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Kenntnisstandanalyse
Wetlands
Natürlich gebildete Wetlandfläche mit Rückhalt von Eisenhydroxiden und Arsen
Foto: E. Janneck

2
Kenntnisstandsanalyse und Stand des
Wissens und der Technik bei der Reinigung
von Wässern durch aerobe oder anaerobe
Wetlands unter Einbeziehung der Nutzung
von Mikroorganismen und unter
Betrachtung möglicher Maßnahmen zur
Reaktionsbeschleunigung
Franz Glombitza, Eberhard Janneck
G.E.O.S. Ingenieurgesellschaft mbH
Schwarze Kiefern 2
09633 Halsbrücke
Bearbeitungszeitraum: 25.04.2016 – 15.11.2016

3
Inhaltsverzeichnis
1
Einleitung und Veranlassung ................................................................................................................................. 9
2
Bergbauwässer Art und Vorkommen ..................................................................................................................... 10
2.1
Charakterisierung von Bergbauwässern .................................................................................................................... 10
3
Wetlandsysteme....................................................................................................................................................... 14
3.1
Einleitung ................................................................................................................................................................... 14
3.2
Zusammenstellung von chemischen und mikrobiell gestützten chemischen wasserqualitätsbeeinflussenden
Prozessen .................................................................................................................................................................. 14
3.2.1
Chemische Prozesse ................................................................................................................................................. 15
3.2.1.1.
Oxidierende Prozesse ................................................................................................................................................ 15
3.2.1.2.
Säurebildende Prozesse ............................................................................................................................................ 15
3.2.1.3.
Reduzierende Prozesse ............................................................................................................................................. 16
3.2.1.4.
Fällungsprozesse und Komplexbildungsreaktionen ................................................................................................... 16
3.2.1.5.
Sorptionen und Adsorptionen .................................................................................................................................... 18
3.2.2
Mikrobiologische Prozesse und Wechselwirkungern ................................................................................................. 18
3.2.2.1
Oxidations- und Reduktionsprozesse ........................................................................................................................ 19
3.2.2.2
Säurebildende mikrobielle Prozesse .......................................................................................................................... 21
3.2.2.3
Stoffwandlungen und Transformationen .................................................................................................................. 22
3.2.2.4
Mikrobielle Sorptions- und Akkumulationsprozesse ................................................................................................... 22
3.2.2.4.1 Einführung ................................................................................................................................................................. 22
3.2.2.4.2 Sorptionsprozesse ..................................................................................................................................................... 23
3.2.2.5
Prozessrelevante Parameter für Sorptionsprozesse .................................................................................................. 24
4
Technische Umsetzung und Anwendung .............................................................................................................. 27
4.1
Einleitung ................................................................................................................................................................... 27
4.2
Passive Verfahren..................................................................................................................................................... 30
4.3
Mikrobiell und biologisch unterstützte Verfahren (aktive Prozesse) ........................................................................... 31
4.3.1
Aerobe Prozesse ....................................................................................................................................................... 31
4.3.2
Anaerobe Prozesse ................................................................................................................................................... 33
4.4
Modifizierte Verfahren - Einflüsse Beschleunigungen ................................................................................................ 34
4.4.1
Beschleunigung durch Sauerstoffzufuhr .................................................................................................................... 34
4.4.2
Beschleunigung durch H
2
Zufuhr ............................................................................................................................... 36
4.4.3
Beschleunigung durch Steigerung der Wachstumsgeschwindigkeit und Biomassekonzentrationserhöhung ............ 37
5
Verfahrensparameter und Auslegung von Wetlands ............................................................................................ 39
5.1
Einleitung ................................................................................................................................................................... 39
5.2
Wasserverweilzeit und Bestimmung der Verweilzeitverteilung .................................................................................. 41
5.3
Flächenbedarf und Reaktionsraumgröße ................................................................................................................... 43
5.3.1
Flächenbedarf ............................................................................................................................................................ 43
5.3.2
Reaktionsraumbestimmung ....................................................................................................................................... 43
6
Stabilität von Prozessen in Wetlands .................................................................................................................... 44
6.1
Klimatische Einflüsse ................................................................................................................................................. 44
6.2
Thermodynamische Stabilitätskriterien ...................................................................................................................... 45
7
Versuch einer Bewertung und Ableitung von Kosten ......................................................................................... 46
7.1
Ableitung von Kosten ................................................................................................................................................. 47

4
7.2
Verwendung von Wichtungsfaktoren ......................................................................................................................... 48
7.3
SWOT Analyse .......................................................................................................................................................... 49
8
Rechtliche und gesetzliche Rahmenbedingungen ............................................................................................... 50
9
Probleme / Fallbeispiele .......................................................................................................................................... 51
9.1
Auflistung von gebauten und betriebenen Wetlands und kurze Darstellung der Ergebnisse ..................................... 51
9.1.1
Wetland Lehesten ...................................................................................................................................................... 51
9.1.2
Wetland Pöhla I ......................................................................................................................................................... 53
9.1.3
Wetland Paitzdorf....................................................................................................................................................... 58
9.1.4
Wetland Hartenstein .................................................................................................................................................. 62
9.1.5
Wetland Pöhla II......................................................................................................................................................... 66
9.2
Ableitung von Lösungsmaßnahmen........................................................................................................................... 70
9.2.1
Vincensgraben ( Vinzenzgraben?) ............................................................................................................................. 70
9.2.2
Bielastolln .................................................................................................................................................................. 71
9.2.3
Stangenbergbach....................................................................................................................................................... 75
10
Zusammenfassung .................................................................................................................................................. 79
11
Literatur .................................................................................................................................................................... 80

5
Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1: Schematische Darstellung einer Zellsubstanzsynthese mit Energietransfer ............................................................ 19
Abbildung 2: Schematische Darstellung der Aufnahme eines Metalls in Abhängigkeit von der Anzahl an Sorptionsschritten bei
konstanter Metallkonzentration im Wasser ................................................................................................................................... 25
Abbildung 3: Schematische Darstellung der Aufnahme eines Metalles in Abhängigkeit von der Anzahl an Sorptionsschritten bei
unterschiedlich hohen Metallkonzentration im Wasser ................................................................................................................. 26
Abbildung 4: Anoxische Kalksteindrainage (ALD) ........................................................................................................................ 27
Abbildung 5: Reaktionsgraben gefüllt mit einem Aufwuchsträger für Mikroorganismen und Zufuhr einer organischen
Kohlenstoffquelle .......................................................................................................................................................................... 27
Abbildung 6: Anoxischer durchströmter Reaktionsgraben gefüllt mit Strohballen ......................................................................... 28
Abbildung 7: kontinuierlich und fortlaufend Alkalitat produzierendes Reaktionssystem (SAPS) mit anoxisch und neutralem
Ablauf des Drainagewassers ........................................................................................................................................................ 28
Abbildung 8: Anoxische Biofilmkammern mit Schwimmschlamm abgedeckt ................................................................................ 28
Abbildung 9: Wetlandkonstruktionen in Verbindung mit einem Oxidationsteich............................................................................ 28
Abbildung 10: Belüftungsgerinne mit Kalksteinbarrieren .............................................................................................................. 29
Abbildung 11: Kontrollierte gesteuerte Eutrophierungsreaktionsbecken mit Nährstoff- bzw. Phosphatzugabe ........................... 29
Abbildung 12: Kalkzugabe zur pH Wertverschiebung und Eisenabtrennung ................................................................................ 29
Abbildung 13: Verwendung von Aufwuchsträgern und Stroh als C – Quelle für eine Sulfatreduktion ........................................... 29
Abbildung 14: Abdecken der Sedimente mit organischem Material zur Bindung von Schwermetallen nach Sulfidbildung und pH
Wertverschiebung durch Säureelimination ................................................................................................................................... 30
Abbildung 15: Kiesbett in einem Wetland mit und ohne Manganablagerungen ........................................................................... 32
Abbildung 16: Zusammenstellung der wichtigsten biologischen und chemischen Reaktionen bei einer Sulfatreduktion ............. 34
Abbildung 17: Kaskade zur Belüftung und Steigerung des Sauerstoffeintrages vorgeschaltet vor einem Wetland ...................... 35
Abbildung 18: Algorithmus für die Planung und Auslegung eines Wetlands ................................................................................. 41
Abbildung 19: Messung der Leitfähigkeit in einem Wasser zur Verweilzeitbestimmung ............................................................... 41
Abbildung 20: Markierung des Wassers in einem Wetland mit Uranin ......................................................................................... 42
Abbildung 21: Ansicht eines Wetlands im Winter .......................................................................................................................... 45
Abbildung 22: Aluminiumhaltiges Sickerwasser ............................................................................................................................ 52
Abbildung 23: Ansicht und Querschnitt der Wasserbehandlungsanlage in Lehesten ................................................................... 53
Abbildung 24: Schematischer Aufbau und Wasserführung des Wetlands Pöhla ( Kießig 2000) .................................................. 57
Abbildung 25: Schematische Darstellung des Wetlandaufbaues .................................................................................................. 59
Abbildung 26: Aufbau des Wetlands und Installation der Probenahmerohre ................................................................................ 60
Abbildung 27: Probenahme am Wetland ...................................................................................................................................... 60
Abbildung 28: Sulfatkonzentrationen an verschiedenen Stellen im Wetland nach dem Beginn des Versuchsbetriebes .............. 61
Abbildung 29: Veränderung der Urankonzentrationen an verschiedenen Stellen im Wetland in der Zeit zwischen Mai 2002 bis
Januar 2003 .................................................................................................................................................................................. 61
Abbildung 30: Veränderung der Uraniumkonzentration in der anaeroben Reduktionskammer .................................................... 64
Abbildung 31: Wassertemperatur im zugeführten und behandelten Wasser ................................................................................ 64
Abbildung 32: Arsenkonzentration im zugeführten und behandelten Wasser ............................................................................... 65
Abbildung 33: Ansicht des Reduktionsbeckens im Wetland Hartenstein ...................................................................................... 65
Abbildung 34: Schönungsteich mit Kaskade ................................................................................................................................. 66
Abbildung 35: Schematische Darstellung der Behandlungsanlage............................................................................................... 67
Abbildung 36: Ansicht der gesamten Anlage ................................................................................................................................ 68

6
Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Verallgemeinernde Übersicht über wasserqualitätsverändernde Prozesse ................................................................. 10
Tabelle 2: Übersicht über die Zusammensetzung einiger unterschiedlicher Bergbauwässer ....................................................... 11
Tabelle 3: Zusammensetzung ausgewählter Wässer des Braunkohlesanierungsbergbaues ....................................................... 13
Tabelle 4: Zusammenstellung von Fällungsprodukten und ihrer Löslichkeit ................................................................................. 17
Tabelle 5: Zusammenstellung ausgewählter Oxidationsprozesse ................................................................................................ 19
Tabelle 6: Zusammenstellung ausgewählter Reduktionsprozesse .............................................................................................. 20
Tabelle 7: Zusammenstellung verschiedener Konzentrierungsfaktoren (BCF – Werte) ............................................................... 26
Tabelle 8: Chemische Zusammensetzung von Biomassen .......................................................................................................... 36
Tabelle 9: Stöchiometrische Größen für Sulfatreduktion .............................................................................................................. 37
Tabelle 10 spezifische Koeffizienten für Sulfatreduktion bei Wetlands ......................................................................................... 38
Tabelle 11: Schematische Ableitung von Flächenbedarf und Berieselungsdichte ........................................................................ 43
Tabelle 12: Ableitung des Becken Volumens und der Fläche für eine anaerobe Reduktionskammer .......................................... 44
Tabelle 13: Zusammenstellung von spezifischen Wasserbehandlungskosten ............................................................................. 47
Tabelle 14: Prozessbewertung mit Faktoren ................................................................................................................................ 48
Tabelle 15: Ergebnisse einer SWOT Analyse ............................................................................................................................... 49
Tabelle 16 Reinigungserfolg im Zeitraum 01.07.1998 bis 01.12.1998 .......................................................................................... 53
Tabelle 17: Inhaltsstoffe des Flutungswassers Pöhla – Tellerhäuser ........................................................................................... 55
Tabelle 18: Charakteristik der Schadstoffabtrennung ................................................................................................................... 55
Tabelle 19: Zusammensetzung von Zu – und Ablauf des Haldensickerwassers Paitzdorf ........................................................... 58
Tabelle 20: Zusammensetzung des Drainagewassers ................................................................................................................. 62
Tabelle 21: Charakteristische Daten des Flutungswassers .......................................................................................................... 66
Tabelle 22: Mittelwerte für die Zusammensetzung des Wasserzulaufes und des behandelten Wassers in den Jahren 2006 und
2007 .............................................................................................................................................................................................. 69
Tabelle 23: Ausgewählte Daten Vinzenzgraben Mündung ........................................................................................................... 70
Tabelle 24: Daten Einleitung Grauwacke ...................................................................................................................................... 71
Tabelle 25: Daten Restloch Clara III ............................................................................................................................................. 71
Tabelle 26: Daten Einleitung Dubring II ........................................................................................................................................ 71
Tabelle 27: Abflussmengen kleiner und großer Biela sowie Sickerwassermengen ...................................................................... 72
Tabelle 28: Konzentrationen von Metallen, Anionen und berechnete Schwebstoffgehalte ........................................................... 73
Tabelle 29: Arsen- und Eisenkonzentrationen vor und nach Belüftung im Sickerwasser ............................................................. 74
Tabelle 30 : Eckdaten für einen Sedimentationsteich und ein aerobes Wetland .......................................................................... 75
Tabelle 31: Ausgewählte Analysendaten der Wasserzusammensetzung Stangenbergbach ....................................................... 76
Tabelle 32: Charakterisierung des Ablaufes der BD Nord (Janneck et.al. 2010) .......................................................................... 76
Tabelle 33 Überschlägige Ermittlung von Auslegungsdaten für ein anaerobes Wetland Stangenbergbach ................................. 78
Tabelle 34: Berechnung der gespeicherten Sulfidmengen im Wetland ........................................................................................ 78

