erhöh-
ten Gehalte im Raum Aue können auf die zusätzlichen atmosphärischen Einträge der dortigen Ni-Hütte zurückgeführt
werden. Nach Immissionsuntersuchungen des LfUG (1996) treten in Aue die landesweit höchsten Ni-Gehalte (Jahres-
mittelwerte) im Schwebstaub auf (
Tab. D 10
).
Beachtlich hohe, räumlich eng begrenzte Ni-Gehalte kommen auch in den Oh-Horizonten in Nordostsachsen (westlich
Hoyerswerda) vor. Die Ursache ist bislang nicht geklärt.
Auffällig treten die erhöhten Gehalte im Raum Plauen im Kartenbild in Erscheinung. Auf dem ersten Blick ist man dazu
geneigt die hohen Ni-Gehalte im Sedimentationsstaub als geeignete Erklärung heranzuziehen (vgl.
Tab. D 8
). Da aber
neben Ni auch Cr und z. T. Cu in erhöhten Gehalten auftreten, wird die Ursache in einer nicht ganz exakten Probenah-
me vermutet, indem geringe Anteile des mineralischen Oberbodens mit entnommen wurden. Bei der Suche nach einen
evtl. vorhandenen Ni-Emittenten ist zu bemerken, daß aufgewirbelte und sedimentierte Bodenpartikel, die hier über den
Diabasen Cr-, Ni-, Cu-(Zn-) reich sind, durchaus als Ursache bei der Interpretation der Immissionsdaten heranzuziehen
sind (vgl. auch As, Cd, Pb Freiberg).
Bei der Bewertung der Ni-Belastung der Humusauflagen nach P
RÜEß (1994,
Tab. D 7
) ist festzustellen, dass ca. 30 %
aller untersuchten Oh-Horizonte den Vorsorgewert von 15 mg/kg überschreiten.
Bei den Auenböden lassen sich hinsichtlich der Ni-Gehalte eindeutige Beziehungen zum geologischen Bau der Gewäs-
sereinzugsgebiete erkennen. Während in den Auenböden der Weißen Elster, der Mulde und der Elbe (Einzugsgebiet
Erzgebirge, Vogtland) mittlere und z. T. schwach erhöhte Gehalte auftreten, sind die Auenböden der Schwarzen Elster
und Spree u. a. (Einzugsgebiet Lausitz) relativ Ni-arm. Dazu trägt sicher auch die geringere Besiedlungdichte und die
niedrigere Dichte von Industriestandorten in der Lausitz bei.

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Für den Wirkungspfad Boden
Mensch sind die ermittelten Ni-Gehalte kaum relevant (vgl.
Tab. D 2
). Im Verbrei-
tungsgebiet basischer bis ultrabasischer Gesteine kann der Prüfwert für Kinderspielplätze (70 mg/kg), als sensibelste
Nutzungsart, im Verbreitungsgebiet basischer Gesteine häufig überschritten werden.
Für den Schwermetalltransfer Boden
Pflanze wird nach der BBodSchV kein Prüfwert/Maßnahmenwert für die Nut-
zungsart Ackerbau/Gartenbau angegeben (
Tab. D 2
), da der Gefahrenbeurteilung nur geringe Bedeutung beigemessen
wird. Der vorgeschlagene Maßnahmenwert von 1 900 mg/kg bei einer Grünlandnutzung dürfte wohl nur selten erreicht
werden. Der Grenzwert von Böden für eine Klärschlammaufbringung beträgt 50 mg/kg. Bei den Zuordnungswerten von
Feststoffen nach LAGA (1994) wird der Z0-Gehalt (uneingeschränkter Einbau des Bodens) mit 40 mg/kg angegeben.
Nickel ist in den Böden hauptsächlich durch Mn-, Fe- und Al-Oxide sowie an Tonminerale gebunden. Ein Großteil des
Ni liegt in den Gesteinen in silikatischer Bindung vor. Ähnlich wie bei Cadmium und Zink ist die Löslichkeit in hohem
Maße von der Bodenreaktion abhängig. Bei pH-Werten <6 nehmen die Gehalte an austauschbaren und wasserlöslichen
Nickel stark zu. Unter reduzierenden Bedingungen kann eine Ni-Mobilisierung durch organische Komplexbildner statt-
finden (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Währen die Verteilung der Ni-Totalgehalte vor allem durch die Ni-Gehalte der Substrate geprägt wird, ist die Vertei-
lung der Ni
mob
-Gehalte (
Abb. 4.13-4
) weitgehend von der Nutzung und den damit stark unterschiedlichen pH-Werten
abhängig. Auf Waldstandorten wurden gegenüber den mineralischen Oberböden bei Ackernutzung bis zu 10fache Ni-
mob
-Gehalte festgestellt.
Hohe mobile Ni-Gehalte kommen im Raum Aue und nordöstlich von Zwickau im Vorerzgebirgischen Becken und im
Mulde-Lösshügelland vor. In beiden Gebieten treten erhöhte atmosphärischen Ni-Einträgen durch die dort betriebenen
Hüttenanlagen (Aue, St. Egidien) auf (
Abb. 3-6
,
Tab. D 10
).
Die erhöhten Ni
mob
-Gehalte im Raum Plauen sind wohl auf eine geogene Ni-Anreicherung in den Substraten Diabas und
Tonschiefer zurückzuführen. Sehr hohe Gehalte in den mineralischen Oberböden in den Kammlagen des Erzgebirges
und Vogtlandes, z. T. über Ni-armen Substraten (Metagranitoide, Quarzite), werden durch die extrem niedrigen pH-
Werte auf den Forststandorten verursacht. Die Faktoranalyse ergab für die Oberböden aller Substrate eine ausgeprägte
Assoziation Ni
mob
/pH-Wert (vgl.
Tab. D 13
).
Zur Beurteilung phytotoxischer Wirkungen auf ertragsbezogene Wachstumsbeeinträchtigungen wird ein Prüfwert von
1 500 μg/kg festgelegt. In Baden-Württemberg sind Prüfwerte mobiler Ni-Gehalte zum Pflanzenwachstum (1 200
μg/kg) und gegenüber Sickerwasser/Oberboden (1 200 μg/kg) gesetzlich verankert (
Tab. D 4
). Die für Sachsen vorlie-
genden Ni
mob
-Gehalte der mineralischen Oberböden erreichen nur selten dieses Gehaltsniveau, und dann fast aus-
schließlich auf Forststandorten.
4.14 Blei (Pb)
Blei ist ein nicht essentielles, toxisches und nahezu ubiquitär verbreitetes Element (R
EIMANN & CARITAT, 1998).
Für unbelastete Böden wird ein Pb-Gehalt von 2 bis 60 mg/kg angegeben (EIKMANN et al., 1991). Der Pb-Clarke der
oberen kontinentalen Kruste beträgt nach WEDEPOHL (1995) 17 mg/kg, der flächenbezogene mittlere Pb-Gehalt für die
sächsischen Hauptgesteinstypen 20 mg/kg (KARDEL et al., 1996).
Infolge seiner vielfältigen industriellen Verwendung sind Pb-Belastungen nicht nur auf den Bereich von Erzvorkommen
beschränkt (vor allem Galenit, PbS sowie dessen Oxidationsminerale). Anthropogene Einträge erfolgen i. W. über die
Verhüttung von Pb-, Cu- und Zinkerzen, die weiträumige Abgasbelastung des Kraftfahrzeugverkehrs (bis zur Einfüh-
rung von bleifreiem Benzin bis zu 60 % der atmosphärischen Belastung), der Recyclinganlagen von Bleischrott, der
Verwendung schwermetallhaltiger Klärschlämme und Komposte sowie durch Kohleverbrennungsanlagen. Während
1985 noch ca. 5 000 t Pb in Deutschland emittiert wurden, ging die Pb-Emission infolge der Einführung Pb-freier Kraft-
stoffe 1995 bis auf ca. 600 t zurück (UBA, 1996).
Das mit Abstand am stärksten Pb-belastete Gebiet im Freistaat Sachsen ist der Freiberger Raum (
Abb. 4.14-2
,
Abb.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
4.14-3
). Durch die ökonomisch bedeutenden polymetallischen Vererzungen, die auch flächenhaft relativ weit verbrei-
tetet sind, kam es zu einer besonders starken Pb-Anreicherung in den Nebengesteinen und folglich auch bei der Bildung
der Verwitterungsböden über den Paragneisen. Zusätzlich entstanden enorme anthropogen Belastungen durch die Jahr-
hunderte währende Verhüttung der Primärerze und in jüngerer Zeit beim Recycling von Bleibatterien (P
ÄLCHEN et al.,
1990). So wurden beispielweise 1864 aus der Hochesse Muldenhütten 1,3 t PbSO
4
in 24 Stunden (RÖSLER et al., 1969),
1973 ca. 170 t Pb (FIEDLER & KLINGER, 1996) und 1989 immerhin noch 61 t Pb emittiert (SCHRÄBER et al., 1990). Be-
sonders hohe Pb-Gehalte treten dabei in unmittelbarer Nähe der Hüttenstandorte einschließlich der Hauptwindrichtun-
gen, im Zentralteil der Quarz-Sulfid-Mineralisationen und in den Auenböden auf. Aus den Untersuchungsergebnissen
von R
ANK et al. (1999) wurden für die Kernzone des Belastungsgebietes für den Oberboden mittlere Pb-Gehalte (Medi-
an) von 290 mg/kg berechnet (P90 1500 mg/kg). Nach den aktuellen Immissionsdaten (
Tab. D 8
) betragen die Pb-
Gehalte im Staubniederschlag etwa das 5fache des landesweiten Durchschnittsgehalts, in den Gebietsmittelwerten der
Rasteruntersuchungen von Ballungsgebieten sogar das 10fache. Analog zu As und Cd wird auch hier die Ursache in ei-
ner Aufwirbelung schwermetallbelasteter Bodenpartikel (Sekundärstäube) vermutet.
Weitere großflächig erhöhte Pb-Gehalte treten vor allem im Osterzgebirge auf, in einem Bereich, der sich von Freiberg
in südöstliche Richtung bis an die Landesgrenze im Raum Altenberg erstreckt. Dieses Gebiet ist in seiner Verbreitung
mit den erhöhten Pb-Gehalten in den Bachsedimenten identisch (P
ÄLCHEN et al., 1982; 1996) und resultiert sowohl aus
geogenen und anthropogenen Quellen. Weitere Gebiete mit erhöhten Pb-Gehalten befinden sich in den Erzrevieren des
Mittel- und Westerzgebirges, so um Seiffen, Marienberg - Pobershau, Annaberg, Schneeberg, Schwarzenberg und
Pöhla (
Abb. 3-7
), wo Pb-Minerale in den Erzen nur von untergeordneter Bedeutung sind. Das Verbreitungsgebiet ist
nahezu mit den Gebieten erhöhter As-Gehalte identisch (
Abb. 4.2-2
).
Neben Arsen und Cadmium gehört das Blei zu den Schwermetallen, die in den Auenböden zu enormen Bodenbelastun-
gen führen. Speziell in Auenböden der Freiberger Mulde, kommt es mit dem Eintritt der Mulde in den Freiberger Berg-
bau- und Hüttenbezirk z. T. zu extremen Kontaminationen (z. B. nördlich Freiberg), die sich bis in die Auenböden in
Nordwestsachsen verfolgen lassen. Durch B
EUGE & ULIQUE wurden in Auenböden bei Siebenlehn Maximalgehalte von
3 500 mg/kg festgestellt.
Extrem hohe Pb-Akkumulationen treten in den Oh-Horizonten unter Forst auf (
Abb. 4.14-1
). Die mittleren Gehalte be-
tragen ca. das 2 bis 5fache der Gehalte im Ober- und Unterboden. Sie sind das Ergebnis globaler und regionaler Pb-
Emissionen, die nach E
IKMANN et al. (1991) in den Wäldern zu einer Interzeptionsdeposition bis zu 390 g/ha
.
a führt.
Die Gesamteinträge liegen nach SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL (1989) mit 193 g/ha
.
a dabei in Fichtenstandorten
deutlich höher als auf Laubwaldstandorten mit 104 g/ha
.
a Pb. Die Ergebnisse der Faktoranalyse zeigen teilweise Ten-
denzen der Pb-Bindung an die organische Substanz (
Tab. D 12, D 13
).
Besonders extrem hohe Pb-Akkumulationen sind in den Oh-Horizonten südlich und östlich von Freiberg sowie in den
höheren Lagen des Osterzgebirges anzutreffen, die teilweise über 800 mg/kg betragen. Sie entsprechen in ihrer Größen-
ordnung dem von K
LINGER (1995) auf osterzgebirgischen Standorten festgestellten mittleren Pb-Totalgehalt von 650
mg/kg. Nach BMELF (1997) gehören die organischen Auflagen des Erzgebirges zu den am stärksten Pb-belasteten
Auflagehorizonten der Bundesrepublik Deutschland. Im Rahmen dieser Arbeiten als auch bei den BZE-Untersuchungen
(SML, 1995) wurden für Sachsen mittlere Pb-Gehalte um 200 mg/kg festgestellt. Damit liegen 53 % der untersuchten
Proben der Oh-Horizonte über dem Vorsorgewert nach P
RÜEß (1994) und 42 % über dem Orientierungswert nach
TYLER (1992) von 130 bzw. 150 mg/kg (
Tab. D 7
).
Beim Vergleich der substratbezogenen Hintergrundwerte (
Tab. 4.14-1
) ist augenfällig, dass die Bodenhorizonte der
Verwitterungsböden über Festgestein, gegenüber Böden aus Löss und periglaziären Decksedimenten, deutlich höhere
Pb-Gehalte besitzen. Die Ursachen liegen mit Sicherheit im verstärkten geogenen Einfluss bei der Lagerstättenbildung
im Erzgebirge und bei der Betrachtung der Oh-Horizonte auch im vermutlich stärkeren ubiquitären Eintrag (Fernemis-
sion) über die Niederschläge in den höheren Lagen. Zum Unterboden hin, der im allgemeinen als anthropogen unbeein-
flusst gilt, ist ein starker Abfall der Pb-Gehalte zu beobachten. Diese Tatsache unterstreicht noch einmal die Bedeutung
der enorm hohen Pb-Einträge über den Luftpfad.
Für den Wirkungspfad Boden
Mensch sind nach BBodSchV vor allem die Bereiche sensibler Nutzung (Kinderspiel-
plätze) sowie die Wohngebiete im Emissionsbereich der Freiberger Hütten von Bedeutung (Prüfwerte 200 bzw. 400
mg/kg,
Tab. D 2
).