7
Abkürzungsverzeichnis
A
Symbol für Affinität
a
spezifische Oberfläche (m²Gas/m³Wasser)
AFS
Abfiltrierbare Reststoffe
ALD
Anoxic Limestone Drain
AMD
Abkürzung für Acid Mine Drainage (Saures Bergbaudrainagewasser)
ARD
Abkürzung für Acid Rock Drainage (Saures Gesteinsdrainagewasser)
BCF
Biologischer Konzentrations Faktor
BD
Abkürzung für Bahndrainage
BM
Abkürzung für Biomasse
Bq
Becquerel
mBq
Millibecquerel
BSB
Biologischer Sauerstoffbedarf
C
a
aktuelle Konzentration (mg/l)
C
s
Sättigungskonzentration (mg/l)
CESR
Cost Effective Sulphate Removal
CRC
Kohlenstoff freisetzende Verbindung ( carbon released compound)
COD
Chemischer Sauerstoffbedarf (chemical oxygen demand)
CSB
Chemischer Sauerstoffbedarf
C
x
H
y
O
z
Synonym für eine organische Substanz mit C, H und O
d
Abkürzung für Tag
DOC
dissolved organic carbon, gelöster organischer Kohlenstoff
EDR
Umkehrelektrodialyse
FBL
Förderbohrloch
FG
Floßgraben
FTR
Filtrierbarer Trockenrückstand??
GH
Gesamthärte
HG
Hammergraben
HLSR
Hochleistungssulfatreduktion
HRC
Wasserstoff freisetzende Verbindung (hydrogen release compound)
h
r
Reaktionszeit
h
Abkürzung für Stunde
l, L
Abkürzung für Liter
K
B
K
B
– Wert (Aussage über die Basenstärke des Wassers)
K
l
Stoffübergangskoeffizient Luft Wasser (m/h)
K
s
K
s
– Wert ( Aussage über die Säurestärke des Wassers )
L
Synonym für einen thermodynamischen Strom
m
Meter
Me
Abkürzung für Metall
MO
Abkürzung für Mikroorganismen
mg
Milligramm
NF
Nanofiltration
NS
Abkürzung für Nährsalze
NWG
Nachweisgrenze

8
n.b.
Nicht bestimmt
nm
Nanometer
ORC
Sauerstoff freisetzende Verbindung (Oxygen release compound)
P
Reaktionsprodukte
pH
negativer dekadischer Logarithmus der Wasserstoffionenaktivität (pH – Wert)
Q
Wassermenge
R
Abkürzung für Rest bei organischen Verbindungen
RAPS
Reduzierendes Alkalität Produzierendes System ( Siehe auch SAPS)
REACH
R
egistration
E
valuation
A
utorization and
R
estriction of
C
hemicals
Rl
Abkürzung für Restloch
RL
Reinigungsleistung
RO
Reversosmose
rO
2
Sauerstoffeintragsgeschwindigkeit (g/lh)
S
Entropie, Abkürzung für Substrat allgemein
SAPS
Successive Alkalinity Producing System (Schrittweise Alkalität produzierendes System)
SFB
Senftenberg
THG
Treuhand Gottes Stolln
TOC
Gesamter organischer Kohlenstoff
t
Zeit
V
Volumen
X
Synonym für eine thermodynamische Kraft, Abkürzung für Biomasse allgemeine
Griechische Symbole:
μg
Mikrogramm
μ
chemisches Potenzial
μ
max
maximale spezifische Wachstumsgeschwindigkeit [ h
– 1
]
ν
Zeichen für einen stöchiometrischen Koeffizient
σ
Symbol für die Entropieproduktion
Symbol für eine Summe
Τ
Verweilzeit [h]

9
1 Einleitung und Veranlassung
In den Regionen mit aktivem Braunkohlenbergbau sowie in den Bergbaufolgelandschaften der Braunkohle ist der natürliche
Wasserhaushalt stark beeinträchtigt. Nachteilige Auswirkungen sind großflächige und langfristige Veränderungen von Menge
und Beschaffenheit sowohl des Sicker- und Grundwassers als auch der Fließ- und Standgewässer. Wesentliche Ursache ist die
bergbaubedingte Grundwasserabsenkung und der damit verbundene Sauerstoffzutritt, der zur Pyritverwitterung führt. Die Folge
der Verwitterung ist eine Versauerung der Kippen und die Freisetzung großer Mengen an Sulfat, Eisen aber auch Ammonium in
die anstehenden Oberflächen- und Grundwasserkörper. Neben den aufgeführten Komponenten ist zusätzlich mit einer
Freisetzung von unterschiedlichen Schwermetallen und Spurenelementen zu rechnen. Gleichzeitig wird die Härte des Wassers
durch die Freisetzung von Härtebildnern beeinflusst.
In Gebieten mit ehemaligem Erzbergbau werden Oberflächengewässer durch Abflüsse aus Bergbaustollen und
Drainagewässern aus Halden und Tailings beeinträchtigt. Diese Belastungen aus dem Bergbau halten über viele Jahrzehnte
an. Charakteristisch sind teilweise punktuelle und teilweise diffuse Eintragspfade der Schadstoffe in die Gewässer sowie das
langsame sich oft über mehrere Jahrzehnte hinziehende Abklingen der Belastung. Für eine Reduzierung der
Schadstoffbelastung werden deshalb die unterschiedlichsten Technologien und Behandlungsverfahren verwendet. Dabei
handelt es sich um chemische Fällungsprozesse wie der Zugabe von Kalk oder
Bariumchlorid, der Verwendung von
Membranverfahren oder einer intensiven Belüftung für diverse Oxidationsprozesse. Wenn die zu behandelnden Wassermengen
klein sind und die Schadstofffracht nur noch gering ist, dann sind aktive Behandlungsverfahren oft ökonomisch nicht darstellbar
und nicht angemessen. Daher sind passive Verfahren in der bergbaulichen Nachsorge und der Phase abklingender
Schadstoffbelastung oft eine betrachtenswerte Alternative. Die Einsatzmöglichkeiten sind jedoch an bestimmte Leistungs- und
Kapazitätsgrenzen gebunden. Ebenso sind sie durch die abklingenden Konzentrationen und Frachten der Schadstoffe in der
Regel nur eine begrenzte Zeit anwendbar.
Mit Schreiben vom 20.04.2016 wurde deshalb GEOS beauftragt, im Rahmen einer Studie eine Übersicht über die Verwendung
von Wetlands bzw. von passiven Verfahren zur Reinigung von Bergbauwasser und den damit verbundenen Randbedingungen
zusammenzustellen.
Den Schwerpunkt dieser Studie bildet deshalb eine Zusammenfassung des Kenntnisstandes und die Darstellung des
Wissensstandes der Technik bei der Reinigung von Wässern durch aerobe oder anaerobe Wetlands unter Einbeziehung der
Nutzung von Mikroorganismen und unter Betrachtung möglicher Maßnahmen zur Reaktionsbeschleunigung vor dem
Hintergrund der erforderlichen Erreichung der Ziele der Wasserrahmenrichtlinie. Betrachtet werden dabei insbesondere neue
und innovative Verfahren zur Abscheidung von Schwermetallen und weiterer anorganischer sowie organischer Verbindungen
mit dem Zweck der Ableitung kostengünstiger Wasserreinigungsverfahren für Wetlandsysteme. Die Erkenntnisse sollen die
Grundlage für eine zielgerichtete wirtschaftliche und mengeneffiziente Anwendung von innovativen aeroben und anaeroben
passiven Gegenmaßnahmen zu bergbaubedingten Wasserverunreinigungen bilden.
Gleichzeitig sollen Hinweise auf die Grenzen der Anwendung und die sie bestimmenden Einflussfaktoren zusammengestellt
werden. Solche Grenzen beruhen auf einer Limitation der zu behandelnden Wassermenge, und den aus ihnen abzutrennenden
Inhaltsstoffen, den klimatischen Einflüssen und daraus unterschiedlich hohen resultierenden Restkonzentrationen.
Gleichzeitig mit dieser Studie sollen Bewertungsalgorithmen abgeleitet und juristische Randbedingungen sowie Erfordernisse
diskutiert werden.

10
Insbesondere soll der zukünftig nach Bergbautätigkeit wiederherzustellende gute chemische Zustand sowie das gute
ökologische Potential bergbaubeeinflusster Gewässer- sofern sinnvoll- durch Anlage und Bewirtschaftung anaerober und
aerober Wetlands unterstützt werden. Dazu werden vertiefte Erkenntnisse sowohl zum Design von Wetlands als auch die
Auswertung von Betriebserfahrungen und die erreichbaren Leistungskennziffern zusammengestellt
2 Bergbauwässer Art und Vorkommen
2.1 Charakterisierung von Bergbauwässern
Eine summarische und verallgemeinernde Übersicht über die in Bergbaugebieten anzutreffenden Veränderungen der
Wasserzusammensetzung und die dabei auftretenden Schadstoffe, hervorgerufen insbesondere durch physikalische,
chemische und biologische Reaktionen und Prozesse sind in Tabelle 1 zusammengestellt.
Die im Wasser auftretenden Veränderungen sind einmal höhere Konzentrationen von den unterschiedlichsten Schwermetallen
und toxischen Elementen, an Radionukliden, eine erhöhte Salzlast und eine gestiegene Konzentration an Härtebildnern,
meistens in Verbindung mit einem veränderten abweichenden pH Wert und erhöhten CSB und/oder BSB Werten.
Die Ursachen für diese Veränderungen sind in der Regel die Freisetzung von H
+
Ionen durch säurebildende Prozesse wie der
Schwefelsäurebildung aus Sulfiden und Schwefel durch chemische und mikrobiologische Prozesse - AMD-Bildung - und die
Auflösung bzw. Freisetzung von Metallverbindungen als Folgereaktion, die Reduktion von unlöslichen Metallverbindungen unter
anaeroben Verhältnissen bei fehlendem Sauerstoff wie zum Beispiel der Reduktion von Mn
4+
aus Braunstein zu löslichem Mn
2+
oder der Reduktion von Fe
3+
zu Fe
2+
, des Sulfates zu Sulfid sowie die Reduktion von schwerlöslichem As
5+
aus Arsenat zu
As
3+
meistens katalysiert durch Mikroorganismen. Seltener aber in jedem Falle auch zu beachten sind die Endprodukte der
mikrobiellen Nitrifikation und Denitrifikation, die zu erhöhten Nitrat oder NH
4
+
- Konzentrationen und mit den damit verbundenen
Folgen in der Wasserzusammensetzung führen.
Tabelle 1: Verallgemeinernde Übersicht über wasserqualitätsverändernde Prozesse
Schadstoff
Ursache
Bemerkung
Schwermetalle
Saure Laugung
Komplexbildung mit
anorganischen und organischen
Liganden
Aerobe Prozesse, mikrobiell
induzierte oxidierende und
reduzierende Prozesse
Radionuklide
Saure und alkalische Laugung,
Komplexbildung, reduzierende
sulfatverbrauchende Prozesse
Pyritoxidation mit
nachfolgender U
4+
Oxidation
und Bildung von
Uranylsulfat,
Sulfatreduktion und
Freisetzung von Ra
Anionen
Freisetzung von Sulfat, Chlorid,
Fluorid, Hydrogenkarbonat
Säurebildung (H
2
SO
4
) und
Freisetzung von Anionen
durch
Verdrängungsreaktionen
Ammonium
Bildung und Freisetzung von
NH
4
+
aus organischem Material
Abbau von organischem
Material und Nitratreduktion

11
und durch NO
3
-
Reduktion
Salzlast
Freisetzung von Härtebildnern
Ca, Mg und korrespondierenden
Anionen
Sekundärprozess nach
Säurebildung
Veränderter pH Wert
pH Verschiebungen durch
Freisetzung oder Verbrauch von
H
+
und OH
-
Folge von Säurebildungen
oder Fällungen von
Hydroxiden
CSB
Bildung von
sauerstoffverbrauchenden
anorganischen und organischen
Substanzen
Sauerstoffverbrauch durch
Oxidation oxidierbarer Ionen
(Mn
2+
,Fe
2+
,S
2-
) oder org. C
- Verbindungen
BSB
Bildung von
sauerstoffverbrauchenden
mikrobiell oxidierbaren
organischen Substanzen
Sauerstoffverbrauch durch
mikrobiell oxidierbare
Wasserinhaltsstoffe
In Tabelle 2 und Tabelle 3 sind die Zusammensetzungen von einigen unterschiedlichen Wässern beispielhaft und exemplarisch
aufgeführt. Sie stammen aus alten Erzbergbaugebieten, unterschiedlichen Uranabbauregionen und verschiedenen
Braunkohlegewinnungsregionen. Tabelle 2 enthält Analysenwerte von Wässern aus Erzbergbaugebieten vorwiegend den
unterschiedlichen Standorten des Uranerzbergbaus, dem Freiberger Erzbergbaugebiet sowie eine Wasseranalyse aus dem
aktiven Braunkohlenbergbau. In der Tabelle 3 sind Analysen einiger Wässer aus den Braunkohlensanierungsgebieten
zusammengestellt. Die pH Werte der Wässer liegen im sauren bis zum neutralen Bereich. Bedingt durch unterschiedliche
Behandlungsstrategien und unterschiedliche Interessen bei der Durchführung der Analysen sowie verschiedenen Genesen
unterscheiden sich die jeweils analysierten Elemente und Parameter erheblich. Die Zusammenstellungen zeigen jedoch die
große Spannweite der in den Wässern enthaltenen Inhaltsstoffe.
Tabelle 2: Übersicht über die Zusammensetzung einiger unterschiedlicher Bergbauwässer
Pöhla m 221
Ronneburg
Daten von 2008/2009
Königstein
Freiberg
Lausitz,
Tzeschelln
Parameter
/ Element
Dimension
Wert
e-621
Brun-
nen II
e – 622
Gessen
-tal
e– 683
Becken
369
FBL
filtriert
FBL
un-
filtriert
Sicker-
was-
ser
THG 1
Rothschön-
berg
angesäuert
pH Wert
-
6,9
5,6
5,0
8,7
2,7
3,4
1,7
AFS
mg/L
< 5
25
370
87
GH
°dH
11,1
254
235
-
As
μg/L
2340
508
60
107
43,6
40,1
7,78
14,9
10.5
42,3
Fe
mg/L
7,39
587
426
336
126
125
10,4
0,0654
0,061,3
286

12
U
mg/L
0,021
0,56
0,26
1,15
13,2
13,0
1,66
0,000216
0,00172
0,000201
Mn
mg/L
0,252
17
20
20
16,7
16,6
12,4
1,10
0,746
6,37
Cl
-
mg/L
4
92
67
279
98,5
99,0
348
37,9
112
17,6
SO
4
2-
mg/L
< 5
5560
5080
4780
1590
1580
1650
190
246
4070
NO
3
-
mg/L
<1
1,66
1,66
4,45
<0,5
N ges.
mg/L
<1
CSB
mg/L
<15
Cr
μg/L
<5
20
20
20
76,8
73,5
5,4
< 20
20
< NWG
Zn
μg/L
12
2570
4130
3750
14500
15100
11000
2920
2570
0,107
Cd
μg/L
<1
30
179
110
105
107
24
1,51
19,3
< NWG
Pb
μg/L
<5
20
20
20
728
736
3,58
2,18
7,31
0,317
Hg
μg/L
<0,1
0,1
0,1
0,1
Ni
μg/L
<5
3440
5080
4500
580
591
509
25,0
30,4
48,7
Se
μg/L
<1
<NWG
<NWG
<NWG
< NWG
< NWG
< NWG
Cu
μg/L
<5
606
4430
7510
55,6
54,8
43,6
2,28
11,0
0,666
Ba
μg/L
1410
144
145
121
15,9
18,3
7,58
Na
mg/L
37,8
81,8
81,3
242,0
19,0
44,7
25,100
K
mg/L
6,8
7,260
7,490
13,80
3,82
4,45
11,00
Mg
mg/L
17,9
855
746
686
29,3
29,0
69,6
22,3
28,8
118
Ca
mg/L
49,8
288
286
444
71,3
111
345
Al
mg/L
<0,02
9
39
22
33,2
32,5
14,6
0,0877
0,130
0,311
HCO
3
-
mg/L
330
93
30
19
oPO
4
3-
mg/L
<0,1
< 0,5
< 0,5
< 0,5
0,043
0,110
< 0,5

13
Die zu beachtenden möglichen chemischen und biologischen Prozesse, die zu diesen verschiedenen Zusammensetzungen
geführt haben und die existierenden Möglichkeiten, die in dem Wasserkörper aufgetretenen Veränderungen zu korrigieren, sind
in den nachfolgenden Kapiteln dargestellt.
Tabelle 3: Zusammensetzung ausgewählter Wässer des Braunkohlesanierungsbergbaues
Parameter
Dimension
Borna
West
Reinitza
Zulauf
Pumpstation
Bahnsdorf
Reinitza
Zulauf
Meuro
Reinitza
Zulauf
SFB
Laugkfeld
Plessa
Rl 116
Plessa
FG
Plessa
HG
pH Wert
-
5,7
2,9
5,12
3,60
2,9
2,9
4,2
Leifähigkeit
μS/cm
3250
1580
2700
950/1980
1500
1340
603
Nitrat
mg/L
0,4
n.b.
n.b.
n.b.
0,26
0,26
0,34
Sulfat
mg/L
1427 - 2200
650
1630
390 / 820
630
560
270
Fluorid
mg/L
0,3
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
Chlorid
mg/L
87
39,3
41,3
23 / 100
14
13
28
Ammonium
mg/L
4,12
1,9
2,15
2,79 / 10,64
3,19
3,28
2,37
Cr VI
mg/L
< 0,008
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
TIC /DIC
mg/L
25 – 85
0,6
25
50 / 147
1,3
2,0
10
TOC
mg/L
13
0,6
5,1
76 / 94
1,7
6,0
24
HCO
3
ber.
mg/L
71
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
CO
3
2-
ber.
mg/L
< 0,5
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
PO
4
3-
ges.
mg/L
0,03
< 0,01
< 0,01
0,31 / 0,84
< 0,2 (P)
< 0,2 (P)
0,03
Aluminium
mg/L
0,15 – 0,48
1,89
1,11
1,8 / 6,7
4,8
4,4
0,45
Arsen
μg/L
2 - 10
< 0,5
41,3
n.b.
< 1
1
1
Blei
μg/L
< 1
n.b.
n.b.
n.b.
< 1
< 1
< 1
Cadmium
μg/L
0,3 - 1
n.b.
n.b.
n.b.
0,3
0,2
< 0,2
Calcium
mg/L
440
189
394
43 / 130
150
140
77
Chrom ges.
mg/L
0,002
n.b.
n.b.
n.b.
0,002
0,002
<0,001
Eisen
mg/L
250
6,63
237
120 / 270
53,1
37,8
12,4

14
Eisen II
mg/L
246
0,57
219
120 / 250
1,80
10,5
10.,8
Eisen III
berechnet
mg/L
4
6,06
18
0 / 20
32,6
34,2
1,60
Kobalt
mg/L
0,091
0,054
0,061
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
Kupfer
mg/L
< 0,001
0,017
<0,005
n.b.
0,002
0,001
< 0,001
Magnesium
mg/L
110 - 160
28,2
83,8
9 / 36
19
16
12
Mangan
mg/L
5,7
1,84
3,71
0,4 / 2,0
1,5
1,4
0,90
Nickel
mg/L
0,093 –
0,15
0,056
0,100
n.b.
0,047
0,042
0,012
Quecksilber
μg/L
< 0,2
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
Zink
mg/L
0,081 – 0,47
0,0667
0,226
n.b.
0,18
0,16
0,055
3 Wetlandsysteme
3.1 Einleitung
Eine Korrektur der durch die unterschiedlichsten Reaktionen ausgelösten Veränderungen der Wasserzusammensetzung ist
einmal bei Vorliegen von großen Wassermengen durch eine Behandlung in einem technischen Prozess möglich. Das ist in der
Regel eine Fällung bei gleichzeitiger Verschiebung des pH Wertes in den Neutralbereich. In ausgefallenen Situationen werden
auch Membranverfahren für eine Wasserreinigung verwendet.
Wenn die Wassermengen klein sind und der Aufbau und Betrieb einer Wasserbehandlungsanlage mit hohen Kosten verbunden
ist, werden naturnahe Lösungen gesucht, die eine Wasserreinigung durch eine gegenläufige Reaktion zum Entstehungsprozess
zum Ziel haben. Das setzt aber die Kenntnisse der einmal abgelaufenen Prozesse und der zu etablierenden Gegenprozesse
voraus.
3.2 Zusammenstellung von chemischen und mikrobiell
gestützten chemischen wasserqualitätsbeeinflussenden
Prozessen
.
Die zu berücksichtigenden Prozesse sind säurebildende Reaktionen, Oxidationen und Reduktionen, Komplexierungsreaktionen
und in selteneren Fällen Transformationen. Unter komplexierenden Prozessen soll dabei die Bildung von stabilen Komplexen
verstanden werden.
Bei
Transformationen handelt es sich um die Umwandlung anorganischer Reaktionspartner mit
organischen Molekülresten zu metall- oder metalloidorganischen Verbindungen. Bekannteste Beispiele dürften die
Methylierungen und Ethylierungen von Quecksilber und Arsen sein. Diese aufgeführten Prozesse können dabei rein chemischer
Natur sein, sie können aber auch mikrobiell beeinflusst bzw. katalysiert sein