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Für eine Grünlandnutzung wird ein Maßnahmenwert von 1 200 mg/kg festgelegt, der nur im unmittelbaren Bereich der
Freiberger Hüttenanlagen, in Auenböden der Freiberger Mulde bzw. auf Altlaststandorten erreicht wird.
Im Gegensatz zu Cadmium, Nickel und Zink ist Blei im allgemeinen relativ immobil. Erst bei pH-Werten <4,5 nimmt
die Pb-Löslichkeit und damit die Verlagerbarkeit und Verfügbarkeit deutlich zu. In sauren Waldböden bei pH um 3
kann der Anteil des unspezifisch adsorbierten, pflanzenverfügbaren Pb bis zu 10 % vom Gesamtgehalt erreichen. Bei
pH-Werten <4 wird Pb vor allem aus der mineralischen Bindung freigesetzt, z. T. von den Pflanzen aufgenommen und
mit den Vegetationsresten in O- und A-Horizonten angereichert (S
CHEFFER & S CHACHTSCHABEL, 1989). Die Ergebnis-
se der Faktoranalyse dieser Untersuchungen weisen für alle Substrate des Bodenmessnetzes die Assoziation Pb
mob
/pH-
Wert auf (vgl.
Tab. D 13
).
Für den Wirkungspfad Boden
Pflanze (Ackerbau, Gartenbau) wird analog zum Cadmium auf einem Prüfwert zum
Gesamtgehalt verzichtet und nur noch ein Prüfwert des mobilen Pb-Anteils (NH
4
NO
3
-Extraktion) von 100 μg/kg durch
die BBodSchV vorgegeben. Dazu wurde im Vorfeld der Gesetzgebung durch die LABO (1997) eingeschätzt, dass der
niedrige Prüfwert der hohen Pb-Anreicherung durch Möhren geschuldet ist. Die Überschreitung der Lebensmittelricht-
werte bei weniger empfindlicheren Gemüsearten sind erst bei Gehalten von >250 μg/kg zu erwarten (vgl.
Tab. 4.14-3
).
In BW ist zusätzlich zum Prüfwert von 400 μg/kg ein Belastungswert für Pb
mob
von 12 000 μg/kg gegenüber Nahrungs-
und Futterpflanzen festgelegt (
Tab. D 4
).
Die Untersuchung der mobilen Pb-Gehalte der mineralischen Oberböden zeigt eine eindeutige Abhängigkeit anomal
hoher Gehalte von der Nutzung, d. h. hohe mobile Pb-Gehalte treten fast ausschließlich unter Forst auf (
Abb. 4.14-4,
Abb. 3-3
). Der Mediangehalt (P50) beträgt hier 2 750 μg/kg, während unter Grünland 52 μg/kg und bei einer Nutzung
als Acker nur 11 μg/kg erreicht werden. Gebiete intensiver ackerbaulicher Nutzung (Substrate Löss, Sandlöss;
Abb. 3-2
,
LBG 8 bis 13) haben primär einen höheren pH-Wert und werden regelmäßig aufgekalkt, so dass die Pb-Mobilität stark
eingeschränkt wird.
Die Ackerstandorte auf Verwitterungsböden über Festgestein zeigen dagegen deutlich höher mobile Pb-Gehalte, die
zum einen auf die etwas niedrigeren pH-Werte, zum anderen auf die wesentlich höheren Pb-Totalgehalte zurückzufüh-
ren sind (
Tab. 4-1
,
Tab. 4.14-1
). Die mit Abstand höchsten Pb
mob
-Gehalte treten bei Ackernutzung in Verwitterungsbö-
den über Paragneis auf, die zweifelsfrei durch die Vererzungen und Emissionen des Freiberger Bergbau- und Hüttenbe-
zirkes verursacht werden. Im Rahmen von Folgeuntersuchungen (R
ANK et al., 1999) wurden auf 113 ackerbau-
lich/gärtnerisch genutzten Standorten mobile Pb-Gehalte oberhalb des Prüfwertes festgestellt (Datendichte 1 bis 2 Pro-
ben/km
2
). Dies führt dazu, das vor allem bei Obst, Gemüse und Brotgetreide die Lebensmittelgrenzwerte überschritten
werden können. Die orale Aufnahme von Bodenpartikel und Sedimentationsstaub durch Nutztiere (z. B. Geflügel, Ka-
ninchen, Schafe) kann zu einer Pb-Akkumulation vor allem in Lebern und Nieren über den zulässigen Pb-Grenzwert
hinaus führen (L
AVES & SUNTHEIM, 1997). Analog zum Cd sind auch bei Pb die Anbauempfehlungen von AUERMANN
et al. (1990) und das relative Anreicherungsvermögen von Pb einzelner Pflanzenarten in schwermetallbelasteten Ge-
bieten bei landwirtschaftlicher/gärtnerischer Nutzung der Böden zu beachten (vgl.
Tab. 4.14-3
, DELSCHEN & LEISNER-
SAABER, 1998).
Mobile Pb-Gehalte, die wegen ihrer Höhe für die Gefährdungspfade Boden
Pflanze
Mensch und Boden
Pflan-
ze
Tier
Mensch Beachtung verdienen, konnten ebenfalls im Ergebnis der Sonderuntersuchungen der Auenböden
durch B
EUGE & ULIQUE (1997) nachgewiesen werden. In den Auenböden der Zwickauer Mulde und der Zschopau wur-
den max. Pb
mob
-Gehalte von 2 000 bis 3 400 μg/kg, in Auenböden der Freiberger Mulde bei Siebenlehn bis max. 59 000
μg/kg gemessen. Die Auenböden der Weißen Elster, der Elbe, der Schwarzen Elster, der Großen Röder, der Spree und
Neiße besitzen dagegen Gehalte meist <100 μg/kg.
4.15
Thorium (Th)
Thorium ist ein für Pflanzen, Menschen und Tiere nicht essentielles Spurenelement, welches karzinogen sowie chemo-
und radiotoxisch ist (R
EIMANN & CARITAT, 1998). Die spezifische Aktivität von 1 mg/kg Th 232 beträgt ca. 4,1 Bq/kg,
ohne Berücksichtigung der Folgeprodukte in der Zerfallsreihe.
Die Th-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 10 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995). Aufgrund umfangrei-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
cher Untersuchungen bei der Uranprospektion liegen für die sächsischen Gesteinseinheiten über 13 000 Th-Analysen
vor (KARDEL et al., 1996). Danach zeichnen sich vor allem die Granodiorite und Monzonitoide des Meißner Massivs,
die Rhyolithe und Tuffe von Chemnitz-Flöha, der Teplice–Rhyolith und der Kirchberger Granit durch erhöhte Gehalte
>25 mg/kg aus (Maxima bis 66 mg/kg). Niedrige Gehalte (<10 mg/kg) sind für fast alle quartären Sedimente, kreta-
zischen Sandsteine und basischen Magmatite (Basalte, Diabase) typisch.
Mögliche anthropogene Quellen stellen Phosphor-Düngemittel dar, da Th in deren Ausgangsprodukten (Phosphorite,
Karbonatite) angereichert wird. Weiterhin kann Th über die Kohle-Verbrennungsanlagen in die Umweltmedien gelan-
gen. Die mittleren Th-Gehalte der ostdeutschen Braunkohlen betragen 2 mg/kg (P
ÄLCHEN et al., 1986).
Im Rahme dieser Untersuchungen wurde Th nur in den mineralischen Oberböden analysiert
(
Abb. 4-15
). Danach treten
erhöhte Gehalte vor allem im Westerzgebirge/Vogtland und im Ostererzgebirge auf (u. a. über Kirchberger Granit;
Magmatite bei Altenberg). Die Th-Verteilung im Oberboden entspricht i. W. dem bekannten Th-Muster der bodenbil-
denden Substrate (
Tab. 4-15
). Es existieren keine auffälligen Th-Anomalien, die evtl. auf anthropogene Punktquellen
hindeuten.
Zur Beurteilung einer radiologischen Belastung der Böden sind Messungen der Ortsdosisleistung (ODL) maßgebend,
wo neben dem Nuklid Th-232 die Nuklide U-238, Ra-226 und K-40 in die Messungen eingehen. In einem zum Boden-
messnetz 4 km x 4 km parallel durchgeführten Programm wurden auf 1026 Grünlandflächen (außerhalb von Wismut-
Altlastentstandorten) Th-232 Nuklide ermittelt (B
ORSDORF et al., 1995). Analog zum Bodenmessnetz wurden anomal
hohe Gehalte über dem Kirchberger Granit, den osterzgebirgischen Magmatiten und im Vogtland festgestellt.
4.16 Thallium (Tl)
Thallium ist nachgewiesenermaßen ein für Pflanzen, Menschen und Tiere nicht essentielles Spurenelement, welches
hochtoxisch ist (R
EIMANN & CARITAT, 1998).
Die Tl-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 0,75 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995). Für die sächsischen
Hauptgesteinstypen liegen bisher nur relativ wenige Analysen jüngeren Datums vor. Die niedrigsten Gehalte wurden an
basischen bis ultrabasischen Magmatiten (ca. 0,10 mg/kg), die höchsten Gehalte in den Graniten des Älteren Intrusiv-
komplexes (ca. 2 mg/kg) und Jüngeren Intrusivkomplexes (ca. 5 mg/kg) festgestellt (F ÖRSTER et al., 1999). Geogene Tl-
Anreicherungen sind deshalb vor allem im Bereich des großflächig anstehenden Eibenstocker Intrusivkomplexes und in
den Lagerstättengebieten mit Zinn-Wolfram-Vererzungen zu erwarten (im Mineral Zinnwaldit ca. 60 bis 70 mg/kg Tl).
Als Spurenelement kommt Tl global weit verbreitet als Gemengebestandteil sulfidischer Fe-, Cu-, Pb- und Zn-Erze vor
(bis 700 mg/kg). In Böden sind in der Regel Tl-Konzentrationen <1 mg/kg anzutreffen.
Die Toxizität von Tl und Tl-Verbindungen bedingt die Notwendigkeit und das zunehmende Interesse an der Bestim-
mung dieses Elementes in den Umweltmedien, obwohl die wirtschaftliche und industrielle Bedeutung von Tl gering ist.
Anthropogene Einträge können vor allem durch die Schwefelsäureproduktion, Erzaufbereitung bzw. Weiterverarbeitung
mit Tl angereicherter Zwischenprodukte erfolgen. Tl wird unter anderem für die Herstellung von Tieftemperaturther-
mometer, als Legierungsmetall, in der Photohalbleiterindustrie sowie bei der Herstellung von Spezialgläser eingesetzt.
Als große Tl-Emittenten gelten vor allem Kohleverbrennungsanlagen.
Generell sind in den Verwitterungsböden über Festgestein (Erzgebirge/Vogtland, mit Ausnahme der basischen Magma-
tite) Tl-reicher als die Lössböden des Bergvorlandes und die Böden der Sandregion des Tieflandes.
Die regionale Verbreitung erhöhter Tl-Gehalte in den sächsischen Böden wird vor allem durch die geogene Spezialisie-
rung der jungen Granite und den damit verbundenen Zinn-Wolfram-Vererzungen bestimmt. So kommt es vor allem im
Westerzgebirge und Vogtland zu großflächigen Tl-Anomalien im mineralischen Oberboden über den Graniten von Ei-
benstock und Kirchberg (
Abb. 4.16-2
). Trotz des viel geringeren Oberflächenanschnitts der Granite und Zinnvererzun-
gen im Osterzgebirge (Altenberg, Zinnwald, Sadisdorf u. a.) sowie im mittleren Erzgebirge (Ehrenfriedersdorf), werden
diese geochemischen Tl-Anreicherungen der Substrate selbst im Aufnahmeraster von 4 km x 4 km widergespiegelt.
Die Tl-Verteilung in den mineralischen Oberböden und Unterböden ist nahezu identisch (
Abb. 4.16-3
). Daraus lässt

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
sich ableiten, dass die atmosphärischen Tl-Einträge nur eine gering Rolle spielen dürften. Die beim sächsischen Moos-
monitoring 1995 ermittelten hohen Tl-Gehalte in Moosen (unveröff. LfUG-Daten) gehen im Erzgebirge mit anomal
hohen Gehalten in den Böden konform, so dass eine Ableitung aus atmosphärischen Einträgen nicht zwingend ist. Plau-
sibler erscheint dagegen die Möglichkeit einer Verwirbelung von Bodenpartikel, die den Moospolstern äußerlich an-
haften und zu erhöhten Gehalten führen.
Im Bereich des Bergbau- und Hüttenzentrums von Freiberg konnten nur mäßige Tl-Konzentrationen festgestellt
werden.
Bei den Auenböden lassen sich, wie bei anderen Elementen bereits beschriebenen, deutliche Beziehungen zum geologi-
schen Bau der Wassereinzugsgebiete (Erzgebirge/Vogtland - Lausitz) erkennen. Besonders hohe Tl-Gehalte finden sich
vor allem in den Auenböden der Zwickauer Mulde/Vereinigte Mulde, in deren Einzugsgebieten sich die Tl-reichen Ge-
steine und Böden des Eibenstocker Granits befinden. Während die Auenböden der Elbe noch deutlich erhöhte Gehalte
aufweisen (Einzugsgebiet u. a. Osterzgebirge) sind die Auenböden der Schwarzen Elster und Spree u. a. Flüsse der Lau-
sitz relativ Tl-arm (
Tab. 4.16-2
).
Die mittleren Tl-Gehalte in den organischen Auflagen (Oh-Horizonten) entsprechen etwa den Tl-Gehalten im minerali-
schen Oberboden. Obwohl in der Regel kein direkter Zusammenhänge zwischen dem Tl-Gehalt im bodenbildenden
Substrat und der organischen Auflage besteht, sind die Oh-Horizonte über dem Eibenstocker Granit sowie im Osterzge-
birge sehr Tl-reich (
Abb. 4.16-1
). Die Ursache in einem lokalen atmosphärischen Eintrag zu suchen scheidet vermutlich
aus. Da auch in diesen Gebieten die höchsten mobilen Tl-Gehalte im mineralischen Oberboden nachgewiesen wurden,
kann von einer erhöhten Tl-Aufnahme durch die Pflanze ausgegangen werden. Durch den Laub- und Nadelabfall
könnte somit Tl der organischen Auflage wieder zugeführt werden und so zu den beobachteten Anreicherungen in den
Oh-Horizonten führen. Der Tl-Vorsorgewert für organische Auflagen von 0,4 mg/kg (P
RÜEß, 1994) wird nahezu im ge-
samten Erzgebirge/Vogtland überschritten.
Für den Wirkungspfad Boden
Mensch ist in der BBodSchV (1999) für Tl kein Prüfwert vorgesehen. Der Orientie-
rungswert für eine multifunktionelle Nutzungsmöglichkeit von 0,5 mg/kg (E
IKMANN & KLOKE, 1993) wird nahezu im
gesamten erzgebirgisch-vogtländischen Raum sowie in den Auenböden der Elbe, der Mulde u. a. Flüssen mit Einzugs-
gebieten im Erzgebirge überschritten.
Für den Wirkungspfad Boden
Nutzpflanze, Nutzungsart Grünland, wird durch die BBodSchV ein Maßnahmenwert
von 15 mg/kg festgelegt, der bei diesen Untersuchungen nicht erreicht wurde (max. 5,5 mg/kg).
Hinsichtlich der mobilen Tl-Gehalte ist festzustellen, dass die sächsischen Oberböden bei doch relativ hohen Totalge-
halten niedrige mobile Tl-Gehalte besitzen (
Abb. 4.16-4
).
Flächenhaft erhöhte mobile Tl-Gehalte treten vor allem Westerzgebirge/Vogtland über dem Verbreitungsgebiet der
Granite von Eibenstock und Kirchberg auf. Sämtliche Ackerstandorte besitzen jedoch Gehalte unterhalb des Prüfwerts
von 100 μg/kg. Ein zweites Gebiet befindet sich am Südrand des Granulitgebirges (westlich Chemnitz), welches i. W.
aus Verwitterungsböden über Glimmerschiefer aufgebaut wird. Hier ist noch unklar, was die Ursache dieser erhöhten
mobilen Tl-Gehalte ist, denn der mineralische Oberboden und Unterboden zeigt keine Auffälligkeiten. Ob die ehemali-
ge Nickelhütte von St. Egidien, die sich am Südwestrand der Anomalie am Talrand des Lungwitzbaches befand, als
anthropogene Quelle eine Rolle spielt, ist noch nicht geklärt. Die im Osterzgebirge auftretenden erhöhten Gehalte kon-
zentrieren sich vor allem auf den Bereich östlich von Altenberg (Granit und Vererzungsgebiet Sachsenhöhe) und gehen
mit den Totalgehalten konform.
Punktuell hohe mobile Tl-Gehalte in den Auenböden (z. B. Freiberger Mulde nördlich Freiberg) sind vermutlich auf
Abwassereinleitungen von Industriebetrieben zurückzuführen. Im Rahmen der planmäßigen Längsschnittbeprobung der
Freiberger Mulde nördlich Halsbrücke durch die Umweltbetriebsgesellschaft (UBG) wurden häufig erhöhte Tl-Gehalte
festgestellt.
Die Tabelle der substrat- und nutzungsbezogenen mobilen Tl-Gehalte (
Tab. 4.16-2
) widerspiegelt in hohem Maße den
Einfluss des Substrats Granit. Sowohl im Oh-Horizont als auch im mineralischen Ober- und Unterboden werden hier
die mit Abstand höchsten mittleren mobilen Tl-Gehalte erreicht. Eine Abhängigkeit von der Nutzung (und somit vom
pH-Wert) wie bei anderen Schwermetallen (z. B. Pb, Cr) ist nicht zu beobachten.

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Für den Wirkungspfad Boden
Pflanze wird für Thallium bei der Nutzungsart Ackerbau/Gartenbau der mobile Ele-
mentanteil zur Gefährdungsabschätzung herangezogen. Nach BBodSchV (1999) beträgt der Prüfwert 100 μg/kg. In Ba-
den-Württemberg gilt als Prüfwert 40 μg/kg, als Belastungswert 130 μg/kg (U M BW 1993b).
Im Rahmen dieser Arbeit liegen die mobilen Tl-Gehalte der Nutzungsart Acker/Nutzgarten alle <100 μg/kg. Bei Unter-
suchungen durch B
EUGE & ULIQUE (1993) wurden in Auenböden der Freiberger Mulde bei Siebenlehn bis zu max. 200
μg/kg Tl ermittelt.
Untersuchungen zum Tl-Transfer Boden-Pflanze werden in Sachsen erst seit wenigen Jahren durch die Sächsische Lan-
desanstalt für Landwirtschaft (LfL) durchgeführt. Vor in Kraft treten der BBodSchV galt als Tl-Toleranzwert für eine
landwirtschaftliche Nutzung der Bodenwert II (2 mg/kg) nach E
IKMANN & KLOKE (1993). Nach Untersuchungen der
LfL im Gebiet Eibenstock – Klingenthal wurden mittlere Tl-Gehalten von 1,25 mg/kg im Boden auf zwei Dauerwiesen-
standorten festgestellt. Der tolerierbare Tl-Gehalt von Futtermittelpflanzen (0,60 mg/kg TM) wurde um 60 % über-
schritten. Winterraps, der als Tl-anreichernde Pflanze bekannt ist, enthielt durchschnittlich 1,32 mg/kg TM (Ganzpflan-
ze vor der Blüte), Rapssamen 1,44 mg/kg TM (SMUL, 1999).
Nach A
DRIANO (1986) kann Tl leicht durch die Pflanzenwurzeln aufgenommen werden, wobei sich die Tl-Aufnahme
proportional zum Gesamtgehalt des Bodens verhält. Seine Mobilität ist jedoch begrenzt. Als Tl-anreichernde Pflanzen
gelten vor allem Blattgemüse, insbesondere Kohlarten. Toxische Wirkungen treten bei den einzelnen Pflanzenarten in
unterschiedlichen Konzentrationsniveaus auf. Als besonders sensibel gelten Tabakpflanzen, die bereits bei Gehalten >1
mg/kg toxische Erscheinungen aufweisen. Beim Anbau von Nutzpflanzen in Gebieten mit erhöhten Tl-Gehalten ist das
relative Anreicherungsvermögen der verschiedenen Pflanzen zu berücksichtigen (Tab. 4.16-3).
Anhand der (wenigen) vorliegenden Ergebnisse ist festzustellen, dass es bereits bei Totalgehalten <2 mg/kg im Boden
zu unzulässigen Überschreitungen der Tl-Gehalte in Futtermitteln kommen kann. Die Festlegungen zum Maßnahmen-
wert bei Grünlandnutzung, 15 mg/kg, sind durch weitere Untersuchungen zu überprüfen. Schwerpunktgebiete mögli-
cher Tl-Belastungen in Futter- und Nahrungspflanzen sind der vogtländisch-westerzgebirgische Raum (Eibenstock –
Kirchberg), das Osterzgebirge (Altenberg - Schmiedeberg), der Südrand des Granulitgebirges (Hohenstein-Ernstthal)
und die Auenböden des Muldesystems.
Hinsichtlich des Gefährdungspfades Boden
Grundwasser wird durch die BBodSchV für Tl kein Prüfwert vorgege-
ben. Im Rahmen des Grundwassermessprogramms des LfUG wurden bei Eibenstock, dem Gebiet mit den höchsten
geogenen Tl-Gehalten im Ober- und Unterboden, relativ niedrige Gehalte von 0,3 bis 0,5 μg/l im Grundwasser festge-
stellt.
4.17Uran (U)
Uran ist nachgewiesenermaßen ein für Pflanzen, Menschen und Tiere nicht essentielles Spurenelement, welches karzi-
nogen sowie chemo- und radiotoxisch ist (R
EIMANN & CARITAT, 1998). Die spezifische Aktivität von 1 mg/kg Uran in
natürlicher Isotopenzusammensetzung beträgt ca. 25,4 Bq/kg, ohne Berücksichtigung der Folgeprodukte in der Zerfalls-
reihe.
Die Uran-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 1,7 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995). Für die sächsischen
Hauptgesteinstypen liegen im Ergebnis der intensiven Uranerzsuche durch die SDAG Wismut, analog zu Th, über 13
000 Gesteinsanalysen vor. Danach besitzen die Granite des Jüngeren und Älteren Intrusivkomplexes des Erzgebirges
sowie die Monzonitoide und Granodiorite des Meißner Massivs mit 10 bis 12 mg/kg die höchsten mittleren U-Gehalte
(
Tab. 3-1
). Der flächenbezogene Durchschnittsgehalt für Sachsen beträgt 3,5 mg/kg (K
ARDEL et al., 1996). Niedrige U-
Gehalte <1,5 mg/kg sind für die sandig-kiesigen Sedimente des Tertiärs und Quartärs sowie z. T. für basischen Mag-
matite typisch (Diabase, Serpentinite).
Neben der geochemischen Spezialisierung einiger Gesteinseinheiten können die hydrothermalen U-Ganglagerstätten
des Erzgebirges/Vogtlandes (vgl.
Abb. 3-7
) und die stratiformen U- Mineralisationen (in Sandstein, Steinkohlen) die
Böden lokal beeinflussen. Durch den Transport und die Aufbereitungsanlagen der Erze erfolgten teilweise Kontamina-
tionen der Umweltmedien, die im Rahmen der Stilllegung des U-Bergbaus und von Sanierungsarbeiten untersucht und