15
3.2.1 Chemische Prozesse
Die Anzahl der rein chemisch ausgelösten Prozesse ist relativ gering und beruht auf einigen Oxidationen, Reduktionen und
säurebildenden Prozessen sowie einer Anzahl von Fällungsreaktionen als Folge von pH Wertverschiebungen oder
Überschreitungen der geltenden Löslichkeitsprodukte.
3.2.1.1. Oxidierende Prozesse
Die am meisten beobachteten oxidierenden Prozesse beruhen auf der Einwirkung des Luftsauerstoffes auf eisen- und
sulfidhaltige Minerale wie Markasit und Pyrit in Gegenwart von Wasser. Sie sind der Auslöser für die Bildung von sauren
Drainagewässern durch die Freisetzung von Protonen (AMD / ARD) und der weiteren Mobilisierung verschiedener
Schwermetalle. Broughton et.al. 1992
,
Rob & Robinson 1995, Taylor et.al. 2003).
FeS
2
+ 7,5 O
2
+ H
2
O
Fe
2+
+ 2 SO
4
2-
+ 2 H
+
(1)
Dabei kann die Mobilisierung durch eine Auflösung ausgelöst durch die gebildete Schwefelsäure erfolgen oder durch eine
Oxidation des in einem zweiten Schritt gebildeten Fe
3+
.
Fe
2+
+ 0,5 O
2
2 Fe
3+
+ H
2
O
(2)
FeS
2
+ 14 Fe
3+
+ 8 H
2
O
15 Fe
2+
+ 16 H
+
+ 2SO
4
2-
(3)
Die Geschwindigkeit mit der die Auflösung und Nachlieferung von Fe
3+
und H
+
erfolgt ist dabei neben den vorhandenen
Konzentrationen vor allem vom pH Wert abhängig.
Ein Beispiel für die Mobilisierung eines Schwermetalles ist die Freisetzung von Uran durch die Oxidation von U
4+
mit Fe
3+
zur
Bildung von mobilem U
6+.
,
das mit den vorhandene Sulfationen Uranylsulfate bildet und im sauren pH Gebiet sehr gut löslich
ist. (Torma 1985) Gleichungen 4, 5 (Bernhardt, Damm 1973)
U
4+
O
2
+ 2 Fe
3+
[U
6+
O
2
]
2+
+ 2 Fe
2+
(4)
[UO
2
]
2+
+ 3 H
2
SO
4
+ 0,5 O
2
H
4
[UO
2
(SO
4
)
3
] + H
2
O
(5)
Neben dem Trisulfaturanatanion ist auch ein Disulfaturanatanionen bekannt.
Ein weiterer zu beachtender Oxidationsprozess, der vor allem im sauren pH Gebiet abläuft, ist die Oxidation von Fe
2+
zu Fe
3+
durch Mangandioxid. (Bernhardt, Damm 1973)
2 Fe
2+
+ MnO
2
+ 6 H
+
2 Fe
3+
+ Mn
2+
+ 4 H
2
O
(6)
Durch diesen Prozess wird einmal die weitere Freisetzung von Schwermetallen katalysiert, zum anderen sorgt er für eine
Freisetzung von Mn
2+
Ionen im Wasser.
3.2.1.2.
Säurebildende Prozesse
Der am meisten anzutreffende Prozess einer Säurebildung ohne Mitwirkung von Mikroorganismen beruht auf der chemischen
Oxidation von sulfidhaltigen Mineralen wie Pyrit und Markasit. Markasit ist dabei weniger Stabil als Pyrit und wird in Gegenwart

16
von Luftsauerstoff zu Eisenoxid und SO
2
oxidiert. Diese Oxidation geht sehr schnell, bei Pyrit findet der gleiche Prozess statt
dauert aber etwas länger.
4 FeS
2
+ 11 O
2
2 Fe
2
O
3
+ 8 SO
2
(7)
Wenn Feuchtigkeit vorhanden ist oder Wasser dazu kommt wirkt das gebildete Fe
3+
als Katalysator für die weitere Oxidation der
Sulfide wie in (3 ) gezeigt und aus dem SO
2
wird über SO
3
2-
und Wasser zunächst schweflige Säure und dann Schwefelsäure.
(Broughton et.al.1992). Eine weitere Möglichkeit zur Bildung bzw. zur Freisetzung von Protonen existiert immer dann, wenn
Metallionen als Hydroxide gefällt werden und die dabei übrig bleibenden Protonen im Wasser verbleiben. Solche Beispiele sind
die Fällungen von Fe(OH)
3
oder von Manganoxyhydroxid. (Rob Robinson 1995)
Mn
2+
+ ¼ O
2
+ 3/2 H
2
O
MnO(OH) + 2 H
+
(8)
Ähnliche protonenfreisetzende Prozesse sind bei der Fällung von Aluminium zu beobachten.
3.2.1.3.
Reduzierende Prozesse
Die auf rein chemischer Basis beruhenden reduzierenden Prozesse sind in der Regel als Gegenstück zu den
Oxidationsprozessen anzusehen. Die dabei auftretenden Reaktionsprodukte sind vor allem Fe
2+
und Mn
2+
Ionen. Daneben
müssen auch As
3+
Ionen als Ergebnis einer Reduktion von As
5+
genannt werden
3.2.1.4.
Fällungsprozesse und Komplexbildungsreaktionen
Fällungsprozesse treten immer dann auf wenn die Löslichkeitsprodukte von Metallverbindungen überschritten werden. Die
wichtigsten Fällungsprozesse im Zusammenhang mit der Gestaltung von Wetlands und der Wasserreinigung sind die Bildung
von Hydroxiden in neutralen oder alkalischen pH Wertbereichen. Dazu ist die Entfernung von H
+
Ionen oder die Freisetzung von
OH
Ionen notwendig. Eine solche Reaktion findet statt, wenn die gebildete Säure im vorliegenden Falle die sulfathaltige
Lösung mit einem Karbonat reagiert.
2H
+
+ SO
4
2-
+ Ca CO
3
Ca
2+
SO
42-
+ H
2
O + CO
2
(9)
Eine annähernd ähnliche Reaktion findet statt, wenn an Stelle von Karbonat Kalk oder Kalkmilch verwendet wird.
2H
+
+ SO
4
2-
+ Ca O
Ca
2+
SO
42-
+ H
2
O
(10)
2H
+
+ SO
4
2-
+ Ca (OH)
2
Ca
2+
SO
42-
+ 2H
2
O
(11)
Durch die Entfernung der Wasserstoffionen wird der pH Wert in den Neutralbereich verschoben, das heißt, die Konzentration
der Hydroxylionen steigt und Metalle können als Hydroxide gefällt werden. Wenn dabei gleichzeitig das Löslichkeitsprodukt von
CaSO
4
überschritten wird, fällt ein Teil der Kalziumionen als Kalziumsulfat ( Gips ) aus.
In der Tabelle 4 sind wichtige zu erwartende Fällprodukte und einige Aussagen über die jeweiligen Löslichkeiten
zusammengestellt, soweit sie bekannt sind. Die Löslichkeit wird dabei in g einer wasserfreien Substanz, die in 100 g
Lösungsmittel in diesem Falle Wasser aufgelöst werden können, angegeben und das bei einer vorgegebenen Temperatur.
(Vogel 1956)

17
Tabelle 4: Zusammenstellung von Fällungsprodukten und ihrer Löslichkeit
Reaktion
Element
Fällungsprodukt
Löslichkeit
[g/100 ml Lösungsmittel]
Bemerkung
Hydroxidfällung
Fe
3+
Fe(OH)
3
0,0048 X 10
– 6
/ 18 °C
Fe
2+
Fe(OH)
2
96 X 10 – 6 / 18 °C
Cu
2+
Cu(OH)
2
Unlöslich in Wasser
Mn
2+
Mn(OH)
2
0,19 X 10
– 3
/ 18 °C
Ni
2+
Ni(OH)
2
1,3 X 10
– 3
/ 20 °C
Zn
2+
Zn(OH)
2
0,19 X 10
– 3
/ 29 °C
Al
3+
Al(OH)
3
1,5 X 10
– 4
/ 20 °C
Sulfatfällung
Ca
2+
CaSO
4
0,067 / 100 °C
Anhydrit
CaSO
4
2H
2
O
0,2036 / 20 °C
Gips
Ba
2+
BaSO
4
0,23 X 10
-3
/ 18 °C
Hydroxysulfat
Fe
3+
Fe
8
O
8
[(OH)
x
(SO
4
)
y
]
Schwertmannit
Me
+
/ Fe
3+
Me
+
Fe
3
[(OH)
6
/(SO
4
)
2
]
Unlöslich in Wasser
Jarosit, Me
+
=
K,Na,NH
4
+
Karbonat
Ca
2+
CaCO
3
1,5 X 10
– 3
/ 18 °C
Calzit / Aragonit
Phosphat
Fe
3+
FePO
4
X 2 H
2
O
Un/schwerlöslich in
Wasser
Sulfid
Fe
3+
Fe
2
S
3
unlöslich in Wasser
Fe
2+
FeS
2
0,5 X 10
– 3
/ 18 °C
Disulfid / Pyrit
Fe
2+
FeS
2
0,44 X 10
– 3
/ 18 °C
Sulfid / Magnetkies
Neben der Fällung als Hydroxid wurden auch Fällungen von Karbonaten, Sulfaten und Phosphaten sowie Fällungen als Sulfide
aufgenommen.
Eine solche Fällung setzt dabei die Bildung oder Anwesenheit der notwendigen Ionen wie z. B. von freien Sulfidionen voraus.
Das ist aber unter natürlichen Bedingungen durch einen rein chemischen Prozess in einem Wetland nicht immer zu erwarten.
In die Tabelle wurden ebenfalls Ausfällungen von Eisen mit Sulfaten im sauren pH Gebiet aufgenommen, die bei einer
Wasserbehandlung von einem sulfathaltigen Wasser immer eine besondere Rolle spielen.
Neben diesen Fällungsprozessen ist eine Reihe von Komplexbildungen bekannt, die ebenfalls zur Abtrennung von
Schadstoffen genutzt werden können.
So bilden Huminsäuren neben weiteren organischen Verbindungen mit Schwermetallen sehr stabile Komplexe die in
entsprechenden Konstruktionen für eine Bindung und Entfernung von Schwermetallen aus Wässern verwendet werden können.
(Schöpke 2007)

18
Eine Reihe von Metallionen ist fähig Komplexe zu bilden, die anschließend stabil und bei bestimmten pH Werten gut löslich
sind. Ein bekanntes Beispiel ist die Bildung von Eisenhexafluorokomplexen unter sauren pH Bedingungen.
Fe
3+
+ 6 F
-
+ Me
++
([Fe F
6
]
3-
)
2
Me
3
2+
(12)
Diese Komplexe können andere Metalle binden und damit in der Lösung halten. Auf der anderen Seite ist die Stabilität vom pH
Wert abhängig, so dass es auch zu einer Zerstörung eines solchen Komplexes und der Freisetzung bzw. der Abscheidung von
Metallen kommen kann. (Institut für Biotechnologie IBT - Offenlegungsschrift 1991) So zerfällt der Eisen-Hexafluorokomplex bei
einem Steigen des pH Wertes und Eisen sowie ein schwerlösliches Fluorid werden abgeschieden.
3.2.1.5.
Sorptionen und Adsorptionen
Neben Fällungsprozessen ist für eine Abtrennung von Metallionen auch die Adsorption und Absorption möglich. Dazu werden
vorwiegend Materialien mit großen Oberflächen und spezifischen geladenen funktionellen Gruppen verwendet, die entweder ein
Anhaften an der Oberfläche oder eine Aufnahme und Bindung an die Trägersubstanz auslösen. Bekannte Beispiele sind die
Verwendung von Verbindungen die aus Eisenoxiden, -hydroxiden oder -hydroxysulfaten bestehen wie FerroSorp, (Kießig
2001) oder von geschäumten Titanoxidverbindungen wie Hedulit (Kießig 2001, Annable et.al. 2008).
FerroSorp der Fa. HeGoBiotec GmbH ist ein durch ein spezielles Verfahren körnig hergestelltes Eisenoxidhydrat mit einer
spezifischen Oberfläche von 300 m
2
/g. Der mittlere Porenradius beträgt ca.200 nm, die Gesamtporosität 70%.
Solche Sorbentien eignen sich für die Errichtung von chemischen Barrieren und reaktiven Wänden zur Abtrennung von
Metallen.
Es sind aber auch umfangreiche Sorptionsprozesse durch die Bindung und Aufnahme in bzw. an Mikroorganismen bzw. deren
Zellwände bekannt. und in den verschiedensten Behandlungstechnologien angewandt.(Brierley et.al. 1986, Beveridge, Doyle
1989, Brierley 1990).
3.2.2 Mikrobiologische Prozesse und Wechselwirkungern
Eine große Rolle bei der Gestaltung und dem Betrieb von Wetlands spielen die verschiedenen mikrobiologischen Prozesse.
Durch Mikroorganismen werden eine Reihe von Metallen und Schadstoffen je nach Mikroorganismenart und den herrschenden
Prozessbedingungen oxidiert, reduziert oder in andere Verbindungen transformiert. (Beveridge, Doyle 1989, Ehrlich 1996, Rossi
1990, Schippers et.al. 2014). Dadurch ändern sich die physikalischen und chemischen Eigenschaften der so behandelten
Metalle. Diese Prozesse können deshalb sowohl für eine Mobilisierung als auch für eine Immobilisierung genutzt werden. Da
sie in der Regel mit dem Metabolismus von Mikroorganismen verbunden sind, kann als Ausgangspunkt der Betrachtungen für
die verschiedensten Reaktionen die Zellsubstanzsynthese genutzt werden. Die Zellsubstanzsynthese ist in der nachfolgenden
schematischen Reaktionsgleichung dargestellt.
Sie beschreibt, dass Mikroorganismen Sauerstoff und Nährstoffe
sowie eine Kohlenstoffquelle benötigen, um sich zu
vermehren und Biomasse zu bilden und dabei CO
2
sowie diverse weitere Reaktionsprodukte neben Wasser und Energie /
Wärme abgeben.
Vereinfacht kann deshalb für die Zellsubstanzsynthese folgende Reaktionsgleichung angesetzt werden
MO + O
2
+ N , P (NS) + C
C
1
H
1,68
N
0
,
16
O
0,5
P (BM) + CO
2
+ RP +E + H
2
O
(13)

image
19
Da diese Lebensprozesse aus anabolen und katabolen Reaktionen bestehen, verlangt das eine ständige Bereitstellung von
Energie für den Aufbau der organischen Materie und die damit verbundenen Abbauprozesse. die auf der Basis von Oxidations-
und Reduktionsprozessen geliefert werden muss.
In der Abbildung 1 ist deshalb die Zellsubstanzsynthese unter Berücksichtigung der Energielieferung und der notwendigen
Nähr- und Spurenstoffe dargestellt. Bei diesem Prozess muss immer ein Reaktionspartner die Elektronen für die
Energielieferung abgeben und ein zweiter Partner muss anwesend sein, der sie aufnimmt.
Abbildung 1: Schematische Darstellung einer Zellsubstanzsynthese mit Energietransfer
Aus dieser Gleichung lassen sich die verschiedensten Oxidations- und Reduktionsprozesse für die Anwendung mikrobieller
Prozesse in Ökosystemen ableiten, wenn die elektronenabgebenden und -aufnehmenden Substanzen zusammengestellt
werden.
3.2.2.1
Oxidations- und Reduktionsprozesse
Bei einem mikrobiellen Wachstumsprozess auftretende bekannte Oxidationsprozesse sind in Tabelle 5 zusammengestellt.
Tabelle 5: Zusammenstellung ausgewählter Oxidationsprozesse
Element
Wertigkeitsstufe
Bemerkungen
Fe
2+
Fe
3+
O
2
, unter sauren Bedingungen
As
3+
As
5+
Sb
3+
Sb
5+
Mn
2+
Mn
4+
O
2
, saurer, neutraler pH Wert
U
4+
U
6+
O
2
, saurer pH Wert
Cr
3+
Cr
6+
O
2
, saurer pH Wert
S
2-
S
6+
( SO
4
)
2-
O
2
, saurer, neutraler pH Wert

20
S
6+
( SO
4
)
2-
O
2
, saurer, neutraler pH Wert
Se
2-
Se
6+
( SeO
4
)
2-
O
2
, saurer, neutraler pH Wert
NH
4
+
NO
2
-
/ NO
3
-
O
2
, neutraler pH Wert
C
org
C
4+
( CO
2
)
O
2
, saurer bis neutraler pH Wert
Die bekannten elektronenaufnehmenden Reduktionsprozesse sind in Tabelle 6 vorhanden. Beide Tabellen enthalten nur die im
Hinblick auf die Anwendung biologischer Prozesse in Wetlands interessanten Reaktionen. Umfangreiche Informationen über die
einzelnen Bedingungen und ablaufenden Reaktionen sind in Ehrlich (1996) und Fritsche (1990) zu finden. Über ausgefallene
Reduktionsprozesse wie die Reduktion von Tc
7+
, Cr
6+
oder Co
3+
haben unter anderem (Fredrickson et.al. 2000, Gorby et.al
1998 oder Heyrend et.al. 1996) berichtet.
Tabelle 6: Zusammenstellung ausgewählter Reduktionsprozesse
Element
Wertigkeitsstufe
Bemerkungen
Fe
3+
Fe
2+
anaerob, neutraler pH Wert
As
5+
As
3+
anaerob, pH 7 - 9
Mn
4+
Mn
2+
anaerob, neutraler, saurer pH Wert
Sb
5+
Sb
3+
anaerob, neutraler pH Wert
U
6+
U
4+
anaerob, neutraler pH Wert
Tc
7+
Tc
5+
/ Tc °
anaerob, neutraler pH Wert,
Lactat als C - Quelle
Cr
6+
Cr
3+
anaerob, neutraler pH Wert
Co
3+
Co
2+
/ Co °
anaerob, Rückoxidation durch Mn
4+
S
6+
(SO
4
)
2-
S
2-
anaerob, neutraler, saurer pH Wert
S
6+
(SO
4
)
2-
anaerob, neutraler pH Wert
PO
4
3-
P
3-
( H
3
P)
anaerobe Bedingungen
Se
6+
( SeO
4
)
2-
Se
2-
anaerob, neutraler pH Wert
NO
3
-
N
2
°
Fakultativ anaerober Prozess

21
NO
3
-
NH
4+
Fakultativ anaerober Prozess
CO
2
C
4-
( CH
4
)
anaerober Prozess
3.2.2.2
Säurebildende mikrobielle Prozesse
Aus den Oxidations- und Reduktionsprozessen lassen sich bereits eine Anzahl mikrobieller säurebildender Prozesse ableiten.
In den Geleichungen (14) – (17) sind die Reaktionen dargestellt, die durch Mikroorganismen und durch die Freisetzung von Fe
3+
ausgehend von einem Sulfid zur Bildung von Schwefelsäure führen.
FeS
2
+ 3 O
2
+ MO
+ 2H
2
O
Fe
2+
+ 4H
+
2 SO
4
2-
(14)
Fe
2+
+ Mo
Fe
3+
(15)
2Fe
3+
+ S
2-
2 Fe
2+
+ S°
(16)
S° + MO
+ O
2
+2H
2
O
4 H
+
+ SO
4
2-
(17)
Neben der Bildung von Schwefelsäure ist die Bildung von Salpetersäure durch die NH
4
+
Oxidation bekannt und in (18)
dargestellt.
NH
3
/ (NH
4
+
) + MO + 2O
2
HNO
3
+ H
2
O
(18)
Der als Nitrifikation bekannte Prozess läuft in der Regel in zwei Schritten ab, zunächst der Bildung von Nitrit und anschließend
die weitere Oxidation zu Nitrat.
NH
4
+
+ 1,5 O
2
Nitrosomonas
NO
2-
+ 2 H
+
+ H
2
O + 275 kJ
(19)
NO
2
-
+ 0,5 O
2
Nitrobakter
NO
3
-
+ 75 kJ
(20)
Eine weitere anorganische und in Betracht zuziehende Säure ist die Kohlensäure, die durch die Auflösung von Karbonaten und
die Bildung von CO
2
entsteht und insbesondere bei Korrosionsprozessen und metallauflösenden Prozessen eine Rolle spielt.
Me CO
3
+ H
2
SO
4
MeSO
4
+ H
2
CO
3
(21)
Je nach den herrschenden pH Bedingungen zerfällt einmal die gebildete Kohlensäure und es entweicht CO
2
oder sie dissoziiert
zu einer schwachen Säure
H
2
CO
3
H
2
O + CO
2
(22)
CO
2
+ H
2
O
HCO
3
-
+ H
+
(23)
Ebenfalls in Betracht zu ziehen ist die Bildung von organischen Säuren.
Die Bildung organischer Säuren kann eine besondere Bedeutung für Laugungszwecke und für Metallbindungszwecke spielen.
Organische Säuren sind entweder metabolische Produkte, die im Rahmen eines Wachstumsprozesses von Mikroorganismen
auf Kohlenwasserstoffen entstehen oder Produkte, die als Stoffwechselprodukte aus dem Zellvermehrungsprozess
abgeschieden
werden.
Beispiele
für
solche
Produkte
sind
die
gebildeten
unterschiedlichen
Fettsäuren
aus
Paraffinkohlenwasserstoffen oder die Ausschüttung von Zitronensauren und Oxalsäure.(Stichel 1978, Fritsche 1990). Ebenso
ist die Bildung von Gluconsäure durch eine Oxidation von Glucose in einem stickstofffreien Medium bekannt. (Iske et. al.
1982,1985, Uhlig et.al.1986) Die Bildung solcher organischer Säuren ist schematisch in Gleichung (24) dargestellt.

22
C
x
H
y
O
z
+ MO
R – COO
-
H
+
+ MO
(24)
3.2.2.3
Stoffwandlungen und Transformationen
Neben den Oxidationen Reduktionen und den Säurebildungen spielen zusätzlich auch Transformationsprozesse oder
Stoffwandlungen eine bedeutende Rolle bei der Behandlung metallhaltiger Wässer. So besteht in Gegenwart von
Mikroorganismen
oder im weiteren durch biologische Systeme die Möglichkeit, die physikalischen Eigenschaften von
Metallverbindungen zu verändern. Das ist im Hinblick auf ihre Abtrennung besonders interessant.
Bekanntestes Beispiel ist die Metylierung und Ethylierung von Quecksilberverbindungen zu Mono- oder Dimethyl bzw. –
ethylmercuraten, die durch Schilf oder sulfatreduzierende Mikroorganismen ausgeführt wird. (Challenger1935, Challenger
1951, Canela, Jardim 1997, Comieau, Bartha 1985, Ebinghaus, Wilken 1993, Heyes et.al.2000, Windmoller et.al.1996) So ist
inzwischen auch bekannt, dass eine ganze Reihe von Metallen und Metalloide unter reduzierenden Bedingungen zu ähnlichen
metallorganischen Verbindungen umgewandelt werden können. (Challenger 1935, Cheng & Focht 1979, Craig & Glockling
1988, Blair et.al. 1982, Thayer, Brinkman 1984, Thomas et.al. 2012) Zu ihnen gehören Blei, Zink, Zinn, Wismut, Technetium
aber auch Arsen und Selen. Da es eine große Zahl von solchen metallorganischen Verbindungen gibt und die Umwandlung
sich nicht nur auf die Kopplung mit Methyl und Ethylgruppen erstreckt sollen hier nur einige ausgewählte und besonders
wichtige Beispiele vorgestellt werden. (Craig, Glockling 1988, Thomas et.al. 2012, Cheng, Focht 1979, Cooney 1988)
Einige Beispiele für Methylierungen und Dimethylierungen von Metallen und Arsen sind in den Gleichungen 25 – 29 gezeigt.
Hg +
(-CH
3
)
(CH
3
) Hg
(25)
Hg +
2 (-CH
3
)
(CH
3
)
2
Hg
(26)
Pb +
2 (-CH
3
)
(CH
3
)
2
Pb
(27)
As + 1 – 3 ( -CH
3
)
(CH
3
)
3
As
(28)
Sn +
4 (-CH
3
)
(CH
3
)
4
Sn
(29)
Die Stabilität der Verbindungen ist in der Regel von den herrschenden Bedingungen wie pH Wert und Redoxpotenzial
abhängig. Da ihre Entstehung an die Anwesenheit von Alkylgruppen übertragende Mikroorganismen gebunden ist, sind sie
deshalb bevorzugt unter anaeroben Bedingungen anzutreffen.
Mit dieser Umwandlung werden in der Regel die physikalischen Eigenschaften verändert. Da einige dieser metallorganischen
Verbindungen flüchtig sind und diese Verbindungen einen hohen Dampfdruck besitzen, besteht zusätzlich auf diese Weise die
Möglichkeit, sie gut aus dem wässrigen System zu entfernen. Damit ist gleichzeitig die Voraussetzung gegeben, sie relativ
sauber abzutrennen und mit hoher Reinheit zu erhalten.
3.2.2.4 Mikrobielle Sorptions- und Akkumulationsprozesse
3.2.2.4.1
Einführung
Wie bereits unter 3.2.1.5
erwähnt, sind umfangreiche Sorptionsprozesse durch die Bindung und Aufnahme in bzw. an
Mikroorganismen bzw. deren Zellwände bekannt und in den verschiedensten Behandlungstechnologien angewendet worden.
(Brierley et.al.1986, Beveridge , Doyle 1989, Brierley 1990, Jeffers et.al. 1993, Diels et.al. 2002 )