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im Wismut-Altlasten-Kataster (ALASKA) erfasst wurden.
Eine weitere Quelle möglicher Uran-Einträge in die Umwelt stellen die Kohleverbrennungsanlagen dar. Die U-Gehalte
in den Braunkohlen betragen im Durchschnitt 2 mg/kg bei Maximalgehalten von über 10 mg/kg (P
ÄLCHEN et al., 1986).
Da bei der Rasterbeprobung Atlastenstandorte außen vor gelassen wurden, widerspiegeln die Karten der U-Gehalte im
Wesentlichen den geogenen Anteil einschließlich des ubiqitären Eintrags.
Die regionale Verteilung der U-Gehalte in den sächsischen Oberböden (
Abb. 4.17-2
) und Unterböden (
Abb. 4.17-3
) ist
nahezu identisch und wird vor allem durch die geogene Spezialisierung der Substrate (Granitoide, Rhyolithoide) be-
stimmt. Maxima finden sich im Bereich der Granite von Eibenstock-Kirchberg und im Osterzgebirge (Raum Alten-
berg). Im besonderen Maße treten die Auenböden der Zwickauer Mulde/Vereinigten Mulde im Kartenbild in Erschei-
nung. Als Ursachen spielen hier sowohl geogen erhöhte U-Gehalte im Sedimentliefergebiet als auch die anthropogenen
Prozesse der Erzaufbereitung und Ablagerung von Aufbereitungsprodukten in Tailings (z. B. Crossen bei Zwickau) und
die Abführung der Stollenwässer über die Vorfluter eine wesentliche Rolle. Erhöhte U-Gehalte finden sich ebenso in
den Auenböden der Elbe, wo analoge Verhältnisse anzutreffen sind (geogene Spezialisierung Granitoide Osterzgebirge,
U-Lagerstätten Schmiedeberg und Königstein einschließlich Erzaufbereitungsanlagen).
Erhöhte U-Gehalte in den Böden westlich von Dresden werden durch die anthropogenen Einflüsse bei der U-
Gewinnung im Raum Freital verursacht. Die Verbrennung U-führender Steinkohlen (um 1000 mg/kg U) spielt vermut-
lich dabei die Hauptrolle. Der U-Gehalt der Aschen betrug nach M
ATHE‘ (1961) über 2000 mg/kg.
Urangehalte <1,5 mg/kg sind nur in Böden über sandig-kiesigen quartären und tertiären Substraten anzutreffen, die vor
allem in Nordsachsen verbreitet sind (
Tab. 4-17
).
Erhöhte U-Gehalte in den Oh-Horizonten (
Abb. 4.17-1
) sind vor allem auf Standorten in der Vorerzgebigssenke und der
Erzgebirgsnordrandzone anzutreffen. Ebenso wie in Ostsachsen (Raum Zittau-Hirschfelde) wird als Ursache ein Eintrag
über Flugasche der Braun- und Steinkohlen-Verbrennungsanlagen gesehen. Die erhöhten Gehalte an der westlichen
Landesgrenze (westlich Zwickau) resultieren vermutlich aus anthropogenen Einträgen der in Ostthüringen gelegenen
Uranerz-Aufbereitungsanlagen um Seelingstädt.
Nach BBodSchV wurden für Uran bisher keine Prüf- und Maßnahmenwerte für die einzelnen Wirkungspfade festge-
legt. Zur Beurteilung einer radiologischen Belastung der Böden sind Messungen der Ortsdosisleistung (ODL) maßge-
bend, wo neben dem Nuklid U-238 die Nuklide Ra-226, K-40 und Th-232 in die Messungen eingehen. In einem zum
Bodenmessnetz 4 km x 4 km parallel durchgeführten Programm wurden auf 1026 Grünlandstandorten (außerhalb von
U-Altlaststandorten) die ODL in Sachsen ermittelt (B
ORSDORF et al., 1995). Alle Werte liegen unter dem von der
Strahlenschutzkommission empfohlenen Wert von 300 nSv/h (Wertebereich 12 bis 260 nSv/h). Die spezifischen Akti-
vitäten der natürlichen Radionuklide beruhen in erster Linie auf den Variationen des geologischen Untergrunds. Die
höchsten ODL wurden im Bereich der Granite von Kirchberg und Eibenstock und ihrer Kontakthöfe, und im Osterzge-
birge, im Raum Zinnwald bis zum Döhlener Becken, festgestellt (B
ORSDORF et al., 1995).
Nutzungs- und schutzgutbezogene Orientierungswerte für Uran finden sich bei E
IKMANN & KLOKE (1993). Für das
Schutzgut Mensch wird für eine multifunktionale Nutzungsmöglichkeit ein U-Gehalt im Boden von 2 mg/kg genannt,
der nahezu im gesamten Erzgebirge/Vogtland und in den Mulde- und Elbauen überschritten wird. Der Toleranzwert
(BW II) für eine gärtnerisch-landwirtschaftliche Nutzung beträgt 5 mg/kg.
4.18 Vanadium (V)
Vanadium gilt für viele Tiere als essentielles Spurenelement. Einige V-Verbindungen tragen wesentlich zum Pflanzen-
wachstum und zur Erhöhung der Biomasseproduktion bei (A
NKE et al., 1989; REIMANN & CARITAT, 1998).
Die V-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 53 mg/kg (W
EDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-

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schiedlichen Gesteinstypen stark schwanken. Die mittleren V-Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen va-
riieren von 1,5 bis 260 mg/kg (Tab. 3-1). Der regionale Clarke des Erzgebirges/Vogtlandes beträgt 70 mg/kg (PÄLCHEN
et al., 1987).
Die höchsten V-Gehalte finden sich in den Boden-Ausgangsgesteinen tertiäre Basaltoide, paläozoische Diabase/Spilite
und Amphibolite und Gabbros (>200 mg/kg). Hohe Gehalte besitzen die flächenmäßig weit verbreiteten Tonschiefer
und Phyllite (>100 mg/kg). Zur Gruppe der Substrate mit sehr niedrigen V-Gehalten gehören vor allem die erzgebirgi-
schen Granitoide, sauren Vulkanite sowie die kretazischen Sandsteine.
Anthropogene V-Einträge erfolgen vor allem durch die Eisenmetallurgie, da über 80 % des V zur Herstellung von Fe-
V-Stahl eingesetzt wird. Weitere Anwendungsbereiche sind die keramische sowie chemische Industrie. Weitere atmo-
sphärische Einträge erfolgen vor allem über Kohle- und Ölverbrennungsanlagen. Die V-Gehalte der ostdeutschen
Braunkohlen betragen 3 bis 200 mg/kg, bei mittleren Gehalten von 23 mg/kg (P
ÄLCHEN et al., 1986).
Aufgrund der erhöhten V-Gehalte der paläozoischen Diabase und tertiären Basaltoide und Metabasite kommt es ent-
sprechend der Verbreitung dieser Substrate teils zu flächenhaften anomal hohen Gehalten (Vogtland), teils zu punkt-
förmigen V-Anomalien im Oberboden und Unterboden (Erzgebirgsnordrandzone, Oberwiesenthal u. a.). Analog zu Ni
und Cr, kommen über den Substraten der sauren Magmatite/Metamorphite und den periglaziären Decksedimenten die
niedrigsten V-Gehalte in den Böden vor. Im mineralischen Ober- und Unterboden sind die flächenhafte Verteilung und
die Medianwerte nahezu identisch (
Abb. 4.18-2
,
Abb. 4.18-3
), was für geringe anthropogene V-Einträge über den Luft-
pfad spricht. Dies steht jedoch z. T. mit den Ergebnissen von Moosanalysen im Widerspruch, wo u. a. im Raum Hoy-
erswerda und Zittau (Braunkohlenverbrennung) relativ hohe V-Einträge über die Gehalte in den Moosen abgeleitet
wurden (M
ÜTTERLEIN & RANK 1999).
Die organischen Auflagen unter Forst (Oh-Horizonte) weisen gegenüber den mineralischen Oberböden niedrigere mas-
sebezogene mittlere V-Gehalte auf (
Abb. 4.18-1
). Insbesondere in Nordsachsen liegen die V-Werte generell unter 40
mg/kg. Erhöhte Gehalte treten im Raum Plauen und westlich Altenberg über basischen Substraten auf. Die V-Gehalte
der Oh-Horizonte im industriellen Ballungsraum Zwickau – Chemnitz – Aue sowie bei Zittau weisen ebenfalls erhöhte
Gehalte auf (60 bis 100 mg/kg).
Bei den Auenböden lassen sich hinsichtlich der V-Gehalte deutliche Beziehungen zum geologischen Bau der Gewäs-
sereinzugsgebiete erkennen. Während in den Auenböden der Mulde und der Elbe (Einzugsgebiet Erzgebirge, Vogtland)
mittlere und z. T. schwach erhöhte Gehalte auftreten, sind die Auenböden der Schwarzen Elster und Spree u. a. (Ein-
zugsgebiet Lausitz) relativ V-arm.
Für die Wirkungspfade Boden
Mensch sowie Boden
Pflanze sind durch die BBodSchV keine Prüf- und Maß-
nahmenwerte vorgesehen. Bei Anwendung der nutzungs- und schutzgutbezogenen Orientierungswerte nach E
IKMANN
& KLOKE (1993) ist zu beachten, dass durch die geochemische Spezialisierung der basischen und z. T. metamorphen
Substrate der Orientierungswert für eine multifunktionale Nutzung (50 mg/kg) bzw. der Bodenwert II für Haus- und
Kleingärten (100 mg/kg) bereits weit überschritten wird (Hintergrundwerte vgl.
Tab. 4-18
). Aufgrund der silikatischen
Bindungsformen ist jedoch (analog zu Cr und Ni) davon auszugehen, dass die Mobilität von V sehr gering ist.
4.19 Wolfram (W)
Wolfram ist ein nachgewiesenermaßen nicht-essentielles Spurenelement. Zur Toxizität ist nur wenig bekannt (R
EIMANN
& CARITAT, 1998).
Die W-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 1,4 mg/kg (WEDEPOHL, 1995). Analog zu den Ele-
menten Bi und Mo liegen für die sächsischen Hauptgesteinstypen relativ wenige Analysen vor. Danach kann für die
Granite des Älteren und Jüngeren Intrusivkomplexes gegenüber dem Clarke eine deutliche Erhöhung festgestellt wer-
den (mittlere Gehalte ca. 5 mg/kg bzw. 12 mg/kg). In den osterzgebirgischen Graniten von Sadisdorf, Altenberg und
Schellerhau kommen W-Gehalte bis 60 mg/kg vor (P
ÄLCHEN et al., 1982). Analoge W-Spezialisierungen konnten durch
R
ANK & PÄLCHEN (1989) an Vulkaniten im Raum Chemnitz - Flöha nachgewiesen werden.

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Zusätzliche geogene Einträge (über die geochemische Spezialisierung der Substrate hinaus) erfolgten über die Bildung
von Wolfram- und Zinn-Wolframmineralisationen, die meist räumlich und genetisch an die erzgebirgisch - votländi-
schen Granite gebunden sind (vgl.
Abb. 3-7
).
Die erzgebirgischen Gesteinseinheiten der Paragneise, Glimmerschiefer, Phyllite und Tonschiefer besitzen in der Regel
W-Gehalte <2 mg/kg. Die niedrigsten Gehalte finden sich in den periglaziären Sanden/Kiesen und kretazischen Sand-
steinen (<1 mg/kg).
Eine industrielle Verwendung findet Wolfram vor allem als Legierungsmetall (Wolframkarbide – WiDia) und als Be-
standteil von Elektroden und Röntgenröhren sowie als Katalysator. Generell ist festzustellen, dass zum Eintritt von
Wolfram in die Umweltmedien und über die Gefährdungspfade sehr wenig bekannt ist. Z. Z. wird davon ausgegangen,
dass die Emissionen durch Bergbau, Verhüttung und die Stahlindustrie gegenüber geogenen Einträgen eine relativ ge-
ringe Rolle spielen. Größere luftgetragene Einträge sind über Kohle-Verbrennungsanlagen denkbar. Die W-Gehalte von
Braunkohlen liegen bei 2 bis 6 mg/kg, die der Aschen bei 20 bis 40 mg/kg (S
EIM & TISCHENDORF, 1990).
Der regionale Clarke der Gesteine im Erzgebirge/Vogtland beträgt 4,1 mg/kg (PÄLCHEN et al., 1987). Analog zu Arsen,
Wismut und Thallium gehört Wolfram damit zu den Elementen, die insbesondere in den Substraten der Böden des Erz-
gebirges und Vogtlandes angereichert sind und somit auch in den Verwitterungsböden eine herausragende Rolle spie-
len. Die W-Verteilung in den mineralischen Oberböden (
Abb. 4.19-2
) und in den Unterböden (
Abb. 4.19-3
) ist nahezu
identisch, mit der Tendenz einer leichten Abnahme zum Unterboden hin. Die niedrigsten W-Gehalte im mineralischen
Oberboden finden sich über den sandigen, periglaziären Decksedimenten, Sandstein und über Löss/Sandlöss
(<1,8 mg/kg).
Dominierend im Kartenbild stellen sich die W-Gehalte in den Verwitterungsböden über den großflächig anstehenden
Graniten von Eibenstock und Kirchberg dar. Aufgrund des dagegen kleinflächigen Anschnitts der Granite bzw. Zinn-
Wolfram-Mineralisationen im mittleren Erzgebirge und Osterzgebirge, kommt es hier zur Bildung punktförmiger W-
Anomalien. Im Unterboden kommen besonders gut die erhöhten W-Gehalte der Chemnitz - Flöhaer Vulkanite zur Gel-
tung, die sich durch W-Gehalte von 8 bis 40 mg/kg auszeichnen (R
ANK & PÄLCHEN, 1989).
Im besonderen Maße treten die Auenböden der Vereinigten Mulde und der Elbe in Nordsachsen in Erscheinung. Durch
die hohen W-Gehalte der Verwitterungsprodukte aus den Einzugsgebieten heben sich die W-Gehalte der Auenböden in
markanter Weise von ihrer Umgebung, den W-armen Sandböden, ab.
In den organischen Auflagen (Oh-Horizonte,
Abb. 4.19-1
) sind die W-Gehalte gegenüber den mineralischen Oberböden
deutlich erhöht. Obwohl in der Regel kein direkter Zusammenhang zwischen dem Gesamtgehalt im bodenbildenden
Substrat und der organischen Auflage besteht, sind die Oh-Horizonte über den Verwitterungsböden des Erzgebirges und
der Lausitz gegenüber den Oh-Horizonten in Nordsachsen W-reicher. Analog zu Mo, Bi und Pb wird eine starke Bin-
dung an die organische Substanz vermutet. Inwieweit W über die Pflanze aufgenommen und durch den Bestandsabfall
den O-Horizonten wieder zugeführt werden kann ist nicht untersucht.
Infolge des geringen Kenntnisstandes zum Wolfram in den Umweltmedien ist eine Bewertung der sächsischer Böden
hinsichtlich der Gefährdungspfade recht schwierig. Zum anderen ist festzustellen, dass die räumliche W-Verteilung und
die Hintergrundwerte der Ober- und Unterböden (
Tab. 4-19
) mit den bekannten Gesetzmäßigkeiten zur W-Verteilung in
den Ausgangsgesteinen übereinstimmen bzw. erklärt werden können. Hinsichtlich der Anreicherung in den Oh-
Horizonten besteht weiterer Untersuchungsbedarf.
4.20 Zink (Zn)
Zink ist ein für Pflanze, Tier und Mensch essentielles Spurenelement, welches jedoch bei sehr hohen Gehalten auf
Pflanzen und Mikroorganismen toxisch wirken kann (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
Die Zn-Konzentration in der oberen kontinentalen Kruste beträgt 52 mg/kg (WEDEPOHL, 1995), kann aber in den unter-
schiedlichen Gesteinstypen stark schwanken. Die mittleren Zn-Gehalte (Median) der sächsischen Hauptgesteinstypen
betragen 11 bis 140 mg/kg (K
ARDEL et al., 1996), der regionale Clarke des Erzgebirges liegt bei 79 mg/kg (PÄLCHEN et

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
al., 1987). Für unbelastete Böden gelten Zn-Gehalte von 10 bis 80 mg/kg als normal (SCHEFFER & S CHACHTSCHABEL,
1989). Zinkblende-führende polymetallische Lagerstätten können lokal zu zusätzlichen geogenen Zn-Anreicherungen in
den Böden führen (vgl.
Abb. 3-7
). Anthropogene Zn-Einträge erfolgen vor allem durch die Eisen- und Buntmetallurgie
bzw. durch Zn-verarbeitende Industrien (Zinkfarben, Legierungen, Galvanik) und durch Großfeuerungsanlagen. Im Be-
reich von Ballungsgebieten sind Zn-Anreicherungen relativ häufig zu beobachten.
Die regionale Verbreitung erhöhter Zn-Gehalte in den sächsischen Böden wird vor allem durch die geogene Prägung
der Substrate verursacht. Aufgrund der erhöhten Zn-Gehalte der basischen Vulkanite (140 mg/kg), Phyllite, Amphibo-
lite (110 mg/kg), Glimmerschiefer (100 mg/kg) und weiterer Hauptgesteinstypen im Erzgebirge/Vogtland (vgl.
Tab. 3-
1
), sind gegenüber den Böden über Zn-armen Substraten (Löss, periglaziäre Sande, Lehme, 10 bis 50 mg/kg) Zn-
Anreicherungen in den entsprechenden Verwitterungsböden über Festgestein feststellbar (
Abb. 4.20-2
). Besonders
deutlich wird dies bei den Zn-Gehalten im Unterboden (
Abb. 4.20-3
), wo anthropogene Einträge über dem Luftpfad
weitgehend unwirksam bleiben und die geogene Zn-Spezialisierung der Substrate in der räumlichen Verteilung voll
zum tragen kommt. Geogene Zn-Anreicherungen durch polymetallische Lagerstätten treten vor allem im Freiberger
Raum auf, kommen jedoch auch untergeordnet über Zn-führenden Mineralisationen (Zinkblende, ZnS) des Erzgebirges
und des Vogtlandes vor.
Deutliche anthropogene Einträge in die Böden sind im Wirkungsbereich der Freiberger Bergbau- und Hüttenanlagen
feststellbar, die jedoch meist auf die unmittelbare Nähe der Emittenten beschränkt bleiben. Ebenso sind die von
M
ARQUARTDT et al. (1989) gemessenen immensen Zn-Belastungen durch das Stahlwerk Riesa in Höhe von 13 000
μg/kg
.
d (im Schwebstaub) durch das Bodenmessnetz Raster 4 km x 4 km nicht nachweisbar. Die Ursache liegt ver-
mutlich im geochemischen Verhalten des Zn, welches bereits bei pH-Werten <pH 6 verstärkt in Lösung geht und durch
Sickerwässer in größere Tiefen des Unterbodens verlagert bzw. über Oberflächenwässer ausgetragen wird.
Anthropogene Zn-Einträge in der Landwirtschaft sind durch Verwendung von Triplesuperphosphat (ca. 450 mg/kg),
Phosphor-Kali und Stickstoff-Phosphordünger (bis ca. 200 mg/kg, W
ILCKE & DÖHLER, 1995) möglich.
Die Oh-Horizonte (
Abb. 4.20-1
) der organischen Auflage zeigen gegenüber den unterliegenden mineralischen Oberbö-
den eine deutliche Anreicherung, obwohl aufgrund der niedrigen pH-Werte mit Zn-Austrägen bis zu 50 % zu rechnen
ist (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989). Diese Anreicherung erscheint nur möglich, wenn die Immissionsraten, ein-
schließlich des Zn aus dem Bestandsabfall, deutlich über den mobilisierten und verlagerten Anteilen liegt. Besonder-
heiten zeichnen sich bei basischen Substraten ab, wo die Zn-Gehalte im mineralischen Oberboden höher als im Oh-
Horizont sind und vermutlich durch die geringfügig höheren pH-Werte gesteuert werden.
Die mittleren Zn-Gehalte in den Oh-Horizonten betragen 83 mg/kg und stimmen damit gut mit den mittleren Gehalten
der BZE-Untersuchungen (SML, 1995) von 79 mg/kg überein. Der Vorsorgewert nach P
RÜEß (1994) von 85 mg/kg
(
Tab. D 7
) wird etwa von 20 % aller Oh-Proben überschritten, die vor allem im mittleren Erzgebirge, dem Erzge-
birgsvorland und Nordostsachsen liegen. Kritische Zn-Konzentrationen >300 mg/kg wurden nicht festgestellt.
Verstärkte Zn-Akkumulationen sind in den Auenböden des Muldensystems und der Elbe festzustellen. Aufgrund der
höheren geogenen Grundgehalte und den Vorkommen polymetallischer Mineralisationen in ihren Wassereinzugsgebie-
ten sind die Zn-Gehalte etwa doppelt so hoch als in den Auenböden in Ostsachsen.
Zu hohen Zn-Anreicherungen kommt es im Bereich von Ballungsräumen, so in den Stadtgebieten von Chemnitz, Dres-
den, Plauen und Leipzig, wo die Böden häufig anthropogene Beeinflussungen aufweisen (Stadtböden). Zusätzlich sind
sie starken Immissionen ausgesetzt. Bei Messungen der Zn-Staubniederschläge durch Rastermessnetze wurden z. B. in
Leipzig und Plauen Gehalte von über 1000 μg/kg
.
d festgestellt (LfUG, 1996).
Zink ist für die Wirkungspfade Boden
Mensch und Boden
Nutzpflanze nicht relevant. Auf Waldstandorten muss
aufgrund der extremen Versauerung mit hohen Zn-Austrägen gerechnet werden (Schutzgut Oberflächen- und Grund-
wasser). Bei der Aufbringung von Klärschlämmen auf landwirtschaftlich und gärtnerisch genutzte Flächen ist zu be-
achten, dass die Zn-Gehalte in mineralischen Oberböden über Festgestein z. T. Mediangehalte über 150 mg/kg besitzen
(
Tab. 4-20-1
;
Tab. D 6
).
Die mobilen Zinkanteile stehen im unmittelbaren Zusammenhang mit dem pH-Wert und den Gesamtgehalten der Bö-
den. Mit abnehmenden pH-Wert steigt der Gehalt an austauschbaren Zink stark an und beträgt bei pH 5 bis zu 30 %

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(SCHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989). Demzufolge betragen die mobilen Zn-Gehalte in mineralischen Oberböden
unter Forst ca. das 10fache gegenüber Ackerstandorten (
Tab. 4.20-2
).
Bei der Gefahrenbeurteilung des Wirkungspfades Boden
Pflanze spielen die Zn
mob
-Gehalte, aufgrund der relativ ge-
ringen Phytotoxizität, nur eine untergeordnete Rolle. Für die ertragsbezogen Wachstumsbeeinträchtigung wurde in der
BBodSchV ein Prüfwert von 2 000 μg/kg festgelegt, der deutlich unter dem Prüfwert von Baden-Württemberg von
5 000 μg/kg bleibt (
Tab. D 4
) und der Ertragsminderung bei Zuckerrübenblättern, als empfindlichste Pflanzenart,
geschuldet ist. Im Rahmen dieser Untersuchungen wurde der Prüfwert nach BBodSchV auf 18 Ackerstandorten und 72
Grünlandstandorten überschritten
Die flächenhafte Verteilung der mobilen Zinkanteile in den mineralischen Oberböden wird im wesentlichen durch die
Nutzung und damit durch den pH-Wert bestimmt (
Abb. 4.20-4
). Auch über den relativ Zn-armen Substraten der perig-
laziären sandigen Decksedimente und glazigenen Ablagerungen, werden in den Oberböden unter Forst z. T. Zn
mob
-
Gehalte wie in den Verwitterungsböden mit Zn-reichen Substraten des Erzgebirges und Vogtlandes erreicht. Infolge der
zunehmenden Versauerung unserer Wälder sind vor allem in den Kammlagen sehr hohe mobile Zn-Gehalte anzutreffen.
Besondere Beachtung verdienen hinsichtlich einer Zn-Belastung die Auenböden, insbesondere dann, wenn sich im Ein-
zugsgebiet der Vorfluter Bergbaustandorte mit polymetallischen Vererzungen befinden. So wurden im Rahmen dieser
Arbeiten nördlich Freiberg Zn
mob
-Gehalte von 150 000 μg/kg als Maximalwert gemessen. BEUGE & ULIQUE (1997) fan-
den bei den systematischen Auenuntersuchungen in Auenböden der Freiberger Mulde bis zu 70 000 μg/kg. Auenböden
ohne direkten Nachweis bergbaulicher Tätigkeit auf Buntmetalle im Einzugsgebiet weisen noch bis zu 10 000 μg/kg auf
(Schwarze Elster, Neiße). Wie schon bei anderen Spurenelementen beobachtet, scheinen in Auensedimenten trotz mitt-
lerer pH-Werte noch andere Faktoren die Zn-Mobilität zu beeinflussen. Untersuchungen mittels sequentieller Extraktion
zeigten, dass hohe Zn-Anteile an Fe- und Mn-Oxide gebunden sind und wahrscheinlich verhältnismäßig leicht zu mo-
bilisieren sind (B
EUGE & ULIQUE, 1997).
Aufgrund der hohen Zn-Mobilität bei niedrigen pH-Werten erlangt der Schutz der Grund- und Oberflächenwässer zu-
nehmende Bedeutung.
4.21 Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK nach EPA
1
)
Die polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe gehören zu den organischen Schadstoffen, die ubiquitär in den
Umweltmedien Luft, Boden und in Gewässern vorkommen. Ihre natürlichen Quellen sind Wald- und Steppenbrände
sowie der Vulkanismus. Diese Mengen sind jedoch nahezu vernachlässigbar gegenüber dem Anteil, der durch anthro-
pogene Prozesse entsteht, wie der Energieerzeugung durch Kohle, Erdöl, Abfall, Holz sowie der Verbrennung von
Kraftstoffen. Durch ihr hohes Adsorptionsvermögen und ihre geringe natürliche Abbaubarkeit reichern sie sich im Bo-
den und in den Sedimenten der Vorfluter an. Die mutagene und cancerogene Wirkung von PAK ist durch eine Vielzahl
von Tierversuchen belegt. Auf der Grundlage der gegenwärtigen Immissionsbelastung liegt das durch PAK verursachte
Krebsrisiko für den Menschen noch deutlich über dem der Cancerogene Asbest, Arsen, Cadmium und der Di-
oxine/Furane (G
RAS et al., 1996). Zur Gefährdungsabschätzung wird häufig das toxikologisch besonders relevante Ben-
zo(a)pyren herangezogen (
Abb. 4.21-1
bis
Abb. 4.21-4
).
Die Untersuchung der PAK erfolgte am selben Probematerial wie die Analytik der anorganischen Komponenten, d. h.
die Ergebnisse sind horizontbezogen zu interpretieren und mit tiefenstufenbezogenen Analysen nicht unmittelbar ver-
gleichbar. Die Gehaltsangaben sind auch hier massespezifisch.
Die PAK- und B(a)P-Gehalte in der organischen Auflage (Oh-Horizont) bewegen sich insgesamt auf einem relativ nied-
rigen Niveau. Der PAK-Vorsorgewert von 10 mg/kg (
Tab. D 3
) wird von 4 Proben, der B(a)P-Vorsorgewert von 1
mg/kg nur von zwei Proben überschritten. Beachtenswert ist der PAK-Höchstgehalt von 65 mg/kg nordwestlich Torgau,
der vermutlich mit dem militärischen Altlastenbereich von Torgau-Elsnig in unmittelbaren Zusammenhang steht. Der
B(a)P-Gehalt beträgt am selben Standort 5,7 mg/kg.
1
16 Einzelstoffe, die von der amerikanischen Umweltbehörde (EPA) 1976 für Überwachungsuntersuchungen festgelegt wurden: Naphtalin, Acen-
aphthylen, Acenaphten, Fluoren, Phenantren, Anthracen, Fluoranthen, Pyren, Benzo(a)anthracen, Chrysen, Benzo(b)- und Benzo(k)fluoranthen, Ben-
zo (a)pyren, Indeno(1,2,3-c,d)pyren, Dibenz(a,h)anthracen, Benzo(g, h, i) perylen.

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Auch die großflächige Belastung der mineralischen Oberböden ist relativ gering. Der PAK-Vorsorgewert (3 mg/kg)
wird an 2,1 %, der B(a)P-Vorsorgewert (0,3 mg/kg) an 1,5 % der Probenahmestandorte überschritten. Die höchsten
PAK- und B(a)P-Gehalte treten in den Ballungszentren Dresden, Chemnitz und Leipzig auf und werden mit hoher
Wahrscheinlichkeit durch die Emissionen der Großfeuerungsanlagen, der metallverarbeitenden Industrie und dem Kfz-
Verkehr verursacht (vgl. S
CHULTE, 1996). Diese Böden sind größtenteils anthropogen beeinflusst bzw. stellen Auf-
schüttungen dar (Stadtböden), so dass die Ursachen in dem vorliegendem Aufnahmemaßstab nicht definitiv zu benen-
nen sind. Möglicherweise spielen auch größere Brände infolge des 2. Weltkrieges eine Rolle.
Da die organischen Schadstoffe im wesentlichen anthropogenen Ursprungs sind, erfolgte eine Berechnung der Hinter-
grundwerte auf der Basis der Siedlungsstruktur und der Nutzung (vgl.
Abb. 3-9
,
Tab. 4-21
). Dabei sind die Mediange-
halte der PAK und des B(a)P in mineralischen Oberböden bei allen Nutzungsarten in den Verdichtungsgebieten am
höchsten und im ländlichen Raum am niedrigsten. Die Unterschiede zwischen den Randzonen der Verdichtungsräume
und den Gebieten mit Verdichtungsansätzen im ländlichen Raum sind nur gering. Unter den Nutzungsarten sind die hö-
heren Gehalte meist unter Grünland, die niedrigsten unter Forst anzutreffen.
Gegenüber den mineralischen Oberböden werden die PAK in der organischen Auflage unter Forst stark angereichert.
Die Ursache dafür liegt einerseits im Auskämmeffekt der Wälder, zum anderen stellt die organische Auflage durch ihre
hohe Sorptionskapazität eine geochemische Barriere dar (H
ARTMANN, 1995), welche die PAK akkumuliert und somit
einer tiefergehenden Verlagerung in den mineralischen Oberboden entgegenwirkt.
Bei den PAK- und den B(a)P-Gehalten in den Oh-Horizonten tritt der bei den mineralischen Oberböden offensichtliche
Zusammenhang, hohe Bevölkerungs- und Industriedichte - hohe Schadstoffgehalte, nicht immer auf. Vermutlich liegt
die Ursache an den relativ niedrigen Stichprobenzahlen für die Siedlungsstrukturen Nr. 2 bis 4 (vgl.
Tab. 4-21
). Eine
plausible Erklärung dafür, dass die höchsten Gehalte in den Gebieten des ländlichen Raumes mit Verdichtungsansätzen
liegen, kann zumindest nicht immer erbracht werden. Auffällig ist jedoch, dass die höchsten PAK-Gehalte im Schweb-
staub (vgl.
Tab. D 10
) in Görlitz gemessen wurden, welches dieser Gebietskategorie angehört (LfUG,1996, 1997). Die
niedrigsten Gehalte wurden jedoch auch hier in den Oh-Horizonten des ländlichen Raums bestimmt.
4.22
Organischer Kohlenstoff (C
org
)
Der Gehalt an organischem Kohlenstoff gibt als Analysenwert Auskunft zum Gehalt an organischer Substanz bzw.
Humusgehalt. Die organische Substanz kann näherungsweise berechnet werden, indem mit Faktor 1,72 multipliziert
wird. Bei Torfen und Auflagehumus (in der Regel Oh-Horizont) wird Faktor 2 verwendet (AG B
ODEN, 1994). In Ab-
hängigkeit von den Standortbedingungen (Niederschlag, Vegetation, Höhenlage usw.) und der Bewirtschaftung ergeben
sich für die einzelnen Böden bzw. Standorte spezifische Humusgehalte.
Analog zum pH-Wert kommt dem C
org
-Gehalt hinsichtlich der Bindung bzw. der Freisetzung und Verfügbarkeit von
Schwermetallen eine besondere Bedeutung zu. Vor allem die Löslichkeit von Fe und Al sowie der Schwermetalle Hg,
Cd, Pb, Cu, Zn u. a. kann durch Bildung metallorganischer Komplexe beträchtlich erhöht werden. Damit beeinflussen
die organischen Komplexbildner die Mineralverwitterung, die Verlagerung von Metallen im Boden sowie die Versor-
gung der Pflanzen mit Mikronährstoffen und mit potentiell toxischen Schwermetallen (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL,
1989).
Die C
org
-Gehalte der Oh-Horizonte (
Tab. 4-22
,
Abb. 4.22-1
) schwanken zwischen den einzelnen Probenahmepunkten
erheblich und widerspiegeln den hohen Einfluss der lokalen Standortbedingungen. Die Mächtigkeiten sind z. T. sehr ge-
ring, so dass eine exakte horizontbezogene Beprobung nicht immer möglich war. Daraus resultiert auch, dass teilweise
mineralischer Oberboden mit entnommen wurde, was in niedrigen C
org
-Gehalten (< 15 %) und beispielweise ansteigen-
den Al-, Na- und K-Gehalten zum Ausdruck kommt.
Die große Bedeutung der organischen Substanz für die Schwermetallführung zeigen die Ergebnisse der Faktoranalyse,
die im Faktor Pb-As-Bi-Mo-U-C
org
, mit einem relativ hohen Anteil an der Gesamtvariation, zum Ausdruck kommt (
Tab.
D 12
). Gegenüber den Ergebnissen der Faktoranalyse für mineralische Oberböden/Unterböden dominiert hier eine vor-
wiegend anthropogene Elementassoziation.

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Bei den Oberbodenhorizonten (
Abb. 4.22-2
) sind die C
org
-Gehalte deutlich nach der Nutzungsart differenziert. Die Ge-
halte unter Forst und Grünland sind nahezu doppelt so hoch wie in den Oberböden bei einer Ackernutzung. Davon ab-
weichend besitzen die Forststandorte auf Fluvisand niedrige Gehalte unter 1 %. Die höchsten Gehalte treten im Erzge-
birge/Vogtland auf, wo entsprechend den Standortbedingungen eine stärkere Akkumulation organischer Substanz (und
geringere Umsetzung) gegenüber den nordsächsischen Gebieten erfolgt (vgl.
Abb. 3-4
,
Abb. 3-5
).
Nach den Ergebnissen der Faktoranalyse sind über einigen Substraten Elementassoziationen von Pb, As und Hg mit C
org
feststellbar. Von den mobilen Elementanteilen ist es besonders As, dass mit C
org
assoziiert ist. In den Oberböden aus
Substraten mit überwiegend geogenen As- und Pb-Anreicherungen (vgl.
Tab. D 13
, LBG 2 bis 4) ist die Bindung an die
organische Substanz weniger ausgeprägt, was vermutlich in den unterschiedlichen Bindungsformen gegenüber anthro-
pogen eingetragenem As und Pb begründet ist.
Mit zunehmender Tiefe nehmen die C
org
-Gehalte rasch ab und erreichen in den oberen Teilen der Unterbodenhorizonte
im Mittel ca. 30 % der Gehalte vom mineralischen Oberboden (
Abb. 4.22-3
). Die höchsten Gehalte treten dabei unter
Forst in den oberen Lagen/Kammlagen des Erzgebirges auf.
Nach den Ergebnissen der Faktoranalyse (
Tab. D 14
) nimmt mit den sinkenden Gesamtgehalten der Einfluss von C
org
auf die Bindung von Schwermetallen nicht ab. In fast allen Substraten treten Elementassoziationen mit Pb und Hg (As)
auf.
4.23
Aluminium (Al)
Die Aluminiumgehalte, wie auch die nachfolgend beschriebenen Haupt- bzw. Nährstoffelemente, werden in den mine-
ralischen Oberböden und den Unterbodenhorizonten im wesentlichen durch die chemisch-mineralogische Zusammen-
setzung der Gesteine des geologischen Untergrunds, durch die Pedogenese und die Nutzung bestimmt.
Aufgrund des hohen Anteils organischer Substanz in der organischen Auflage (
Abb. 4.23-1
) sind die Al-Gehalte in den
Oh-Horizonte sehr niedrig. Etwas erhöhte Al-Gehalte treten nur dort auf, wo relativ niedrige C
org
-Gehalte bestimmt
wurden. Hier liegen höchstwahrscheinlich Probenahmefehler vor, indem bei den sehr geringen Mächtigkeiten der Oh-
Horizonte die obersten Bereiche des Ah-Horizontes in die Oh-Probe mit eingingen.
Die mineralischen Oberböden und die Unterböden (
Abb. 4.23-2
,
Abb. 4.23-3
) weisen eine nahezu analoge Al-
Verteilung auf, wobei die etwas höheren Gehalte im Unterboden den verstärkten Einfluss der Substrate widerspiegeln.
Die Verwitterungsböden über Phyllit, Glimmerschiefer und Tonschiefer besitzen dabei (wie die Ausgangsgesteine, vgl.
Tab. 3-2
) die höchsten Al-Gehalte und heben sich von den Verwitterungsböden über Paragneisen und Magmatiten
deutlich ab. Böden über Löss und Sandlöss weisen mittlere Gehalte, Böden aus sandigen Ablagerungen die niedrigsten
Gehalte auf (
Tab. 4-23
).
Während Al für den Wirkungspfad Boden
Mensch (direkter Übergang) keine Rolle spielt, gewinnt es für die Gefähr-
dungspfade Boden
Pflanze zunehmend an Bedeutung. Besonders auf Waldstandorten werden infolge der extrem
niedrigen pH-Werte Alumosilikate (u. a. Feldspäte, Glimmer), sekundäre Tonminerale und Al-Hydroxo-Komplexe
durch die Säurepufferung aufgelöst und Al
3+
-Ionen in die Bodenlösung abgegeben (vgl. Kap. 4.1). Dies kann zu Al
3+
-
Konzentrationen führen, die auch für säuretolorante Vegetationsformen (z. B. Nadelholzbestockungen) ökophysiolo-
gisch wirksam bis toxisch sind. Die damit einhergehende Abnahme der effektiven Kationenaustauschkapazität führt in
der Regel zu einer weiteren Verminderung der Pufferkapazität der Böden unter Forst (SML, 1995).
Für den Wirkungspfad Boden
Sickerwasser
Grundwasser führt die erhöhte Freisetzung der Al
3+
-Ionen zu einer
zunehmenden Gefährdung unserer Trinkwässer. Während in den vergangenen Jahren der Wald, aufgrund seiner enor-
men Interzeptionsdeposition, stets als „Senke“ für luftgetragene Schadstoffe galt, gewinnt er in letzter Zeit immer mehr
als „Quelle“ von Schadstoffen an Bedeutung, die im wesentlichen durch die ständig fortschreitende Versauerung der
Böden hervorgerufen wird.