23
Dabei wird zwischen Akkumulationsprozessen, bei denen ein Metallion im Zellinneren durch einen lebenden Prozess
angereichert wird, und den Biosorptionsprozessen, bei denen Metallionen an den funktionellen Gruppen von Zellwänden und
Zellwandbestandteilen in einem passiven Prozess gebunden werden, unterschieden.(Beveridge 1989)
3.2.2.4.2
Sorptionsprozesse
Die für eine Abtrennung von Metallen durch Zellen und Zellbestandteilen entwickelten und genutzten Biosorptions- und
Bioakkumulationsprozesse wurden und werden in der Regel durch die bestehenden Kosten für die Biomasseherstellung und die
Preise für die gewinnbaren Metalle bestimmt. So sind je nach der wirtschaftlichen Situation beginnend in den 80 Jahren des
letzten Jahrhunderts die unterschiedlichsten Prozesse entwickelt worden. Übersichten sowie die Grundlagen sind in (Rossi
1990 a,b, Tsezos 2014, Ehrlich, Brierley 1990, Doyle 1989, Ferris 1989, Geesey & Jang 1989,1990, McLean & Beveridge 1990,
Brierley 1990b) enthalten. Eine gute Übersicht, die insbesondere die technischen Anwendungen neben der Kinetik und den
Grundlagen enthält ist in einem Review des Institutes für anorganische Chemie der Universität Breslau enthalten. (Michalak
et.al. 2013) Dabei wird Biosorption als Unterkategorie der Adsorption verstanden bei der der Sorbent eine biologische Matrix ist.
Der Prozess kann in einem Fließbett oder einem Festbettreaktorsystem durchgeführt werden.
Da diese Speicherungen auch an den in einem Wetland benutzen bzw. verwendeten Materialien stattfinden können und
deshalb zu berücksichtigen sind, sollen die einzelnen Prozesse zur Vervollständigung der ablaufenden Reaktionen aufgeführt
werden.
AMT – BIOCLAIM
TM
Einer der ersten Prozesse war der AMT – BIOCLAIM
TM
Prozess. (Brierly et.al. 1986) Er beruhte auf der Verwendung von
Bacillus subtilis Biomasse nach einer Behandlung mit Alkalien. Brierly et.al.1987, Brierley 1990b) Eine weitere Entwicklung des
Prozesses war die Kopplung der Biomasse mit einem unlöslichen organischen Bindemittel. (Brierley et.al.1990a) Die
verwendete Biomasse wurde durch einen industriellen Fermentationsprozess erhalten. Die granulierte Biomasse hatte eine
Größe von ca. 0,1 mm und entfernte Schwermetalle aus Abwasser. Dabei wurden prozentuale Abtrennungswerte von größer
als 99 % für Ag, Cd, Cu, Pb und Zn sowie für Edelmetalle angegeben. Die spezifische Aufnahme für Gold aus einer
cyanidhaltigen Lösung betrug 394 mg / g. Ein Kostenvergleich ergab, dass der Prozess 50 % billiger als Fällungsreaktionen und
28 % billiger als ein Ionenaustauschprozess im betrachteten Zeitraum von 1980 – 1990 war.
BIO-FIX
Etwa zeitgleich wurde vom Bureau of Mines in den USA der BIO-FIX Prozess entwickelt und erprobt. In diesem Prozess wurde
eine Mischung von Cyanobakterien, Hefen, Algen und Pflanzen immobilisiert und in einer porösen organischen Matrix zur
Behandlung von Industrieabwässern und Bergbaudrainagewässern mit Schwermetallen verwendet. (Jeffers et.al. 1993)
Hervorzuheben ist dabei die Behandlung von sauren Drainagewässern. Die Immobilisierung erfolgte dabei mit Polysulfon,
Polyethylen oder Polypropylen zur Bildung von porösen Kugeln. Dieses Material wurde als Festbett in gefluteten Kolonnen
verwendet. Screening Test zeigten, dass dieses Material sehr effektiv bei der Behandlung von Wässern mit
Anfangsschwermetallkonzentrationen bis zu 50 mg/l verwendet werden konnte. Die Eluierung der gebundenen Metalle erfolgte
mit Mineralsäuren als Eluent. Dabei konnte eine hohe Stabilität der Sorptionskapazität in einem Bereich bis zu 200 Zyklen
nachgewiesen werden. In Pilotanlagentests konnten in mehreren Kolonnen mit je 284 L an Sorptionsmaterial über 3,8 Millionen
Liter Wasser behandelt werden.
AlgaSORB
TM
Der AlgaSORB
TM
Prozess verwendet eine Biomasse von Chlorella vulgaris, die auf einer Silicagel Matrix immobilisiert worden
war. Das Verfahren wurde von der Bio-Recovery System Inc. Entwickelt. Das Material war gut geeignet Schwermetalle in
verdünnten Wässern mit geringen Konzentrationen in einem Bereich von 1 – 100 mg/l abzutrennen. Dieses biologische
Ionenaustauschsystem war in der Lage, sowohl Metallkationen als auch metallische Oxoanionen abzutrennen und konnte
dadurch im Vergleich zu kommerziellen Ionenaustauschsystemen bestehen. (Barkley 1991)
BV-SORBEX
TM

24
BV-SORBEX
TM
wurde von der SORBEX inc. Montreal entwickelt und erprobt. Als Biosorbent wurde ein Pulver bestehend aus
verschiedenen Algen (S. natans, A. nodosum, H. opuntia, P. pamata, C. crispus, C. vulgaris ) verwendet, nachdem es granuliert
worden war. Die Korngrößen lagen in einem Bereich zwischen 0,1 und 3 mm. Die Metallaufnahme soll unabhängig von der
Konzentration im Wasser gewesen sein und eine Abtrennung von Metallen aus verdünnten und konzentrierten Wässern mit
hoher Effizienz (> 99%) erlauben. (Volesky 1990)
MetaGeneR und RAHCO – Bio Bed
Das sind ebenfalls 2 Biosorptionsprozesse die kommerziell und sehr effektiv für die Entfernung von Schwermetallen aus
Abwässern angewendet worden sind. Dabei wurden bevorzugt Abwässer der galvanischen Industrie und Bergbauwässer
verwendet. (Atkinson et.al. 1989, Chojnacka 2010)
METEX
®
- Prozess
Der METEX
®
- Prozess ist ein Prozess zur Elimination und Extraktion von Schwermetallen aus industriellen Abwässern bei dem
eine Aktivschlammpopulation unter anaeroben Bedingungen in einem Gegenstromreaktor mit konischem Zylinder verwendet
wird. Das Verfahren wurde von der Linde AG entwickelt und 1987 zuerst für die Abtrennung von gelöstem Kupfer aus
Rückständen der Weinherstellung verwendet. Er wird in (Comys 2014) genannt und in (Fürst und Morper 1989) sowie (Morper
2004) dargestellt und beschrieben.
Einen ähnlichen Prozess beschreiben Artola et.al., der in einem 3 Stufen Prozess mit einer anaeroben Klärschlammkultur
Kupfer aus einem Abwasser entfernt und eine Konzentration von 90 mg Cu g Biomasse erreichte. (Artola et.al. 2001)
Im Rahmen der Sanierung der Rückstände des Wismut Bergbaues wurden verschiedene Technologien zur Abtrennung von
Radionukliden insbesondere Uran und Radium erprobt. (BMFT 1993, Wismut 1997). Dabei wurde eine granulierte
sprühgetrocknete Biomasse eines methylotrophen Bakterium MB127 verwendet. Sowohl Radium als auch Uran wurden
gespeichert. Durch pH Wert Verschiebungen in den sauren pH Bereich wurde anschließend eine Desorption wieder möglich.
(DFA 1993)
3.2.2.5
Prozessrelevante Parameter für Sorptionsprozesse
Da die Sorptionsprozesse durch die Bindung der Metallionen an die funktionellen Gruppen der Zellwand ausgelöst werden
existiert eine große Zahl von Einflussfaktoren auf die gebundene Menge an Metallionen.
Dazu zählen
-
die Anzahl und die Art der zur Verfügung stehenden funktionellen Gruppen auf der Zellwand bzw. dem verwendeten
Material,
-
die diese Größen beeinflussenden Kultivierungsbedingungen und die Vorbehandlung der Biomasse
-
der in dem System herrschende pH Wert, denn er bestimmt die Dissoziation der in der Regel neutralen funktionellen
Gruppen und ermöglicht eine Bindung eines Metalls
-
die Masse des verwendeten Biosorptionsmittels
-
die Größe des jeweiligen Metallions
-
die Ladung des jeweiligen Metallions
-
chemische Eigenschaften der Metallionen, die zu schwerlöslichen Verbindungen führen oder sekundäre Redox
Prozesse implizieren
-
die Konzentration des Metalls in der Lösung, da die gebundene Menge durch das Massenwirkungsgesetz bestimmt
wird und höhere Konzentrationen zu größeren spezifischen gebundenen Mengen führen
-
die Gestaltung des Sorptionsprozesses in der Art eines Gegenstromprozesses bei dem bereits beladene
Sorptionsmittel mit der höchsten Metallkonzentration im zulaufenden Wasser und die niedrigsten Konzentrationen mit
unbehandeltem Sorptionsmittel kontaktiert werden

image
25
Da es für die jeweiligen Bindungsprozesse ein pH Optimum gibt und durch die Freisetzung von Protonen in der Regel eine pH
Wertverschiebung während des Sorptionsprozesses erfolgt, ist eine Kontrolle und wenn notwendig Korrektur des pH Wertes
durch eine Regelung unbedingt erforderlich.
Abbildung 2 und Abbildung 3 zeigen typische Sorptionsisothermen. Die spezifische aufgenommene Metallmenge ist Abhängig
von der Anzahl der Sorptionsschritte bis zum Erreichen der jeweils maximalen spezifischen gespeicherten Metallmenge wobei
diese von der jeweiligen Konzentration im behandelten Wasser abhängig ist.
Abbildung 2 zeigt dabei die Zunahme der gespeicherten Menge, wenn die verwendete Biomasse immer wieder mit neuem
metallhaltigen Wasser behandelt wird. Dieser Prozess kann so lange wiederholt werden, bis keine Aufnahme an Metall mehr
erfolgt und das Maximum der Beladung erreicht worden ist. Abbildung 3 zeigt den gleiche Prozess aber mit 3 verschiedenen
Wässern, die jeweils eine andere Konzentration an Metallen besitzen wobei die Metallkonzentration im Wasser 1 größer ist als
die im Wasser 2 und diese wiederum größer als die Konzentration im Wasser 3 ist.
Abbildung 2: Schematische Darstellung der Aufnahme eines Metalls in Abhängigkeit von der Anzahl an
Sorptionsschritten bei konstanter Metallkonzentration im Wasser
Um ein Maß für die Größe der aufgenommenen Metallmenge und ein Vergleich zu verschiedenen verwendeten Biomassen zu
erhalten wurden BCF Werte abgeleitet und eingeführt. Sie sind eine Maßzahl für die mögliche Anreicherung und beschreiben
die Verteilung eines Metalls zwischen einer Masseneinheit Wasser mit Metall und der Konzentration in einer Biomasse. In der
Tabelle 7 sind solche BCF – Werte für die Elemente Zink, Kadmium, Quecksilber und Kupfer sowie verschiedene
Mikroorganismenarten dargestellt. (DFA 1993) Bei den angegebenen Mikroorganismen handelt es sich um Gram positive und
Gram negative Bakterien sowie einige Hefestämme. Sie zeigen, dass eine Anreicherung bis zu einem Faktor der größer als
100000 ist, möglich sein kann.

image
26
Tabelle 7: Zusammenstellung verschiedener Konzentrierungsfaktoren (BCF – Werte)
Stamm / DSM - Nummer
Zn
Cd
Hg
Cu
Bacillus cereus 2301
2220
3180
111000
51150
Bacillus subtilis 387
1160
1920
102000
8760
Bacillus subtilis 402
4830
7840
77400
2300
Bacillus subtilis 2109
19500
11500
119000
880
Citrobacter freundii 30047
1500
1630
25700
18100
Escherichia coli 498
1120
3120
48500
5670
Micrococcus luteus 1790
2710
3550
46300
6200
Pseudomonas putidi 291
3240
3760
138000
15000
Sacharomyces cerevisiae
700
190
8700
2350
Rhodutorula putines
210
120
3100
3460
Hansenula anormala
500
700
16400
500
Abbildung 3: Schematische Darstellung der Aufnahme eines Metalles in Abhängigkeit von der Anzahl an
Sorptionsschritten bei unterschiedlich hohen Metallkonzentration im Wasser

image
image
27
4 Technische Umsetzung und Anwendung
4.1 Einleitung
Da die Zusammensetzung der zu behandelnden Wässer sehr unterschiedlich ist gibt es auch eine Vielzahl von
Behandlungsvorschlägen. Diese kombinieren in den meisten Fällen unterschiedliche Reaktionen und Prozesse. Deshalb kann
in vielen Fällen keine eindeutige Zuordnung zu einem Behandlungsprinzip erfolgen.(Bender & Phillips 1995, Brown et.al. 2003)
Die noch am besten durchführbare Einteilung ist deshalb eine Einteilung in passive und aktive Behandlungsweisen. Die Aktiven
sollen dabei diejenigen enthalten, in der gezielt eine Mikroorganismenpopulation für einen Prozess kultiviert oder eine Substanz
bzw. Chemikalie zur Abtrennung von Schadstoffen dosiert wird. Als passive Verfahren werden diejenigen bezeichnet, die ohne
eine Einwirkung und Zuführung von Fremdstoffen einen Behandlungserfolg anstreben. Eine weitere Unterscheidung ergibt sich
aus der Art der Wasserbehandlung bezüglich des Einflusses von Sauerstoff. So wird zwischen aeroben und anaeroben
betriebenen Systemen unterschieden. Für die anaeroben Behandlungsarten wird auch der Begriff der anoxischen
Behandlungsweise verwendet.
In den Abbildung 4 bis Abbildung 14 sind in der Literatur publizierte Beispiele für die Gestaltung unterschiedlicher naturnaher
Wasserbehandlungssysteme dargestellt, deren Grundlagen und Wirkungsweisen in den nächsten Kapiteln behandelt werden.
Abbildung 4: Anoxische Kalksteindrainage (ALD)
Abbildung 5: Reaktionsgraben gefüllt mit einem Aufwuchsträger für Mikroorganismen und Zufuhr einer
organischen Kohlenstoffquelle

image
image
image
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28
Abbildung 6: Anoxischer durchströmter Reaktionsgraben gefüllt mit Strohballen
Abbildung 7: kontinuierlich und fortlaufend Alkalitat produzierendes Reaktionssystem (SAPS) mit anoxisch
und neutralem Ablauf des Drainagewassers
Abbildung 8: Anoxische Biofilmkammern mit Schwimmschlamm abgedeckt
Abbildung 9: Wetlandkonstruktionen in Verbindung mit einem Oxidationsteich

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image
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29
Abbildung 10: Belüftungsgerinne mit Kalksteinbarrieren
Abbildung 11: Kontrollierte gesteuerte Eutrophierungsreaktionsbecken mit Nährstoff- bzw.
Phosphatzugabe
Abbildung 12: Kalkzugabe zur pH Wertverschiebung und Eisenabtrennung
Abbildung 13: Verwendung von Aufwuchsträgern und Stroh als C – Quelle für eine Sulfatreduktion

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30
Abbildung 14: Abdecken der Sedimente mit organischem Material zur Bindung von Schwermetallen nach
Sulfidbildung und pH Wertverschiebung durch Säureelimination
4.2 Passive Verfahren
Als passive Verfahren werden solche Prozesse bezeichnet, wo unter natürlichen ausgewählten Bedingungen eine Veränderung
der Wasserqualität durch Entfernung der Schadstoffe oder Senkung der Konzentration stattfindet ohne eine aktive
Behandlungsweise des Wassers durchzuführen. (Dodds- Smith et.al. 1995, Kuschk et.al. 2006) Bei den passiven Verfahren
wird darauf orientiert, dass sich die normalen natürlichen Ausgangszustände gewissermaßen wieder von allein einstellen. Sie
können unter Sauerstoffzufuhr durch Kontakt mit der Luft aber auch unter Sauerstoffausschluss stattfinden. Deshalb werden sie
einmal als aerobe Prozesse und zum anderen als anaerobe Prozesse bezeichnet. Aerobe Prozesse finden in flachen Teichen
oder Becken statt, gefüllt mit Erde oder Kalkstein. In ihnen findet eine natürliche Oxidation statt und als deren Folge ein
Abscheiden von Eisen, Mangan und anderen Metallen. Durch den Einbau von Kalkstein kann bei sauren Wässern der pH Wert
in den neutralen Bereich verschoben werden. Die Gestaltung eines solchen Prozesses ist in Abbildung 10 gezeigt. Die wie ein
Wehr wirkenden Kalksteineinbauten führen gleichzeitig zu einer Belüftung und verbesserten Oxidation.
Die anaeroben
passiven Wetlands werden ebenfalls in flachen Teichen angelegt aber mit organischem Material sowie manchmal mit
Kalksteinen gefüllt. Durch die Reaktionen des Wassers mit dem organischen Material wird der Sauerstoff entfernt und Metalle
können als Folge einer Sulfatreduktion abgetrennt werden. Beide Varianten werden verwendet, um metallreiche saure
Bergbaudrainagewässer (AMD) aber auch Wässer mit organischen Kohlenstoffquellen zu reinigen. Abbildung 4 ist ein
typisches Beispiel für die Gestaltung eines solchen Prozesses. Dabei können Kombinationen von beiden Behandlungsarten
verwendet werden. Die Gestaltung der Anlagen ist von der Schadstoffart, der Schadstoffmenge bzw. – fracht und Konzentration
abhängig. Eine kurze informative Übersicht über die passiven Behandlungsweisen ist in Ford 2003 enthalten. Der natürliche
Abbau von Kohlenwasserstoffe in kontaminierten Wässern wird vorrangig mit dem Begriff der natürlichen Sanierung – Natural
Attenuation - bezeichnet. Dabei steht Attenuation für die Senkung und Abschwächung von Konzentrationen. Umfangreiche
Darstellungen und Berichte aus durchgeführten Sanierungsprozessen sind in DECHEMA 1999 und DECHEMA 2000 enthalten.
Die Vorteile der passiven Behandlungsweise sollen nach Ford sein(Ford 2003):
-
Sie benötigen keine Elektrizität
-
Sie benötigen keine mechanischen Geräte, gefährlichen Chemikalien oder Bauwerke
-
Sie benötigen keine täglichen Operationen und Handlungsweisen und keine Erhaltungsmaßnahmen
-
Sie sind natürlich und ästhetisch in ihrer Erscheinung und unterstützen Pflanzen und Wildtiere
-
Sie sind billig.
Daneben werden aber auch Nachteile aufgeführt, die darin bestehen sollen,
-
dass es Genehmigungen für die Einleitung solcher behandelter Wässer geben muss,

31
-
dass die Wasserqualität nicht absolut konstant gehalten werden kann und dass Abweichungen und Fehler durch
veränderte Witterungsbedingungen insbesondere im Winter auftreten können und
-
dass es sich bei diesen Technologien um ein neues Gebiet mit Forschungsbedarf handelt.
Die Beschreibung und Gestaltung der notwendigen Flächen für solche Anlagen, ihre Anwendung im Erzbergbau und
Kohlebergbau sowie die dafür in den USA notwendigen Genehmigungen sind in Ford 1999, Gusek 1995, Hedin et.al. 1994
Pensylvania 1999 und Skousen 2001 dargestellt.
4.3 Mikrobiell und biologisch unterstützte Verfahren (aktive
Prozesse)
Im Gegensatz zu den sogenannten passiven Verfahren sind diejenigen Wetlandprozesse zu nennen, bei denen gezielt eine
Mikroorganismenpopulation stimuliert oder kultiviert wird und als deren Folge eine Veränderung der Wasserzusammensetzung
erreicht wird. Ausgehend von den von den Mikroorganismen bevorzugten Wachstumsbedingungen ist dabei zwischen den
aeroben und anaeroben Prozessen zu unterscheiden.
4.3.1 Aerobe Prozesse
Brei aeroben Prozesse benötigen die Mikroorganismen elementaren Sauerstoff zum Leben und zum Wachstum. Bei diesen
Wachstumsprozessen werden dann Metallionen als Elektronendonatoren verwendet, dabei oxidiert und können dadurch, wenn
sie in eine schwerlösliche Verbindung überführt werden abgetrennt werden. Als Kohlenstoffquelle für das Wachstum dienen
dabei abhängig von der jeweiligen Mikroorganismenart entweder das in der Luft vorhanden CO
2
oder eine organische
Kohlenstoffquelle.
Da die Löslichkeit der Gase Sauerstoff und CO
2
im Wasser begrenzt und von der Temperatur und dem pH Wert abhängig ist,
muss ihrer Zufuhr und Nachlieferung besondere Beachtung geschenkt werden.
Bei einer Zusammensetzung von normaler Luft mit 21 % Sauerstoff und 0,03 % CO
2
bedeutet das eine Löslichkeit des
Sauerstoffes von 7,5 mg bei 30 °C und ca. 14 mg bei etwa 10 °C. Die Löslichkeit des CO
2
liegt dabei bei ca. 99 mg/l und 0°C
und 50 mg bei ca. 20 °C.
Wenn berücksichtigt wird, dass für die Bildung von 1 g Biomasse mindestens 450 mg Kohlenstoff und 300 mg Sauerstoff
notwendig sind – ohne Berücksichtigung der katabolen Reaktionen, kann gesehen werden, dass diese geringen Mengen für
eine größere Biomassekonzentration nicht ausreichend sind und deshalb auf eine ständige Gaszufuhr zur Nachlieferung
orientiert werden muss.
Ansatzweise kann die Sauerstoffeintragsgeschwindigkeit nach
rO
2
= K
l
a (C
s
– C
a
)
(30)
berechnet und bestimmt werden wobei.
rO
2
= die Sauerstoffeintragsgeschwindigkeit in g/lh
K
l
= Stoffübergangskoeffizient Luft Wasser (m/h)
a = die spezifische Oberfläche (m²Gas/m³Wasser)
C
s
= die Sättigungskonzentration (mg/l)
C
a
= die aktuelle Konzentration (mg/l)
Ist.