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4.24
Calcium (Ca)
Calcium ist ein für Pflanze, Tier und Mensch essentielles Element. In der Land- und Forstwirtschaft wird es seit langem
als Kalk zur Steuerung der Bodenreaktion eingesetzt, so dass die Ca-Verteilung in den organischen Auflagen und in den
mineralischen Oberböden der landwirtschaftlichen Nutzflächen im wesentlichen durch die Düngung geprägt ist. Neben
der Erhaltung eines optimalen pH-Wertes für das Pflanzenwachstum können durch unsachgemäße Kalkung einige Spu-
renelemente so stark festgelegt werden, dass es zu Mangelsituationen z. B. von Mn, Fe, Zn und B kommen kann. An-
dererseits kann ein Absinken des pH-Wertes im Boden zur verstärkten Freisetzung (Mobilisierung) von Schwermetallen
führen, die sich unter Umständen negativ auf die Wirkungspfade Boden
Pflanze und Boden
Sickerwasser
(Grundwasser) im Sinne einer schädlichen Bodenbelastung auswirken können.
Bei den untersuchten Bodenhorizonten unter Forst besitzen die Oh-Horizonte (
Abb. 4.24-1
) gegenüber den minerali-
schen Oberbodenhorizonten basenarmer Substrate die höheren Ca-Gehalte (
Tab. 4-24
). Sie sind das Ergebnis von Bo-
denschutzkalkungen, welche der zunehmenden Bodenversauerung entgegenwirken und die Nährstoffelementversorgung
sowie das Puffervermögen erhalten soll. Die Aufwandmengen betragen 3,3 bis 4,4 t/ha und sind an der Höhenstufen-
gliederung der forstwirtschaftlichen Standortserkundung ausgerichtet. Die Kalkungen werden aller 6 bis 10 Jahre
durchgeführt (SML, 1995).
Die höchsten Gehalte treten in den Oh-Horizonten der aufgeforsteten Kippböden der Folgelandschaften des Braunkoh-
lenbergbaus auf, die zum einen durch eine verstärkte Düngung, zum anderen vermutlich durch die Emissionen bei der
Braunkohlenverbrennung verursacht werden. In den Oh-Horizonten natürlicher Böden treten die mit Abstand höchsten
Ca-Gehalte über basenreichen Substraten (Diabase, Metabasite) auf.
Die Ca-Verteilung in den mineralischen Oberböden (
Abb. 4.24-2
) wird im wesentlichen durch die Nutzung und die Ca-
Gehalte der Substrate bestimmt (vgl.
Tab. 3-2
). Generell besitzen die landwirtschaftlich genutzten Böden die höchsten
Ca-Gehalte, wobei sich aber trotz der Kalkung die chemischen Verhältnisse der Substrate immer wieder durchpausen
(vgl.
Tab. 4-24
). Bei mineralischen Oberböden unter Forst führt die Zufuhr von Säuren über die Atmosphäre zur Aus-
waschung von Ca-Ionen.
In der Ca-Verteilung der Unterbodenhorizonte (
Abb. 4.24-3
) kommt in verstärktem Maße der Einfluss der Substrate
zum Ausdruck. Den Höchstgehalten der Verwitterungsböden über basischen Magmatiten (Diabas, Amphibolit) stehen
extrem niedrige Gehalte über Sanden, Sandsteinen, sauren Vulkaniten und Phylliten gegenüber.
Bemerkenswert hoch sind die Ca-Gehalte der Unterbodenhorizonte der Schwarzerden, deren mittlerer Gehalt über den
Ca-Gehalt der Oberböden liegt, was auf eine Entkalkung des Lösses zurückzuführen ist.
4.25
Eisen (Fe)
Eisen ist ein für Pflanze, Tier und Mensch essentielles Element, welches in Spuren von allen Lebewesen benötigt wird.
Unter aeroben Bedingungen sind Fe(III)-Oxide kaum pflanzenverfügbar. Bei der Verwitterung können die frei werden-
den Fe-Verbindungen in Form von sekundären Fe-Mineralen ausgefällt werden. Infolge der geringen Löslichkeit aller
Fe(III)-Oxide ist die Fe-Konzentration der Bodenlösung äußerst gering. Bei pH-Werten >3,5 liegen in der Lösung fast
ausschließlich organische Fe-Komplexe vor, bei pH-Werten <3,5 treten neben Fe(II)-Komplexen auch anorganische
Fe(III)-Verbindungen in der Bodenlösung auf (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
In den Oh-Horizonten treten mit 1,5 % (
Abb. 4.25-1
) die niedrigsten Fe-Gehalte auf. Wie z. T. bei den anderen Haup-
telementen beschrieben, sind auch hier durch Beimengungen von Oberbodenmaterial lokal erhöhte Gehalte feststellbar
(z. B. westlich Altenberg). Für die erhöhten Gehalte in Nordostsachsen (Hoyerswerda) muss dagegen ein relativ hoher
Eintrag durch die Kohlenverbrennungsanlagen angenommen werden, da die Fe-Gehalte im Ober- und Unterboden sehr
viel niedriger sind (
Abb. 4.25-2
).
Im mineralischen Oberboden, und noch deutlicher im Unterboden (
Abb. 4.25-3
), werden die Fe-Gehalte von den Sub-
straten der Bodenbildung geprägt (vgl.
Tab. 3-2
), was in den etwas höheren Gehalten der Unterbodenhorizonte über Fe-
reichen Substraten zum Ausdruck kommt. In den Verwitterungsböden über Festgesteinen treten flächenhaft hohe Fe-

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Gehalte vor allem über den Diabasen, Tonschiefern, Phylliten und Glimmerschiefern sowie punktförmig über den klein-
flächigen Basaltoiden und den Amphiboliten auf. Niedrige Gehalte sind für die Böden über Sandstein, Rhyolith, Granit
und den Metagranitoiden/Metarhyolithoiden charakteristisch. Böden aus Löss und Sandlöss besitzen mittlere Fe-
Gehalte, Böden aus periglaziären sandigen Decksedimenten weisen die niedrigsten Fe-Gehalte auf (
Tab. 4-25
).
Gegenüber den mineralischen Oberböden von Acker- und Grünlandstandorten zeigen die Oberböden unter Forst eine
auffällige Fe-Abreicherung. Im Al-Fe-Pufferbereich (pH 3,8 bis 3,2) und im Fe-Pufferbereich (pH <3,2) erfolgt die Säu-
repufferung durch Auflösung von Fe-Hydroxiden bzw. Fe-Oxiden, wobei es zu Verlagerung von Fe mit den markanten
Farbänderungen im Oberboden kommt, die als Podsolierung bekannt ist. In jüngster Zeit wird auch von einer anthropo-
genen Podsolierung gesprochen, die durch die zunehmende Versauerung der Niederschläge hervorgerufen wird.
In Abhängigkeit vom Einzugsgebiet der Vorfluter weisen die Auenböden der Elbe und Mulde, gegenüber den Auenbö-
den der Lausitz, wesentlich höhere Fe-Gehalte auf.
4.26
Kalium (K)
Für die Bewertung der Nährstoffausstattung der Böden in der Land- und Forstwirtschaft nimmt das Kalium eine zen-
trale Position ein. Für die K-Aufnahme durch die Pflanze ist der verfügbare K-Anteil von entscheidender Bedeutung,
der u. a. mittels Calcium- und Doppellactatextraktionen bestimmt wird. Über die Darstellung der K-Totalgehalte soll
ein genereller Überblick über die K-Ausstattung der einzelnen Böden gegeben werden. Auch wenn sich ein Gleichge-
wicht zwischen dem im Gitter von Silikaten gebundenen K (Kalifeldspat, Glimmer u. a.) und dem austauschbaren Kali-
um nur sehr träge einstellt, erfolgt bei der siallitischen Verwitterung eine Freisetzung und Verfügbarmachung dieses
Pflanzennährstoffs.
Gegenüber den mineralischen Böden ist K in der organischen Auflage (
Abb. 4.26-1
) in sehr viel niedrigeren Gehalten
vertreten. Erhöhte Einzelwerte, bei gleichzeitig deutlich niedrigen C
org
-Gehalten, deuten auf Beimengungen von mine-
ralischen Anteilen hin. Bei den Verwitterungsböden besitzen vor allem die Oh-Horizonte über Sandstein extrem niedri-
ge (Median-) Gehalte.
Die K-Verteilung in den mineralischen Oberböden und Unterböden ist nahezu identisch (
Abb. 4.26-2
,
Abb. 4.26-3
). Die
Unterböden weisen dabei, aufgrund des engeren Substratbezugs, etwas höhere K-Gehalte auf (vgl.
Tab. 4-26
). Entspre-
chend den K-Gehalten der Ausgangsgesteine der Bodenbildung besitzen die Braunerde-Podsole und Gleye über Fluvi-
sand sowie die Podsole und Braunerde-Podsole über Sandstein über alle Nutzungsarten die niedrigsten Gehalte. Beson-
ders hohe K-Gehalte sind in den Braunerde-Podsolen über Granit/Metagranit, Braunerden/Podsol-Braunerden über mä-
ßig basenreichen Festgesteinen (z. B. Paragneis) bzw. basenarmen Festgesteinen (z. B. Phyllit) festzustellen. Ranker
und Braunerden über basenreichen Festgesteinen (z. B. Diabas) weisen dagegen deutlich niedrigere Gehalte auf.
Die landwirtschaftlich genutzten Böden besitzen im Ober- und Unterboden ähnliche K-Gehalte. Die mineralischen
Oberböden unter Forst zeichnen sich gegenüber den Oberböden unter Acker und Grünland z. T. durch deutlich niedri-
gere K-Gehalte aus (
Tab. 4-26
). Dies beruht auf der verstärkten Auswaschung von K auf den Forststandorten. Selbst im
Unterboden (wo die Beprobungstiefe etwa 40 bis 60 cm betrug), liegen die K-Gehalte noch unter den Gehalten der Ak-
ker- und Grünlandstandorte. Dies ist ein deutlicher Hinweis dafür, dass der Verlagerungsprozess von Nährstoffen nicht
nur auf die oberflächennahen Bereiche beschränkt, sondern bereits in größere Tiefen fortgeschritten ist.
Die Auenböden werden in ihren K-Gehalten deutlich von petrogeochemischen Verhältnissen der Einzugsgebiete ihrer
Vorfluter geprägt - niedrige Gehalte in den Auenböden der Lausitz, höhere Gehalte in der Elbaue und den Muldenauen.
Neben Uran und Thorium spielt bei der terrestrischen Strahlung der K-Gehalt eine wesentliche Rolle. 1 % natürliches
Kalium besitzt eine spezifische Aktivität von 311,7 Bq/kg ohne Berücksichtigung der Folgeprodukte (vgl. auch Kap.
4.15 Th, 4.17 U).

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4.27
Magnesium (Mg)
Magnesium stellt sowohl in der Landwirtschaft für den Nahrungs- und Futtermittelanbau, als auch in der Forstwirt-
schaft für eine optimale Entwicklung der Baumbestände, ein wichtiges Nährstoffelement dar. Obwohl die Einschätzung
der Mg-Versorgung der mineralischen Bodenhorizonte auf der Ermittlung des austauschbaren bzw. pflanzenverfügba-
ren Elementanteils basiert (in der Humusauflage über den Gesamtgehalt), können anhand der vorliegenden Totalgehalte
einige generelle Aussagen dazu getroffen werden. In der Regel steigt der Gehalt an austauschbarem Mg mit zunehmen-
den Ton- und Schluffgehalt an.
Die Mg-Gehalte in den Oh-Horizonten bewegen sich allgemein auf einem relativ niedrigen Niveau von 0,10 bis 0,20
Masse-% (
Abb. 4.27-1
). Erhöhte Gehalte werden auch hier vermutlich durch Beimengungen von Anteilen des minerali-
schen Oberbodens verursacht. Bemerkenswert ist die Tatsache, dass die Mg-Gehalte der Oh-Horizonte der Böden über
periglaziären sandigen Decksedimenten (Tab. 4-27, LBG 14 bis 17) höhere Mg-Gehalte als die mineralischen Oberbö-
den besitzen. Sie werden wahrscheinlich durch die Düngung mit magnesiumreichen Kalken verursacht. Die sandigen
Substrate und Sandsteine besitzen die mit Abstand niedrigsten Mg-Gehalte (0,04 %, vgl.
Tab. 3-2
).
Flächenhaft erhöhte Mg-Gehalte treten im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.27-2
) ausschließlich in Verwitterungsbö-
den über basenreichem Festgestein auf. Besonders deutlich wird dies vor allem bei den Diabasen des Vogtlandes und
den Metabasiteinschaltungen in den Phylliten von Hermsdorf - Rehefeld (westlich Altenberg). Die Serpentinite, die die
höchsten Mg-Gehalte besitzen, die Gabbros und die tertiären Basalte kommen auf Grund ihres kleinflächigen Auftre-
tens im Kartenbild weniger zum Ausdruck. Die mineralischen Oberböden über Glimmerschiefer, Phyllit, Tonschiefer,
Paragneis und Granodiorit sind durch die schwach erhöhten Gehalte ihrer Substrate geprägt und liegen noch über dem
Mediangehalt aller untersuchten Proben. Über basenarmen Festgesteinen (Granit, Rhyolith), Sandstein und den Böden
aus periglaziären sandigen Decksedimenten sind die Mg-Gehalte am niedrigsten. Die Mg-Gehalte der Auensedimente
widerspiegeln die petrochemischen Verhältnisse der Gesteine ihrer Einzugsgebiete.
Die Berechnungen der substrat- und nutzungsbezogenen Hintergrundwerte zeigen, dass die mineralischen Oberböden
unter Forst gegenüber den Oberböden mit landwirtschaftlicher Nutzung an Mg verarmt sind (
Tab. 4-27
). Durch die sehr
niedrigen pH-Werte findet ein erheblicher Verlust an Mg (total) statt. Die extrem niedrigen Mg-Gehalte der Böden über
sandigen Substraten (einschließlich Sandsteinverwitterungsböden) korrespondieren mit den Ergebnissen der bundes-
weiten Bodenzustandserhebungen im Wald, die über den genannten Substraten die niedrigsten verfügbaren Mg-Gehalte
feststellen (B
MELF, 1997).
Die Unterbodenhorizonte (
Abb. 4.27-3
) zeigen im Prinzip das gleiche Mg-Verteilungsmuster wie die mineralischen
Oberböden, jedoch mit der Tendenz leicht höherer Mg-Gehalte. Bei Böden über sandigen Substraten (
Tab. 4-27
, LBG
14 bis 17) ist dagegen teilweise ein Abfall der Mg-Gehalte im Unterboden festzustellen.
4.28
Natrium (Na)
Für Tier und Mensch ist Natrium ein essentielles Element, nicht aber für Pflanzen. Für manche Pflanzenarten ist es je-
doch ein nützliches Element, weil es das Wachstum fördert. Weidegräser sollten im Sinne einer optimalen Tierernäh-
rung einen Na-Gehalt von 0,2 % aufweisen. Eine Na-Zufuhr erfolgt im wesentlichen über die Düngung der Böden mit
Kalisalzen. In Böden humider Gebiete liegt Na überwiegend als Silkat vor (S
CHEFFER & SCHACHTSCHABEL, 1989).
In den Oh-Horizonten treten aufgrund des hohen Anteils von organischem Material sehr niedrige Na-Gehalte auf (
Abb.
4.28-1
). Bei Gehalten >0,5 % ist mit Beimengungen von Oberbodenmaterial bei der Beprobung der Oh-Horizonte zu
rechnen. In den Böden aus periglaziären sandigen Sedimenten sind die Na-Gehalte nahezu in allen beprobten Bodenho-
rizonten konstant und auf sehr niedrigem Niveau. Die relativ hohen Gehalte westlich von Görlitz sind vermutlich das
Ergebnis erhöhter Einträge über den Luftpfad. Nach dem Immissionsbericht des LfUG (1997), wurde an der Station
Görlitz die höchste Na
+-
Deposition im Freistaat Sachsen gemessen (
Tab. D 11
).
Im mineralischen Oberboden und in den Unterbodenhorizonten werden die Na-Gehalte im wesentlichen durch die mi-
neralogische Zusammensetzung der Substrate der Bodenbildung geprägt (
Abb. 4.28-2
,
Abb. 4.28-3
). Hohe Gehalte sind
vor allem für Verwitterungsböden über sauren magmatischen Gesteinen und den Paragneisen anzutreffen (
Tab. 3-2
).

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Na-reiche Substrate, wie z. B. die Phonolithe der Lausitz und des Erzgebirges, treten im Kartenbild nur vereinzelt in Er-
scheinung, da diese aufgrund der kleinflächigen Verbreitung und des 4 km x 4 km Rasters nur selten beprobt wurden.
Na-Gehalte mittlerer Konzentration treten in Böden über den Substraten Löss und Sandlöss auf, während über Ton-
schiefer, Phyllit, Rotliegendsedimenten und vor allem über sandigen Substraten (und Sandstein) niedrige Gehalte cha-
rakteristisch sind.
Bei Betrachtung der substrat- und nutzungsspezifischen Hintergrundwerte wird deutlich, dass mineralische Oberböden
unter Forst, gegenüber Oberböden unter Acker- und Grünlandnutzung, häufig geringere Na-Gehalte aufweisen. Aus-
nahmen bilden Verwitterungsböden über basenreichem Festgestein (Diabase u. a.), wo vermutlich infolge der geringfü-
gig höheren pH-Werte ausgewaschenes Na aus der organischen Auflage im Oberboden fixiert wird (
Tab. 4-28
).
4.29
Phosphor (P)
Phosphor ist ein für Pflanzen, Tiere und Menschen essentielles Element. In der Landwirtschaft wird Phosphor seit lan-
gem zur Erhöhung der Erträge eingesetzt, so dass die P-Verteilung in den mineralischen Oberböden der landwirtschaft-
lichen Nutzflächen im wesentlichen durch die Düngung geprägt ist. Obwohl die P-Bodenuntersuchungen auf verschie-
dene Extraktionsverfahren ausgerichtet ist (Laktatauszug, wasserlösliche Anteile u. a.), soll mit den hier angeführten P-
Gesamtgehalten ein Überblick zur P-Verteilung in den Bodenhorizonten gegeben werden. Aus umweltgeochemischer
Sicht ist hervorzuheben, dass eine erhöhte P-Versorgung der Böden zu einer Festlegung von Spurenelementen führen
kann (indizierte Mangelsituationen von z. B. Fe, Zn, Mn; E
IKMANN et al., 1991).
Der P-Clarke der Gesteine der oberen kontinentalen Kruste beträgt nach W
EDEPOHL (1995) 0,06 % (= 600 mg/kg). Die
Gehalte der Hauptgesteinstypen in Sachsen schwanken zwischen zwischen 0,004 % (Sandsteine) und 0,27 % (tertiäre
Basaltoide, vgl.
Tab. 3-2
). In F- und P-reichen Gliedern der Granite des Jüngeren Intrusivkomplexes werden P-Gehalte
bis 0,35 % erreicht. Anorganischer Phosphor liegt überwiegend als Calcium-, Eisen- und Aluminiumphosphat vor, wel-
che schwer löslich sind. Organischer Phosphor wird durch die Mineralisierung der organischen Substanz dem Boden
zugefügt. Der Abbau größerer Mengen organischer Substanz stellt eine ergiebige P-Quelle dar.
Die Oh-Horizonte der organischen Auflagen
(Abb. 4.29-1
) enthalten durchschnittlich 0,09 % P, wobei die höchsten Ge-
halte (0,17 %) über den P-reichen Substraten der basischen Magmatite und Metamorphite erreicht werden (vogtländi-
sche Diabase, osterzgebirgische Amphibolite). Die niedrigsten P-Gehalte treten in den Oh-Horizonten über periglaziä-
ren Sanden auf.
Die P-Verteilung im mineralischen Oberboden (
Abb. 4.29-2
) wird durch die Nutzung bestimmt, insbesondere durch die
P-Düngung der landwirtschaftlichen Nutzflächen. Vor allem auf Ackerstandorten der Verwitterungsböden über Festge-
steinen und im Übergangsbereich zu Böden über Löss/Sandlöss, kommt es dabei zu relativ hohen P-Anreicherungen (z.
B. nördlich Freiberg, Erzgebirgsnordrand, Vogtland), die vermutlich durch verstärkte Düngergaben hervorgerufen wer-
den. Geogen verursachte hohe P-Gehalte sind nur schwer zu identifizieren, liegen aber wahrscheinlich u. a. über den
Diabasen des Vogtlandes und südlich Zwickau vor (bei Ackernutzung anthropogene/geogene Mischformen). Die hohen
P-Gehalte der Auenböden von Mulde, Elbe und anderer Vorfluter werden sowohl durch P-Auswaschungen der Böden
als auch durch kommunale Abwässer verursacht.
Die P-Gehalte gehen im Unterboden deutlich zurück, so dass die geogene Komponente der Substrate mehr zum tragen
kommt (erhöhte Gehalte über Diabasen, Basalten, Monzonitoiden,
Abb. 4.29-3
). Es ist jedoch nicht auszuschließen,
dass P in Gebieten mit hohen P-Düngergaben, trotz der geringen Phosphatverlagerung im Boden, bis in den Unterbo-
denbereich gelangen kann.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
5
Zusammenfassende Bewertung der Untersuchungsergebnisse
5.1
Verbreitung und Ursachen großflächiger Bodenbelastungen
Die Ergebnisse der Rasteraufnahmen gestatten erstmals einen landesweiten Überblick über die Gehalte an anorgani-
schen Stoffen und von PAK in sächsischen Böden unabhängig von ihrer Nutzung, auf einer nach Probenahme und
Analytik einheitlichen methodischen Grundlage. Mit der flächendeckenden stofflichen Aufnahme im Raster 4 km x 4
km ist es gelungen, Gebiete mit stofflichen Bodenbelastungen nachzuweisen, und entsprechend dem Aufnahmemaßstab
(1 : 400 000) abzugrenzen. Die Untersuchungsergebnisse zu den mobilen Elementanteilen von Cd, Pb und Tl im mine-
ralischen Oberboden ermöglichen eine erste landesweite Bewertung des Gefährdungspfades Boden
(Nutz-) Pflanze
nach BBodSchV.
Für fast alle Gebiete mit anomal hohen Schwermetallgehalten konnten die geogenen und anthropogene Quellen ermit-
telt werden, soweit der Aufnahmemaßstab dies gestattet.
Für die Beurteilung möglicher Gefährdungspfade kommt den Elementen
As, Cd, Pb
besondere Bedeutung zu. Vor al-
lem in Böden über Festgestein verursachen die polymetallischen und die Zinn-Wolfram-Mineralisationen des Erzgebir-
ges beachtliche geogene Elementanreicherungen. Insbesondere beim Element Arsen, ist gegenüber den Untersuchungs-
ergebnissen der anderen Länder der Bundesrepublik Deutschland, ein relativ hohes Gehaltsniveau festzustellen. Zusätz-
liche Stoffeinträge durch Blei-, Arsen- und Zinnhütten führen in den Bergbau- und Metallurgiezentren (Freiberg,
Schneeberg - Schwarzenberg, Ehrenfriedersdorf u. a.), zu Bodenkontaminationen. As und Pb werden im besonderen
Maße in der organischen Auflage unter Forst (Oh-Horizont) angereichert. Im Verbreitungsgebiet der Rotliegendsedi-
mente der Vorerzgebirgssenke sind in den untersuchten Bodenhorizonten häufig erhöhte As-Gehalte zu beobachten, die
mit der Abtragung und Sedimentation der erzgebirgischen Mineralisationen in ursächlichem Zusammenhang stehen und
lithologisch kontrolliert sind.
Infolge von Verwitterung und Transport der Böden und Gesteine des Erzgebirges kommt es zu hohen Elementanreiche-
rungen in den Auenböden der Elbe und des Muldesystems.
Ni, Cr und V
sind Schwermetalle, deren Verteilung in den Böden im wesentlichen durch den lithogenen Elementgehalt
der Gesteine bestimmt wird. Großflächig erhöhte Gehalte treten deshalb nur im Verbreitungsgebiet der basischen Mag-
matite auf (Diabase, Basalte, Serpentinite). Schwach erhöhte Gehalte in Böden über Tonschiefern und Phylliten wider-
spiegeln die geochemische Charakteristik dieser Substrate. Da die Ober- und Unterbodengehalte nur im geringen Maße
voneinander abweichen, ist mit einer deutlich geringeren anthropogenen Beeinflussung zu rechnen. Im Einflussbereich
der ehemalige Ni-Hütte St. Egidien (nordöstlich Zwickau) konnten lokal erhöhten Ni-Immissionen festgestellt werden.
Die Elemente
Cu
und
Zn
nehmen gegenüber den oben beschriebenen Elementen eine Zwischenposition ein, das heißt
die Verbreitung erhöhter Gehalte wird sowohl durch die geogenen Grundgehalte der Substrate (lithogener und chalko-
gener Anteil) als auch von erhöhten anthropogenen Anteilen geprägt.
Im besonderen Maße ist der Kenntniszuwachs für
Tl
hervorzuheben, indem nachgewiesen werden konnte, dass die
Verbreitung erhöhter Gehalte vor allem an die Verbreitung der Granite des Jüngeren Intrusivkomplexes gebunden ist.
Die
Hg-
Verteilung in den Böden wird im wesentlichen durch ubiquitäre atmosphärische Einträge und durch Einzele-
mittenten bestimmt. Die Ursache der auffallend erhöhten Gehalte im Unterboden nordöstlich Zwickau über Rotliegend-
sedimenten ist noch nicht geklärt.
Bezüglich der organischen Stoffe
PAK und B(a)P
sind nur kleinflächige Bodenbelastungen in mineralischen Oberbö-
den und organischen Auflagen (Oh-Horizonte) erkennbar, die sich im wesentlichen auf die Umgebung der Großstädte
Chemnitz, Dresden und Leipzig konzentrieren. Diese Böden zeigen häufig deutlich anthropogene Beeinflussung (Stadt-
böden). Mineralische Oberböden im ländlichen Raum besitzen gegenüber den Oberbodenhorizonten in Verdichtungs-
gebieten (Ballungsräumen) deutlich niedrigere PAK-Gehalte.
Die Untersuchung der
pH-Werte
und der
mobilen Elementanteile
ergab, dass bei geringer Bodenazidität die Mobilität
von Cd, Cr, Ni, Pb und Zn z. T. extrem stark ansteigen kann. Die Untersuchungsergebnisse auf den Forststandorten be-
stätigen die Ergebnisse der „Bodenzustandserhebung im Wald“ (BZE) durch die Sächsische Landesanstalt für Forsten,
dass durch die zunehmende Versauerung der Waldböden die Gefahr einer Mobilisierung von Schwermetallen zunimmt.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Insbesondere besteht durch die Tiefenverlagerung von Aluminium, Cadmium und Blei eine Gefährdung der Grundwäs-
ser und Oberflächenwässer.
Die hier skizzierten
Grundzüge ausgewählter Elementverteilungen
lassen zusammenfassend folgende Ursachen-
Wirkungs-Beziehungen erkennen:
As, Pb, Cd (Cu, Zn, Be, W)
→Vererzung,
Bergbau, Verhüttung, Buntmetallurgie (chalkogen, anthropogen)
Cr, Ni, V (Cu, Zn)
→basische
Substrate (lithogen)
Be, Bi, Tl, U, W
saure Substrate (lithogen)
Hg
ubiquitäre Einträge (anthropogen)
PAK, B(a)P
Ballungsräume (anthropogen)
pH
nutzungsabhängig (mittelbar substratabhängig), entscheidender Einfluss auf Mobilität der Schwermetalle.
5.2
Substrat- und nutzungsbezogene Hintergrundwerte der Böden
Um bei der Ausgestaltung des stofflichen Bodenschutzes Bewertungskriterien und Maßnahmekonzepte zu entwickeln,
ist die Kenntnis des allgemeinen Ist-Zustandes der Böden eine wesentliche Voraussetzung. Seine Darstellung erfordert
die Berücksichtigung der differenzierten geogenen Einflüsse, der lokalen Variabilität der Böden und einer Vielzahl von
Belastungsursachen und Eintragspfaden, die als allgemein vorhandene anthropogene Zusatzbelastung beschrieben wird.
Nach der Bund-Länder-Arbeitsgemeinschaft Boden (L
ABO, 1995) setzt sich der
Hintergrundwert
eines Bodens zu-
sammen aus dem geogenen Grundgehalt und der ubiquitären Stoffverteilung als Folge diffuser Einträge in den Boden.
Der geogene Grundgehalt umfasst dabei den Stoffbestand des Bodens, der sich aus dem Ausgangsgestein/Substrat (li-
thogener Anteil), ggf. Vererzungen (chalkogener Anteil) und der durch pedogenetische Prozesse beeinflussten Umver-
teilung (Anreicherung oder Verarmung) von Stoffen im Boden ergibt.
Für die meisten organischen Schadstoffe können lithogene und chalkogene Anteile ausgeschlossen werden. Auch na-
türliche Ursachen, wie z. B. der PAK-Entstehung bei Waldbränden, sind in der Regel vernachlässigbar. Der Hinter-
grundwert organischer Schadstoffe entspricht deshalb dem ubiquitären Eintrag, der durch pedogenetische Prozesse und
durch Nutzungseinflüsse im Boden umverteilt wird.
Hintergrundwerte können für organische Auflagehorizonte von Waldböden („O-Horizonte“), mineralische Oberboden-
horizonte („A-Horizonte“) und Unterbodenhorizonte („B-, S-, G-Horizonte“) angegeben werden.
Die Rasteruntersuchungen des Bodenmessnetzes 4 km x 4 km waren so angelegt, dass die erhobenen Daten den Anfor-
derungen für eine Ableitung von Hintergrundwerten im wesentlichen genügen. Dies betrifft vor allem die Ermittlung
des bodenbildenden Substrats, der Bodenart, des Nutzungsbezugs und der Repräsentativität hinsichtlich der Anwendung
einheitlicher Methoden. Für Leitbodengesellschaften geringflächiger Verbreitung sind aufgrund zu geringer Proben-
zahlen einige Hintergrundwerte nicht genügend statistisch abgesichert. Bei den anorganischen Stoffen wurde bewusst
auf eine Differenzierung nach der Abhängigkeit von der Immissionssituation (z. B. ländliche Region
Ballungsgebiet)
verzichtet.
Die berechneten Hintergrundwerte der anorganischen Stoffe zeigen eine deutliche Abhängigkeit von der petrogeoche-
mischen (mineralogischen) Zusammensetzung der Substrate:
Bodengesellschaften im Verbreitungsgebiet von grobbodenhaltigen Umlagerungsdecken über Festgestein (Verwitte-
rungsdecken auf Festgestein) - hohe und sehr hohe Schwermetallgehalte
Bodengesellschaften im Verbreitungsgebiet von Löss, Lössderivaten und Sandlöss (äolische Lockergesteine) - mitt-
lere bis geringe Schwermetallgehalte
Bodengesellschaften im Verbreitungsgebiet von vorherrschend sandigen Lockersedimenten (periglaziäre Lockerge-
steine) - sehr geringe Schwermetallgehalte
Bodengesellschaften der Auenböden - mittlere bis extrem hohe Schwermetallgehalte in Abhängigkeit vom Einzugs-
gebiet (vgl.
Tab. D 15
bis D 19; weitere Substratdifferenzierung vgl.
Tab. 4-2
bis 4-29).
Da die organischen Schadstoffe im wesentlichen anthropogenen Ursprungs sind, erfolgte eine Berechnung der Hinter-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
grundwerte auf der Basis der Siedlungsstruktur und der Nutzung. Dabei sind die Mediangehalte der PAK und von B(a)P
in mineralischen Oberböden bei allen Nutzungsarten in den Verdichtungsgebieten am höchsten und im ländlichen
Raum am niedrigsten. Die Unterschiede zwischen den Randzonen der Verdichtungsräume und den Gebieten mit Ver-
dichtungsansätzen im ländlichen Raum sind nur gering. Unter den Nutzungsarten sind die höheren Gehalte meist unter
Grünland, die niedrigsten unter Forst anzutreffen (vgl.
Tab. 4-21
).
Mit Hilfe der
Faktoranalyse
(
Tab. D 13
,
D 14
) wurden für die mineralischen Bodenhorizonte (Oberboden, Unterbo-
den) Elementassoziationen ermittelt, welche die große Bedeutung des Substrats hinsichtlich der Verteilung der anorga-
nischen Stoffe im Boden unterstreicht. Die Assoziation Mg-Fe-Ca±Ni±Cr±Cu±V dominiert in fast allen Substraten mit
hohen Varianzanteilen und widerspiegelt die basische lithogene Komponente. Das Pendant für die saure lithogene
Komponenente bildet die Elementassoziation Tl-W-Be±Bi±U±F±Mo, zur Überraschung auch teilweise in Böden über
äolischen und periglaziären Substraten.
In allen Leitbodengesellschaften ist die Mobilität der Schwermetalle an die Bodenreaktion geknüpft (außer As
mob
). Die
bekannte starke Sorption von As, Hg und Pb an die organische Substanz wird durch die Bildung eigener Faktoren unter-
strichen. Der relativ hohe Einfluss der Vererzungen im Bereich der Verwitterunsdecken über Festgestein (chalkogener
Anteil) wird durch die Assoziation As-Pb belegt (Varianzanteil um 6 %).
Die Ergebnisse der Faktoranalyse für die organische Auflage (Oh-Horizont,
Tab. D 12
) zeigt gegenüber den Faktoren
der Ober- und Unterböden keine so deutlichen Interpretationsansätze. Elementassoziationen basischer und saurer Sub-
strate sowie Schwermetalle anthropogener Herkunft treten gehäuft gemeinsam in einem Faktor auf. Sie bestätigen damit
die in der Literatur häufig vertretene Meinung, dass die Schwermetallgehalte der Auflagehorizonte praktisch unabhän-
gig von der Elementausstattung der Ausgangsgesteine ist (u. a. BMELF, 1997). Bemerkenswert ist, dass der Faktor 1
von Böden über Granitoiden (LBG 4) im Unterboden, Oberboden und im Oh-Horizont dieselbe Elementassoziation
aufweist (vgl.
Tab. D 12
bis D 14).
Die Ergebnisse der
Clusteranalyse
bestätigten, dass der anorganische Stoffbestand der mineralischen Böden im Frei-
staat Sachsen im Wesentlichen durch die chemische Zusammensetzung der Substrate geprägt wird (
Abb. 5-1
bis Abb.
5-3).
Flächen gleicher Farbe charakterisieren einen überwiegend analogen Stoffbestand der Böden bzw. Tendenzen analoger
Stoffan- oder -abreicherungen. Die Cluster der Haupt- und Spurenelemente der Böden widerspiegeln in sehr hohem
Maße die Verbreitung der Leitbodengesellschaften (vgl.
Abb. 3-2
):
Cluster mineralischer Oberboden (
Abb. 5-2
)
:
1 Sandige Substrate der Altmoränenlandschaften (Bodenregion 1) und Böden über Sandstein (Sächsische Schweiz,
Zittauer Gebirge) der Bodenregion 3.
2 Substrate Löss/Sandlöss der Bodenregion 2 und z. T. mächtigere Lössablagerungen über Magmati-
ten/Metamorphiten der Bodenregion 4 (Lausitz).
3 Übergangsbereich der Böden der Lösslandschaften und der Berg- und Hügelländer. Die Oberböden der Lössregio-
nen zeigen im Südteil z. T. Tendenzen der Verwitterungsböden über Festgestein (Chemnitz, Zwickau, über Rotlie-
gendsedimenten und Granulit). Dieser Übergangsbereich verdeutlicht aus stofflicher Sicht, dass trotz einer mehr
oder weniger mächtigen Lössbedeckung der Einfluss des präquartären geologischen Untergrundes noch wirksam ist.
4 Umlagerungsdecken über Festgestein (Metamorphite, Diabase) der Bodenregionen 4 und 5 (Berg- und Hügellän-
der). Auenböden (Riesa – Torgau, Eilenburg, Leipzig), deren Sedimentliefergebiete im Erzgebirge/Vogtland liegen,
zeigen in hohem Maße Stoffeigenschaften der Verwitterungsdecken über Festgestein.
5 Übergangsbereich der Bodenregionen der Löss-/Sandlösslandschaften und Altmoränenlandschaften (Bodenregio-
nen 2 und 1).
6
Umlagerungsdecken über sauren Magmatiten (z. B. Granite von Eibenstock, Schellerhau; Orthogneise).
Cluster Unterboden (
Abb. 5-3
)
:
Die Ergebnisse ähneln sehr stark den Clustern im mineralischen Oberboden. Bestehende Unterschiede entstehen durch
eine Abnahme des Einflusses ubiquitärer Elementeinträge (vermutlich mit regional nivellierender Wirkung) und des zu-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
nehmenden Einflusses des geologischen Untergrundes.
1 Sandige Substrate der Altmoränenlandschaften (Bodenregion 1) und Böden über Sandsteinen der Bodenregion 3
2 Substrat Löss der Bodenregion 2 und verstärkter Lösseinfluss auf Umlagerungsdecken über Festgestein
4 Umlagerungsdecken über Festgestein der Berg- und Hügelländer (Metamorphite, Magmatite)
6 Umlagerungsdecken über Granit (Eibenstock, Fichtelgebirge, Schellerhau).
Nach den Ergebnisse der Clusteranalyse ähneln die Böden des „Großenhainer Lösshügellandes“ (vgl.
Abb. 1
) in der
stofflichen Zusammensetzung mehr den Böden der Altmoränenlandschaften als denen der Löss- und Sandlössland-
schaften. Im Übergangsbereich der Böden von Löss-/Sandlösslandschaften zu den Berg- und Hügelländern (Nordrand
Erzgebirge, Lausitz) sind die Grenzen zweifellos fließend und von den regionalen Bedingungen der Lössüberdeckung
abhängig.
Cluster organische Auflage (
Abb. 5-1
)
Die Ergebnisse der Clusteranalyse für die organische Auflage (Oh-Horizont) bestätigen die Ergebnisse der Faktoranaly-
se dahingehend, dass die anorganischen Stoffe der Auflagehorizonte weitestgehend unabhängig von der Elementaus-
stattung der Ausgangsgesteine ist. Deutliche Beziehungen lassen sich lediglich für Cluster 3, Böden der Berg- und Hü-
gelländer, nachweisen.
5.3 Zur Überschreitung von Vorsorgewerten für Böden sowie von Prüf- und Maßnahmenwerten für die
Schutzgüter Mensch und (Nutz-)Pflanze
Bei der Beurteilung des Ausmaßes von stofflichen Bodenbelastungen stellt sich natürlich die Frage, ob von den ange-
troffenen Elementgehalten Gefährdungen für Mensch, Tier, Pflanze und Grundwasser/Trinkwasser ausgehen können.
Dabei ist zu prüfen, ob unter den jeweiligen Standortbedingungen für die maßgebliche Nutzung und die Schutzgüter ei-
ne Gefahr besteht. Dies erfordert jedoch stets eine Einzelfallprüfung, was aufgrund der Datendichte, die mit der vorlie-
genden Rasteraufnahme erzielt wurde (1 Probe/16 km
2
), nicht möglich ist und auch nicht angestrebt wurde. Mit der flä-
chendeckenden Übersichtsaufnahme nach einer einheitlichen Methodik können aber potentielle Gefahrenschwerpunkte
erkannt und gezielt weiterführende Untersuchungen eingeleitetet werden.
Bezug nehmend auf die im untergesetzlichen Regelwerk zum BBodSchG festgelegten Vorsorge-, Prüf- und Maßnah-
menwerte (
Tab. D 2
,
Tab. D 3
) ist zu beachten, dass diese Angaben für Gesamtgehalte gelten, die mittels Königswas-
serauszug erzielt werden. Die Analytik der Messnetzproben erfolgte mittels Totalaufschluss.
Entsprechend des Aufnahmemaßstabes von 1 : 400 000 stellen die hier vorgestellten Flächenangaben zur Überschrei-
tung von Vorsorge-, Prüf- und Maßnahmenwerten der BBodSchV für den Freistaat Sachsen eine erste Bestandsaufnah-
me dar, die durch weiterführende Detailaufnahmen in den Belastungsgebieten zu spezifizieren ist. In den Schwerpunkt-
gebieten mit bekannten schädlichen Bodenveränderungen (Freiberg, Ehrenfriedersdorf) erfolgten bereits gezielt weiter-
führende Untersuchungen (R
ANK et al., 1999; RANK et al., 2000).
Überschreitungen von Vorsorgewerten
Vorsorgewerte sind „Bodenwerte, bei deren Überschreiten unter Berücksichtigung von geogenen oder großflächig
siedlungsbedingten Schadstoffgehalten in der Regel davon auszugehen ist, dass die Besorgnis einer schädlichen Boden-
veränderung besteht“ (§ 8 Abs. 2 Nr. 1 BBodSchG).
Vorsorgewerte sind in der BBodSchV nach Bodenarten Ton, Lehm und Sand differenziert festgelegt (
Tab. D 3
). Für
Böden mit naturbedingt und großflächig siedlungsbedingt erhöhten Hintergrundgehalten sind Überschreitungen der
Vorsorgewerte unbedenklich, soweit eine Freisetzung der Schadstoffe oder zusätzlichen Einträge nach § 9 Abs. 2 und 3
dieser Verordnung keine nachteiligen Auswirkungen auf die Bodenfunktionen erwarten lassen. Die Vorsorgewerte fin-
den für Böden mit einem Humusgehalt >8 % (u. a. O-Horizonte) keine Anwendung.
Zur Prüfung der Ergebnisse dieser Arbeit gegen die Vorsorgewerte wurden die Totalgehalte mit nach Substraten diffe-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
renzierten Regressionsfunktionen in „Königswassergehalte“ (KW) nach UTERMANN, et al. (1999) umgerechnet (
Tab. 5-
1
). Da für As in der BBodSchV keine Vorsorgewerte angegeben sind, As aber für Sachsen eine dominierende Rolle
spielt, wurde hier auf die Angaben von BACHMANN, et al. (1997) zurückgegriffen
(Tab. 5-2
). Die Umrechnung von To-
tal- auf KW-Gehalte erfolgte substratübergreifend mittels Faktor 0,7 (BMU, 1997a). Die Ergebnisse besitzen aufgrund
noch nicht gesicherter Erkenntnisse bezüglich der Umrechnung lediglich orientierenden Charakter.
Zur Vereinfachung der Berechnungen von Vorsorgewertüberschreitungen in Sachsen wurden die Leitbodenassoziatio-
nen Schwarzerden, Braunerden Parabraunerden, Podsole, Pseudogleye und Gleye aus periglaziären Umlagerungsdecken
und Löss sowie die Auenböden der Bodenart Lehm/Schluff, die Braunerden, Podsole, Pseudogleye und Gleye aus pe-
riglaziären sandigen Decksedimenten und Sandstein der Bodenart Sand zugeordnet.
Die so durchgeführten Berechnungen ergeben für die Daten des mineralischen Oberbodens eine Vielzahl von Über-
schreitungen der Vorsorgewerte, insbesondere für Blei und Arsen (
Tab. 5-2
). Dabei kann davon ausgegangen werden,
dass eine hohe Zahl von Überschreitungen auf naturbedingte und großflächig siedlungsbedingte Ursachen zurückzufüh-
ren ist (Erzlagerstätten, Hüttenanlagen, Auenböden u. a.), wobei letztgenannte Einschränkung z. Z. nur unscharf defi-
niert ist. Überschreitungen bei PAK bzw. B(a)P fallen gegenüber As und Schwermetallen relativ gering aus. Ob eine
Überschreitung der Vorsorgewerte auf Böden mit naturbedingt oder großflächig siedlungsbedingt erhöhten Gehalten
bedenklich ist, kann nur durch zusätzliche Untersuchungen mit Methoden festgestellt werden, die Aussagen über eine
mögliche Freisetzung von Schadstoffen erlauben.
Hinsichtlich der häufigen Überschreitung des Vorsorgewertes für Hg, Bodenart Sand, ist zu bemerken, dass der Vorsor-
gewert mit 0,1 mg/kg extrem niedrig angesetzt ist (vgl.
Tab. 4-10
).
Da die Schwermetall-Vorsorgewerte der BBodSchV ausschließlich für Böden/Bodenhori-zonte mit Humusgehalten <8
% gelten, werden für die Bewertung der Oh-Horizonte die Vorsorgewerte nach P
RUEß (1994) herangezogen, die auch
bundesweit bei der Bodenzustandserhebung im Wald (BZE) zur Anwendung kommen (
Tab. 5-3
). Analog zu den Ober-
böden sind die meisten Vorsorgewertüberschreitungen bei As und Pb zu beobachten. Die forstlichen Spezifika, nämlich
der „Auskämmeffekt“ der Schadstoffe durch Nadel- und Laubbäume (Interzeptionsdeposition) und die Fixierung an die
organische Substanz führen zu hohen (massebezogenen) Elementkonzentrationen.
Im Vergleich mit den bundesweiten BZE-Pb-Daten (As liegt bundesweit nicht vor) gehört Sachsen, speziell das Erzge-
birge, zu den Hauptbelastungsgebieten (vgl. auch H
ERPIN, 1995; WOLFF et al., 1998). Nach den vorliegenden Untersu-
chungsergebnissen des Bodenmessnetzes liegen bei ca. 40 % der Waldfläche Sachsens die Pb-Gehalte in der Humu-
sauflage (Oh-Horizont) oberhalb der kritischen Schwermetallbelastung (vgl.
Tab. D 7
). Die extrem seltenen Über-
schreitungen der Vorsorgewerte für Cd (Zn) weisen darauf hin, dass durch die zunehmende Versauerung Cd (Zn) be-
reits aus der Humusauflage in den Mineralboden oder sogar möglicherweise ins Grundwasser verlagert wurde. Auf die
Gefahr, dass der Wald sich infolge der Versauerung von einer Schadstoffsenke zur Schadstoffquelle entwickelt, wurde
bereits mehrfach hingewiesen.
Wirkungspfad Boden
Mensch
Überschreitungen von Prüfwerten
Die Untersuchungen im Rahmen des Bodenmessnetzes Sachsen (Raster 4 km x 4 km) waren so konzipiert, daß die
stofflichen Untersuchungen von natürlichen Böden im Vordergrund standen und für Siedlungsgebiete, mit ihren vor-
wiegend anthropogen beeinflussten Böden, keine hinreichende Repräsentanz erzielt werden konnte. Die vorliegenden
Daten ermöglichen deshalb nur eine eingeschränkte Einschätzung der nutzungsbezogenen Prüfwerte für den Pfad Bo-
den
Mensch (vgl.
Tab. D 2
), die aus der regionalen Elementverteilung abgeleitet wird.
Prüfwerte sind als Werte definiert, bei deren Überschreiten unter Berücksichtigung der Bodennutzung eine einzelfallbe-
zogene Prüfung durchzuführen und festzustellen ist, ob von einer schädlichen Bodenveränderung oder Altlast auszuge-
hen ist (§ 8 Abs. 1 Nr. 2 BBodSchG).
Aus den vorliegenden Ergebnissen des Rasters 4 km x 4 km, der Bodenmessnetze im Raster 1 km x 1 km (R
ANK et al.,
1997) sowie von Sonderuntersuchungen im Freiberger Raum und Ehrenfriedersdorf (RANK et al., 1999, 2000) ist eine
Reihe von Prüfwertüberschreitungen für die Nutzungsarten Kinderspielplatz/Wohngebiet festzustellen. Dem Element
Arsen kommt dabei die größte Bedeutung zu, weil ein Großteil des erzgebirgisch-vogtländischen Raumes davon betrof-

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
fen ist. Eine Überschreitung der Prüfwerte von Pb (Kinderspielplätze, Wohngebiete) und Cd (Haus und Kleingärten als
Aufenthaltsbereich für Kinder) konzentrieren sich i. W. auf den Freiberger Raum und teilweise auf die Auenböden.
Die Elemente Ni, Cr und Hg spielen für den Pfad Boden
Mensch demgegenüber nur eine untergeordnete Rolle.
Prüfwertüberschreitungen dürften sich hier vorwiegend auf die Bereiche von Altlasten/Altlaststandorten beschränken,
die nicht Gegenstand dieser Untersuchungen waren.
Wirkungspfad Boden
(Nutz-)Pflanze
Überschreitungen von Prüf- und Maßnahmenwerten
Für den Wirkungspfad Boden
(Nutz-)Pflanze werden in der BBodSchV neben Prüfwerten Maßnahmenwerte festge-
legt. Dabei handelt es sich um Werte für Einwirkungen und Belastungen, bei deren Überschreiten unter Berücksichti-
gung der jeweiligen Bodennutzung in der Regel von einer schädlichen Bodenveränderung oder Altlast auszugehen ist
und Maßnahmen erforderlich sind (§ 8 Abs. 1 Nr. 2 BBodSchG).
Unter der Prämisse, dass die hier zugrundeliegenden Rasteruntersuchungen wegen ihrer eingeschränkten Flächenreprä-
sentanz (1 Probe repräsentiert ca. 16 km
2
) die Einzelfallprüfung nicht ersetzen können, soll versucht werden, eine quan-
titative Aussage zum Überschreiten von Prüf- und Maßnahmenwerten für den Pfad Boden
Pflanze zu erhalten. Die
Überprüfung der Flächenrepräsentanz der Messnetzproben für die Ackernutzung ergab, dass die Anzahl der Ackerpro-
ben, bezogen auf 16 km
2
/je Probe, etwa der tatsächlich ausgewiesenen Ackerfläche im Probenahmezeitraum
(1992/1993) entsprechen.
Bei Anwendung der Prüf- und Maßnahmenwerte der BBodSchV (
Tab. D 2
) auf den Datenbestand dieser Untersuchun-
gen ergeben sich für
die Nutzungsart Ackerbau/Nutzgarten
die in
Tab. 5-4
aufgeführten Überschreitungen.
Die Umrechnung der As-Totalgehalte in As-KW-Gehalte erfolgte analog den Berechnungen der Vorsorgewertüber-
schreitungen. Danach werden für As keine Überschreitungen des Prüfwertes festgestellt. Aus den detaillierten Untersu-
chungen von R
ANK et al. (1999, 2000) ist jedoch bekannt, dass der Prüfwert von 200 mg/kg im Raum Freiberg und Eh-
renfriedersdorf mehrfach überschritten wird. Unter der Annahme, dass zeitweise reduzierende Bedingungen vorliegen,
was in den mittleren und oberen Lagen des Erzgebirges durchaus berechtigt ist, ergeben sich infolge des niedrigeren
As-Prüfwertes (50 mg/kg), Überschreitungen auf max. 22 000 ha (ungünstigste Variante).
Für Cd erfolgt die Prüfung auf Grundlage der mobilen Gehalte, die als Maßnahmenwerte definiert sind (
Tab. 5-4
). Bei
Anwendung des Maßnahmenwertes Cd
mob
= 100 μg/kg würden somit auf ca. 4 800 ha Überschreitungen auftreten. Der
viel niedriger liegende Maßnahmenwert von 40 μg/kg, der für den Anbau von Brotweizen und stark anreichernden Ge-
müsearten gilt, wird auf ca. 43 000 ha überschritten.
Beim Pb ist der extrem niedrige Prüfwert von Pb
mob
= 100 μg/kg der relativ hohen Anreicherung in Möhren geschuldet
(LABO, 1997). Eine Hochrechnung der Ergebnisse des Messnetzes ergibt eine Prüfwertüberschreitung auf ca. 50 000
ha.
Aufgrund der im Erzgebirge vorliegenden geologischen Verhältnisse (Vererzungen) und anthropogen technischen Be-
dingungen (Hüttenanlagen), treten stoffliche Anreicherungen von As, Cd und Pb in den Böden häufig gemeinsam auf.
Dies trifft auch auf die landwirtschaftlich genutzten Auenböden der Elbe und des Muldensystems zu. Nach einer über-
schlägigen Berechnung werden auf ca. 70 000 bis 90 000 ha ackerbaulich/gärtnerisch genutzter Flächen die Prüf- und
Maßnahmenwerte mit As und/oder Cd und /oder Pb in Sachsen überschritten.
Der Hg-Prüfwert (5 mg/kg) und Tl-Prüfwert (Tl
mob
100 μg/kg) wurden an keinem Probenahmepunkt erreicht.
Für die
Nutzungsart Grünland
sind durch die BBodSchV ausschließlich Maßnahmenwerte festgelegt, die auf dem Ge-
samtgehalt mittels KW-Extraktion basieren (
Tab. D 2
).
Die Überprüfung der Flächenrepräsentanz der Messnetzproben für die Grünlandnutzung ergab, dass die Anzahl der
Grünlandproben, bezogen auf 16 km
2
/je Probe, gegenüber der tatsächlich ausgewiesenen Grünlandfläche, überreprä-
sentiert sind. Nach überschlägigen Berechnung kann deshalb hier von einer Repräsentanz von ca. 8 km
2
/Probe ausge-
gangen werden.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Für Cd und Pb konnten im Raster 4 km x 4 km keine Überschreitung der Maßnahmenwerte festgestellt werden (
Tab. 5-
5
). Detailuntersuchungen im Freiberger Raum zeigen, dass dieses Gehaltsniveau nur selten, und dann im unmittelbaren
Einflussbereich der Hüttenanlagen oder in den Auenböden der Freiberger Mulde erreicht wird (AUERMANN et al., 1990;
B
EUGE & ULIQUE, 1997; RANK et al. ,1999).
Problematischer stellen sich die häufigen Überschreitungen des Maßnahmenwertes beim Element As dar. Aufgrund der
hohen geogenen (und anthropogenen) As-Anreicherung der Böden des Erzgebirges wird der Maßnahmenwert von 50
mg/kg sehr häufig überschritten. Unter Maßgabe der oben beschriebenen Umrechnung der As-Total- in –KW-Gehalte
sowie der Flächenrepräsentanz, kann im Freistaat Sachsen schätzungsweise auf ca. 9 600 ha mit Überschreitung des As-
Maßnahmenwertes auf Grünland gerechnet werden. Detailuntersuchungen im Raum Ehrenfriedersdorf ergaben, dass an
23 untersuchten Standorten der Maßnahmenwert überschritten wird, was einer geschätzten Fläche von ca. 1 300 ha ent-
spricht (R
ANK et al., 1997). Forschungsarbeiten zur Schwerwermetallverteilung in Auenböden zeigten, dass vor allem
in den Auen des Muldesystems, der Zschopau und der Elbe großflächige Überschreitungen des As-Maßnahmenwertes
bei Grünlandnutzung auftreten (B
EUGE & ULIQUE, 1997).
Der Hg-Maßnahmenwert (2 mg/kg) wurde nur auf einem Grünlandstandort überschritten.
Der Tl Maßnahmenwert (15 mg/kg) wurde nicht überschritten, trotzdem deutet sich hier weiterer Forschungsbedarf an.
Nach Untersuchungen der LfL im Gebiet Eibenstock – Klingenthal führten mittlere Tl-Gehalte von 1,25 mg/kg im Bo-
den auf zwei Dauerwiesenstandorten zur Überschreitung der tolerierbaren Tl-Gehalte in den Futterpflanzen (SMUL,
1999).
Grundsätzlich ist nochmals festzustellen, dass die hier mitgeteilten Flächenangaben das Ergebnis einer Hochrechnung
über die theoretische Repräsentanzfläche je Probenahmepunkt sind.
Für die wichtigsten betroffenen Flächen mit hohen Schwermetallgehalten werden durch die LfL seit längerer Zeit wei-
terführende Untersuchungen zum Transfer Boden
Pflanze
Tier durchgeführt (u. a. K
LOSE & GOLZE, 1996; LAVES
& SUNTHEIM, 1997). Dabei konnte u. a. festgestellt werden, dass nicht jede Überschreitung des Maßnahmenwertes zu
einer Überschreitung des Grenzwertes in der Pflanze führt (z. B. Cd
mob
>100 μg/kg, Kartoffel). Andererseits wurde bei
Cd
mob
–Gehalten <40 μg/kg im Boden teilweise der Cd-Grenzwert im Weizenkorn überschritten (DITTRICH et al., 1996).
6
Schlussfolgerungen und Ausblick
Die flächendeckenden stofflichen Rasteruntersuchungen der Böden im Freistaat Sachsen, basierend auf einer einheitli-
chen (horizontbezogenen) Probenahme und Analytik, ermöglichen erstmals eine landesweite Betrachtung und Bewer-
tung anorganischer Stoffe und PAK im Umweltmedium Boden, entsprechend dem Aufnahmemaßstab von 1 : 400 000.
Die Ermittlung quasi-natürlicher substrat- und nutzungsbezogener Hintergrundwerte für die organischen Auflagen unter
Forst, den mineralischen Oberböden und Unterböden gestattet eine Bewertung der angetroffenen Stoffkonzentrationen
und einen überregionalen Vergleich mit den anderen Ländern der Bundesrepublik Deutschland. Der Vorteil der Raster-
aufnahme gegenüber der Untersuchung in Catenen kommt vor allem in den flächendeckenden Elementkarten zum Tra-
gen. Geogene und anthropogene Quellen von Schadstoffen können erkannt und Abgrenzungen von vermuteten Boden-
belastungen vorgenommen werden.
Durch zusätzliche Untersuchung der mobilen Elementanteile konnten wesentliche Informationen zu den Gefährdungs-
pfaden Boden
Pflanze gewonnen werden. Damit bilden die Ergebnisse des Bodenmessnetzes eine gute fachliche Ba-
sis, um auf der rechtlichen Grundlage des BBodSchG bzw. der BBodSchV, weitere Arbeiten zu stofflichen Bodenbela-
stungen fortzuführen, Gefährdungen zu erkennen und Maßnahmen für die betroffenen Schutzgüter einzuleiten.
Die bekannten Nachteile einer Rasteraufnahme konnten durch Spezialuntersuchungen (z. B. Auenböden) teilweise
kompensiert werden. Für kleinflächig verbreitete Substrate (z. B. Böden über Sandstein, Schwarzerden aus
Löss/Sandlöss) sind weitere Untersuchungen durchzuführen, um für diese Datenkollektive die notwendige statistische
Sicherheit zu erreichen.
Mit der nun vorliegenden Bestandsaufnahme konnten Gebiete mit stofflichen Bodenbelastungen nachgewiesen und für

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Folgeuntersuchungen abgegrenzt werden. Teilweise konnte mit einer verdichtenden Probenentnahme und der Analytik
bereits unmittelbar begonnen werden. Die wichtigsten Gebiete sind:
Raum Freiberg - Brand-Erbisdorf - Halsbrücke (As, Cd, Pb, Sb, Tl); 1998 Neuuntersuchung von 960 Proben von
430 Standorten nach BBodSchV (R
ANK et al., 1999)
Raum Ehrenfriedersdorf – Geyer (As, Cd, Pb, Tl); aufbauend auf dem Messnetz Raster 1 km x 1 km (RANK et al.,
1997) 1998 Neuuntersuchung von 730 Proben von 330 Standorten nach BBodSchV (RANK et al., 2000)
Raum Schneeberg - Schwarzenberg - Johanngeorgenstadt (As, Cd, Pb, Tl, U); 1997 Entnahme 820 Proben von 350
Standorten, Analytik 2000; in Bearbeitung
Auenböden, insbesondere der Vereinigten Mulde und Elbe (As, Cd, Pb, Hg, Tl); ca. 2500 Proben auf 1300 Standor-
ten, Probenahme 2000
Osterzgebirge, Raum Dippoldiswalde - Altenberg (As, Cd, Pb, Tl); Folgearbeiten geplant.
Einzelproben mit anomal hohen Schwermetallgehalten, die z. Z. weder durch geogene noch anthropogene Einflüsse zu
erklären sind, müssen durch weitere, kleinräumige Revisionsuntersuchungen geprüft werden.
Zur Beurteilung des Schadstoffübergangs Boden
(Nutz-) Pflanze anhand der NH
4
NO
3
-extrahierbaren Elementan-
teile wird für Cd und Pb, aber speziell für Tl, weiterer Untersuchungbedarf gesehen.
Nach dem derzeitigen Kenntnisstand kann eingeschätzt werden, dass i. W. die Ziele des Bodenmessnetzes erreicht und
weiterführende flächendeckende Bodenuntersuchungen (im Sinne einer Verdichtung der Rasteraufnahme 4 km x 4 km)
im Freistaat Sachsen nicht notwendig sind. Mit dem Bodenmessnetz Sachsen wurden alle wesentlichen Gebiete mit
großflächigen Bodenbelastungen erkannt. Zur Entscheidung ob eine schädliche Bodenbelastung vorliegt, sind jetzt
schutzgutbezogene Untersuchungen in diesen Flächen unter Berücksichtigung der Nutzung und der einzelnen Gefähr-
dungspfade notwendig.

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
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Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
8
Tabellenverzeichnis
Tab. 1:
Flächenanteile der Gesteinsformationen im Freistaat Sachsen
Tab. 2:
Bodeneinheiten und deren Anteil an der Gesamtfläche des Freistaates Sachsen
Tab. 3-1:
Mittlere Gehalte (Medianwerte) ausgewählter Spurenelemente in den Hauptgesteinstypen des Freistaates
Sachsen
Tab. 3-2:
Mittlere Gehalte (Medianwerte) ausgewählter Hauptelemente in den Hauptgesteinstypen des Freistaates
Sachsen
Tab. 4-1:
Substrat- und nutzungsbezogene pH-Hintergrundwerte
Tab. 4.2-1:
Substrat- und nutzungsbezogene Arsen-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.2-2:
Substrat- und nutzungsbezogene mobile Arsen-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4-3:
Substrat- und nutzungsbezogene Bor-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-4:
Substrat- und nutzungsbezogene Beryllium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-5:
Substrat- und nutzungsbezogene Wismut-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.6-1:
Substrat- und nutzungsbezogene Cadmium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.6-2:
Substrat- und nutzungsbezogene mobile Cadmium-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.6-3:
Relatives Anreicherungsvermögen verschiedener Pflanzenarten für Cadmium
Tab. 4.7-1:
Substrat- und nutzungsbezogene Chrom-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.7-2:
Substrat- und nutzungsbezogene mobile Chrom-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.8-1:
Substrat- und nutzungsbezogene Kupfer-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.8-2:
Substrat- und nutzungsbezogene mobile-Kupfer-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4-9:
Substrat- und nutzungsbezogene Fluor-Hintergrundwerte
Tab. 4.10-1: Substrat- und nutzungsbezogene Quecksilber-Hintergrundwerte
Tab. 4.10-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Quecksilber-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4-11:
Substrat- und nutzungsbezogene Mangan-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.12-1: Substrat- und nutzungsbezogene Molybdän-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.12-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Molybdän-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.13-1: Substrat- und nutzungsbezogene Nickel-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.13-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Nickel-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.14-1: Substrat- und nutzungsbezogene Blei-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.14-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Blei-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.14-3: Relatives Anreicherungsvermögen verschiedener Pflanzenarten für Blei
Tab. 4-15:
Substrat- und nutzungsbezogene Thorium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.16-1: Substrat- und nutzungsbezogene Thallium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.16-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Thallium-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4.16-3: Relatives Anreicherungsvermögen verschiedener Pflanzenarten für Thallium
Tab. 4-17:
Substrat- und nutzungsbezogene Uran-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-18:
Substrat- und nutzungsbezogene Vanadium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-19:
Substrat- und nutzungsbezogene Wolfram-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.20-1: Substrat- und nutzungsbezogene Zink-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4.20-2: Substrat- und nutzungsbezogene mobile Zink-Hintergrundwerte (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Tab. 4-21:
PAK- und B(a)P-Hintergrundwerte nach siedlungsstrukturellen Gebietskategorien
Tab. 4-22:
Nutzungsbezogene C
org
-Gehalte
Tab. 4-23:
Substrat- und nutzungsbezogene Aluminium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-24:
Substrat- und nutzungsbezogene Calcium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-25:
Substrat- und nutzungsbezogene Eisen-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-26:
Substrat- und nutzungsbezogene Kalium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-27:
Substrat- und nutzungsbezogene Magnesium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)
Tab. 4-28:
Substrat- und nutzungsbezogene Natrium-Hintergrundwerte (Totalgehalte)

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Tab. 4-29:
Substrat- und nutzungsbezogene Phosphor-Hintergrundwerte(Totalgehalte)
Tab. 5-1:
Regressionsgleichungen für die Berechnung der KW-extrahierbaren Gehalte aus Totalgehalten
Tab. 5-2:
Überschreitungen von Vorsorgewerten in mineralischen Oberböden
Tab. 5-3:
Überschreitung der Vorsorgewerte in Humusauflagen
Tab. 5-4:
Überschreitungen von Prüf- und Maßnahmenwerten für den Wirkungspfad Boden→Pflanze für Acker-
bauflächen, Nutzgärten
Tab. 5-5:
Überschreitungen von Maßnahmenwerten für den Wirkungspfad Boden→Pflanze für Grünland
Tab. D 1:
Standort- und Profilbeschreibung für Bodenmessnetze (Beispiel)
Tab. D 2:
Prüf- und Maßnahmenwerte nach BBodSchV (1999)
Tab. D 3:
Vorsorgewerte nach BBodSchV (
1999)
Tab. D 4:
Hintergrundwerte, Prüfwerte und Belastungswerte für ausgewählte Schadstoffe in Böden (UM BW, 1993)
Tab. D 5:
Zuordnungswerte von Feststoffen und Eluaten für Boden nach LAGA (1994)
Tab. D 6:
Grenzwerte für Gesamtgehalte von Böden für eine Klärschlammaufbringung
Tab. D 7:
Vorsorgewerte für Humusauflagen (PRÜEß, 1994) und Orientierungswerte für Schwermetallkonzen-
trationen im Humus mit schädigenden Wirkungen auf Ökosystemkomponenten (T
YLER, 1992)
Tab. D 8:
Schwermetalle im Staubniederschlag - Gebietsmittelwerte (1993-1995)
Tab. D 9:
Pb und Cd im Sedimentationsstaub ..1995
Tab. D 10:
Jahresmittel der Schwebstaub-Inhaltsstoffe 1995
Tab. D 11:
Nasse Deposition 1996
Tab. D 12:
Ergebnisse der Faktoranalyse - organische Auflage (Oh-Horizont)
Tab. D 13:
Ergebnisse der substratbezogenen Faktoranalyse - mineralischer Oberboden
Tab. D 14 :
Ergebnisse der substratbezogenen Faktoranalyse - Unterboden
Tab. D 15:
Substratbezogene Hintergrundwerte anorganischer Komponenten, Organische Auflagen unter Forst -
Oh-Horizont
Tab. D 16:
Substratbezogene Hintergrundwerte anorganischer Komponenten, Oberboden – Wald/ Forst
Tab. D 17:
Substratbezogene Hintergrundwerte anorganischer Komponenten, Oberboden – Acker
Tab. D 18:
Substratbezogene Hintergrundwerte anorganischer Komponenten, Oberboden – Grünland
Tab. D 19:
Substratbezogene Hintergrundwerte anorganischer Komponenten, Unterboden

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
9
Abbildungsverzeichnis
Abb. 1:
Bodenregionen und Bodenmessnetz Freistaat Sachsen Raster 4 km x 4 km
Abb. 2:
Beispielhafte Darstellung zur Probenentnahme
Abb. 3-1:
Vereinfachte geologische Karte des Freistaates Sachsen – Petrogeochemische Einheiten
Abb. 3-2:
Übersichtskarte der Böden des Freistaates Sachsen
Abb. 3-3:
Karte der Bodennutzung
Abb. 3-4:
Jahresmittel der Lufttemperatur
Abb. 3-5:
Jahresmittel der Niederschlagsmengen
Abb. 3-6:
Potentielle anthropogene Quellen großflächiger Bodenbelastungen -
Industrielle Emissionen bis ca. 1990 (Auswahl)
Abb. 3-7:
Geogene Einflüsse auf mögliche Bodenbelastungen - Mineralisationen Erzgebirge/Vogtland
Abb. 3-8:
Freistaat Sachsen - Administrative Gliederung (Stand 01.01.1997)
Abb. 3-9:
Siedlungsstrukturelle Gebietskategorien im Freistaat Sachsen
Abb. 4.1-1:
pH-Wert in der organischen Auflage
Abb. 4.1-2:
pH-Wert im mineralischen Oberboden
Abb. 4.1-3:
pH-Wert im Unterboden
Abb. 4.2-1:
Arsen in der organischen Auflage
Abb. 4.2-2:
Arsen im mineralischen Oberboden
Abb. 4.2-3:
Arsen im Unterboden
Abb. 4.2-4:
Mobile Arsengehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.3-1:
Bor in der organischen Auflage
Abb. 4.3-2:
Bor im mineralischen Oberboden
Abb. 4.3-3:
Bor im Unterboden
Abb. 4.4-1:
Beryllium in der organischen Auflage
Abb. 4.4-2:
Beryllium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.4-3:
Beryllium im Unterboden
Abb. 4.5-1:
Wismut in der organischen Auflage
Abb. 4.5-2:
Wismut im mineralischen Oberboden
Abb. 4.5-3:
Wismut im Unterboden
Abb. 4.6-1:
Cadmium in der organischen Auflage
Abb. 4.6-2:
Cadmium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.6-3:
Cadmium im Unterboden
Abb. 4.6-4:
Mobile Cadmiumgehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.7-1:
Chrom in der organischen Auflage
Abb. 4.7-2:
Chrom im mineralischen Oberboden
Abb. 4.7-3:
Chrom im Unterboden
Abb. 4.7-4:
Mobile Chromgehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.8-1:
Kupfer in der organischen Auflage
Abb. 4.8-2:
Kupfer im mineralischen Oberboden
Abb. 4.8-3:
Kupfer im Unterboden
Abb. 4.8-4:
Mobile Kupfergehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.9-1:
Fluor in der organischen Auflage
Abb. 4.9-2:
Fluor im mineralischen Oberboden
Abb. 4.9-3:
Fluor im Unterboden
Abb. 4.10-1: Quecksilber in der organischen Auflage
Abb. 4.10-2: Quecksilber im mineralischen Oberboden
Abb. 4.10-3: Quecksilber im Unterboden

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Abb. 4.10-4: Mobile Quecksilbergehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.11-1: Mangan in der organischen Auflage
Abb. 4.11-2: Mangan im mineralischen Oberboden
Abb. 4.11-3: Mangan im Unterboden
Abb. 4.12-1: Molybdän in der organischen Auflage
Abb. 4.12-2: Molybdän im mineralischen Oberboden
Abb. 4.12-3: Molybdän im Unterboden
Abb. 4.12-4: Mobile Molybdängehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.13-1: Nickel in der organischen Auflage
Abb. 4.13-2: Nickel im mineralischen Oberboden
Abb. 4.13-3: Nickel im Unterboden
Abb. 4.13-4: Mobile Nickelgehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.14-1: Blei in der organischen Auflage
Abb. 4.14-2: Blei im mineralischen Oberboden
Abb. 4.14-3: Blei im Unterboden
Abb. 4.14-4: Mobile Bleigehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.15:
Thorium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.16-1: Thallium in der organischen Auflage
Abb. 4.16-2: Thallium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.16-3: Thallium im Unterboden
Abb. 4.16-4: Mobile Thalliumgehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.17-1: Uran in der organischen Auflage
Abb. 4.17-2: Uran im mineralischen Oberboden
Abb. 4.17-3: Uran im Unterboden
Abb. 4.18-1: Vanadium in der organischen Auflage
Abb. 4.18-2: Vanadium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.18-3: Vanadium im Unterboden
Abb. 4.19-1: Wolfram in der organischen Auflage
Abb. 4.19-2: Wolfram im mineralischen Oberboden
Abb. 4.19-3: Wolfram im Unterboden
Abb. 4.20-1: Zink in der organischen Auflage
Abb. 4.20-2: Zink im mineralischen Oberboden
Abb. 4.20-3: Zink im Unterboden
Abb. 4.20-4: Mobile Zinkgehalte im mineralischen Oberboden (NH
4
NO
3
-Extraktion)
Abb. 4.21-1: Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) in der organischen Auflage
Abb. 4.21-2: Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) im mineralischen Oberboden
Abb. 4.21-3: Benzo(a)pyren in der organischen Auflage
Abb. 4.21-4: Benzo(a)pyren im mineralischen Oberboden
Abb. 4.22-1: Kohlenstoff (C
org
) in der organischen Auflage
Abb. 4.22-2: Kohlenstoff (C
org
) im mineralischen Oberboden
Abb. 4.22-3: Kohlenstoff (C
org
) im Unterboden
Abb. 4.23-1: Aluminium in der organischen Auflage
Abb. 4.23-2: Aluminium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.23-3: Aluminium im Unterboden
Abb. 4.24-1: Calcium in der organischen Auflage
Abb. 4.24-2: Calcium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.24-3: Calcium im Unterboden
Abb. 4.25-1: Eisen in der organischen Auflage
Abb. 4.25-2: Eisen im mineralischen Oberboden

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Abb. 4.25-3: Eisen im Unterboden
Abb. 4.26-1: Kalium in der organischen Auflage
Abb. 4.26-2: Kalium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.26-3: Kalium im Unterboden
Abb. 4.27-1 Magnesium in der organischen Auflage
Abb. 4.27-2: Magnesium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.27-3: Magnesium im Unterboden
Abb. 4.28-1: Natrium in der organischen Auflage
Abb. 4.28-2: Natrium im mineralischen Oberboden
Abb. 4.28-3: Natrium im Unterboden
Abb. 4.29-1: Gesamt-Phosphor in der organischen Auflage
Abb. 4.29-2: Gesamt-Phosphor im mineralischen Oberboden
Abb. 4.29-3: Gesamt-Phosphor im Unterboden
Abb. 5-1:
Clusteranalyse mineralischer Oberboden
Abb. 5-2:
Clusteranalyse Unterboden
Abb. 5-3:
Clusteranalyse organische Auflage
10
Abkürzungsverzeichnis
AbfKlärV
Klärschlammverordnung
BBodSchG
Bundesbodenschutzgesetz
BBodSchV
Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung
EBodSchV
Entwurf Bodenschutzverordnung
BW
Baden-Württemberg
BÜK
Bodenkundliche Übersichtskarte
BZE
Bodenzustandserhebung im Wald
EGAB
Erstes Gesetz zur Abfallwirtschaft und zum Bodenschutz im Freistaat Sachsen
EPA
US Environmental Protection Agency
GLA
Geologisches Landesamt
GÜK
Geologische Übersichtskarte
ICP-MS
Plasma-Massenspektrometrie
KW
Königswasser
LABO-AK4 Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Bodenschutz, Arbeitskreis "Bodenbelastung"
LAGA
Länderarbeitsgemeinschaft Abfall
LBA
Leitbodenassoziation
LBG
Leitbodengesellschaft
LfL
Landesanstalt für Landwirtschaft
MNU S.-H. Ministerium für Natur und Umwelt Schleswig-Holstein
NRW
Nordrhein-Westfalen
ODL
Ortsdosisleistung
PAK
Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe
SML
Sächsisches Staatsministerium für Landwirtschaft und Forsten
SMUL
Sächsisches Staatsministerium für Umwelt und Landwirtschaft
TK
Topographische Karte
UBA
Umweltbundesamt
UBG
Umweltbetriebsgesellschaft
UM
Umweltministerium
VwV
Verwaltungsvorschrift

Bodenmessnetz Freistaat Sachsen
Einheiten
%
Prozent
Bq/kg
Bequerel je Kilogramm
g/ha
a
Gramm pro Hektar und Jahr
μg/kg
Mikrogramm pro Kilogramm
μg/l
Mikrogramm pro Liter
mg/kg
Milligramm pro Kilogramm
mg/kg TS Milligramm pro Kilogramm Trockensubstanz
mg/l
Milligramm pro Liter
nSv/h
Nanosievert pro Stunde