image
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32
Daraus kann abgeleitet werden, dass eine größere Menge an Sauerstoff und natürlich auch CO
2
nur durch eine große
Gasoberfläche und eine große Differenz zwischen dem Sättigungswert und der aktuellen Konzentration erreicht werden kann.
Eine Veränderung bzw. Erhöhung des Stoffübergangskoeffizienten ist in der Regel schwierig zu erreichen und dafür
vorgesehene Maßnahmen sollten wegen der mit ihnen verbundenen Nebenwirkungen vermieden werden.
Die wichtigsten aeroben Prozesse zur Metallabtrennung auf dieser Art sind:
-
Die Oxidation von Eisen II zu Eisen III unter sauren pH Bedingungen.
Dieser Prozess kann in einem pH Bereich von ca. 1,5 – 4 stattfinden. Dafür ist eine ganze Reihe von verschiedenen
azidophilen chemolithoautotrophen Eisenoxidierern geeignet. Bekannteste Stämme sind:
Leptospirllum ferrooxidans
,
Acidithiobacillus ferrooxidans, Sulfolobus metallicus, Acidianus brierleyi, Ferrovum myxofaciens.
-
Die Oxidation von Eisen II zu Eisen III unter neutralen, schwach sauren pH Bedingungen
Die Oxidation wird von einer großen Zahl an Mikroorganismenstämmen ausgeführt. die zum Teil auch in dem sauren pH
Gebieten leben. Das trifft besonders auf einige Stämme von
Acidithiobacilli
und
Metallogenium
zu.Von den neutrophilen
Mikroorganismenarten sind es vor allem Stämme von
Gallionella
, die in einem pH Bereich von ca. 6 – 8 leben und wachsen
sowie
Leptothrix
und
Sphaerotilus
.
-
Die Oxidation von Mn
2+
zu Mn
4+
Dieser Prozess findet vorwiegend im neutralen bis leicht alkalischen Bereich statt. Das gebildete 4 wertige Mangan wird dabei
als Mangandioxid (Braunstein) abgeschieden. Der Prozess kann direkt oder indirekt durch freie Radikale oder gebildetes H
2
O
2
erfolgen. Bekannteste Mikroorganismenarten sind
Arthrobacter
,
Leptothrix
,
Metallogenium
,
Lactobazillus
sowie verschiedene
Pseudomonas
- und
Citrobacter
arten.
Abbildung 15: Kiesbett in einem Wetland mit und ohne Manganablagerungen

33
In Abbildung 9 ist ein Beispiel für die Gestaltung eines Wetlands mit einem aeroben Teil und einem Oxidationsteich gezeigt.
Abbildung 15 zeigt Bilder aus einem Wetland, indem eine Oxidation der Manganionen zu Mangandioxid stattgefunden hat. Der
gleiche Prozess wird auch in kontinuierlich betriebenen Sandfiltern zur Abtrennung von Mangan verwendet. (Czekalla et.al.
1995, Mouchet 1992)
4.3.2 Anaerobe Prozesse
Als anaerobe Prozesse werden Reaktionen von und mit Mikroorganismen bezeichnet, die dann ablaufen, wenn kein
molekularer Sauerstoff zur Verfügung steht. Da es sich fast immer dabei um Reduktionen handelt und sie in einem
sauerstofffreien Milieu ablaufen werden sie auch vielfach als anoxische Prozesse bezeichnet.
Beispiele für die Gestaltung zeigen die Abbildungen Abbildung 5, Abbildung 6, Abbildung 7, Abbildung 11.
Die Ursachen für einen sauerstofffreien Zustand können unterschiedlicher Art sein und darin bestehen dass:
-
Eine Sauerstoffnachlieferung nicht möglich ist,
-
Die Nachlieferung bezüglich der notwendigen Menge ungenügend ist,
-
Der Konzentration des vorhandenen Sauerstoffs durch einen vorgeschalteten Verbrauchsprozess minimiert worden ist.
Wenn das der Fall ist, dann können die in der Tabelle 6 dargestellten Reduktionsprozesse ablaufen, wenn die dafür geeigneten
Bedingungen vorhanden sind.
Besondere Bedeutung besitzen dabei die sulfatreduzierenden Prozesse, da sie einmal zu einer Senkung der
Sulfatkonzentration durch einen Sulfatabbau führen, gleichzeitig eine vorhandene organische Kohlenstoffquelle abbauen und
sie partiell zu CO
2
umwandeln. Der pH Wert wird durch den Verbrauch von H
+
Ionen in den neutralen bzw. leicht alkalischen pH
Bereich verschoben und durch die gebildeten Sulfid-, Hydroxyl- und
Hydrogenkarbonationen wird eine Senkung der
Metallkonzentrationen durch die Bildung der entsprechenden Niederschläge erreicht. Gleichzeitig führen Reduktionsprozesse
zu unlöslichen Metallverbindungen.
Bekannteste Mikroorganismenarten für eine Sulfatreduktion sind:
Desulfovibrio
,
Desulfuromonas
,
Desulfobulbus
,
Desulfobacter
,
Desulfococcus
,
Desulfosarcina
,
Desulfonema
und
Desulfotomaculum, Thermodesulfobacteria, Desulfotomaculum
Die meisten von ihnen besitzen die Fähigkeit auf einer Oberfläche zu haften und einen Biofilm zu bilden. Dadurch existieren sie
stationär im Wetland und werden nicht mit dem Wasser ausgetragen. Der für das Wachstum benötigte Sauerstoff stammt dabei
aus dem Sulfat oder einer anderen Sauerstoffquelle. Das kann neben dem Sulfat vor allem Nitrat sein.
Neben diesen für eine Wasserbehandlung positiven Reaktionen sind aber auch eine Reihe meistens ungewünschter Prozesse
wie der Methanbildung, der Methylierung von Metallen und der Mobilisierung einiger Schadstoff wie Arsen oder Mangan zu
berücksichtigen.
In
Abbildung
16
sind die wichtigsten ablaufenden Prozesse bei einer Sulfatreduktion zusammengestellt worden. Sie zeigt den
schematischen Wachstumsprozess und Abbau der Kohlenstoffquelle, die Umwandlung des Sulfates zu Sulfid, die möglichen
Metallreduktionsprozesse und die möglichen Fällungsprozesse. Dabei wurde auch die mögliche Speicherung von Metallen
durch eine Biosorption oder Bioakkumulation durch die gebildete Biomasse berücksichtigt.
Möglichkeiten einer Realisierung sind schematisch in Abbildung 13 und Abbildung 14 gezeigt, aber auch die Modelle der
Abbildung 5 bis Abbildung 7 können dafür genutzt werden.
Die Entscheidung für ein anaerobes Wetland und seine Gestaltung verlangen deshalb genaue Kenntnisse des zu
behandelnden Wassers und Vorstellungen über die zu erreichenden Konzentrationen nach einer Behandlung.

image
34
Abbildung 16: Zusammenstellung der wichtigsten biologischen und chemischen Reaktionen bei einer
Sulfatreduktion
.
4.4 Modifizierte Verfahren - Einflüsse Beschleunigungen
Eine Beschleunigung der ablaufenden Prozesse in einem Wetland setzt zunächst die genaue Kenntnis der jeweils zu
beschleunigenden Reaktion voraus und die jeweiligen Gründe für die Begrenzung der Geschwindigkeit. In der Regel sind das
entweder nicht ausreichende oder ungenügende Konzentrationen der notwendigen Reaktionspartner oder die durch die
genetischen Eigenschaften der Mikroorganismen bestimmte Geschwindigkeiten.
Fehlende
Reaktionspartner
sind
meistens
ein
ungenügendes
Sauerstoffangebot
bei
aeroben
Wetlands
mit
Oxidationsprozessen. Daneben ist ebenfalls ein Mangel an einer geeigneten Kohlenstoffquelle für mikrobielle Prozesse bekannt
und das Fehlen von Wasserstoff bei Reduktionsprozessen.
4.4.1 Beschleunigung durch Sauerstoffzufuhr
Für eine Reihe von Oxidationsprozessen ist Sauerstoff als Elektronenakzeptor notwendig. Da die Löslichkeit von Sauerstoff in
Wasser nur wenige Milligramm pro Liter beträgt ist eine ständige Nachlieferung erforderlich. Das kann durch Kaskaden oder
geeignete Belüftungssysteme erreicht werden.
In Abbildung 17 ist eine solche Kaskade für die Steigerung des
Sauerstoffeintrages gezeigt.
In vielen Fällen ist eine solche Maßnahme nicht möglich. Deshalb wurden chemische Verbindungen gesucht, die über einen
längeren Zeitraum Sauerstoff abgeben. (Koenigsberg et.al. 1999).

image
35
Dabei sollte diese Abgabe langsam erfolgen. Eine solche Verbindung wurde als ORC (Oxygen Release Compound) bezeichnet.
Geprüft wurden vor allem Peroxide wie Kalziumperoxid, Harnstoffperoxid und Magnesiumperoxid. Dabei hat sich die
Verwendung von Magnesiumperoxid, das in gering stabile Betonverbindungen eingebettet wird, bewährt und kann über einen
langen Zeitraum Sauerstoff nachliefern. (Gleichung 31) (Kao & Borden 1999).
Abbildung 17: Kaskade zur Belüftung und Steigerung des Sauerstoffeintrages vorgeschaltet vor einem
Wetland
2 MgO
2
+ 2 H
2
O
2 Mg(OH)
2
+ O
2
(31)
Zur Verwendung wurde eine Mischung von Zement, Sand, Wasser und handelsüblichem MgO
2
in einem Gewichtsverhältnis von
1,79 : 1 : 1,66 : 2,58 hergestellt und in eine Tiefe bis zu 3 m eingebracht. Die Messungen der Sauerstoffkonzentration vorher
ergaben eine Konzentration von O mg/l und ein Redoxpotenzial von – 50 mV. Nach dem Einbringen des MgO
2
haltigen Betons
stieg die Sauerstoffkonzentration auf 2 – 4,5 mg/l und das Redoxpotenzial betrug mehr als 50 mV. Ähnliche Ergebnisse
hinsichtlich der Verwendung von Magnesiumperoxid berichten auch Chapman et.al. (1999) und Koenigsberg et.al.(1999 a).

36
Besonders bei der Behandlung von kohlenwasserstoffhaltigen Wässern, deren Abbauprozess einen hohen Sauerstoffbedarf
besitzt, sind diese sauerstoffabgebenden Peroxide ein gutes Mittel für eine Prozessbeschleunigung. (Raphael 2000)
4.4.2 Beschleunigung durch H
2
Zufuhr
Eine weitere Möglichkeit zur Prozessbeschleunigung bei der gezielten Verwendung mikrobieller Prozesse
ergibt sich aus der Analyse der ablaufenden Reaktionen. Da Mikroorganismen immer neben den
Spurensalzen eine Kohlenstoffquelle, Wasserstoff und Sauerstoff sowie Stickstoff und Phosphor
benötigen, kann bei ungenügender Zufuhr eines der benötigten Reaktionspartner durch eine
Konzentrationserhöhung die Geschwindigkeit gesteigert werden. Diesem Gedanken liegt das Wissen zu
Grunde, dass nur eine „ausgewogene“ der Mikroorganismenzusammensetzung angepasste und adäquate
Versorgung zu den optimalen Wachstumsgeschwindigkeiten führt. Diese aus der Elementaranalyse
abgeleitete Zusammensetzung ist in der
Tabelle 8 dargestellt.
Tabelle 8: Chemische Zusammensetzung von Biomassen
Element
Konzentration in %
C
45 - 50
O
30
N
10
H
7
P
ca. 2
Unter Berücksichtigung der Abbauwege können dann die notwendigen Mengen an Substraten und Elementen abgeleitet
werden.
Dieses
von
Babel
Ende
der
70
iger
Jahre
entwickelte
Mischsubstratkonzept
für
eine
optimale
Mikroorganismenversorgung liegt diesen dargestellten Überlegungen zugrunde. (Babel, Müller 1985, Babel 2009)
Die Überlegungen spielen eine besondere Rolle bei dem Abbau von Kohlenwasserstoffen insbesondere dann, wenn die
Kohlenwasserstoffe nicht über den ausreichenden Gehalt an Wasserstoff für einen Abbau verfügen. Das betrifft vor allem den
Abbau der chlorierten Kohlenwasserstoffe. Um deshalb den für den Abbau benötigten Wasserstoff in ein Wetland einzutragen,
wurde die Verwendung von H
2
freisetzenden Komponenten vorgeschlagen und in einer Vielzahl von Projekten erfolgreich
angewendet. (Koenigsberg 2000) Dabei handelt es sich um Poly - Lactat - Ester, die sich im Wasser langsam zersetzen und
dabei den für die reduktive Dechlorierung benötigen Wasserstoff über den Abbau der Milchsäure freisetzen. Die Milchsäure
dient dabei nicht nur als Wasserstoffquelle sondern gleichzeitig auch als Kohlenstoffquelle für das mikrobielle Wachstum. Die
Wasserstoffabgabe erfolgt dabei zeitverzögert in einer Zeitspanne von 9 – 12 Monaten. (Raphael 2000)

37
4.4.3 Beschleunigung durch Steigerung der Wachstumsgeschwindigkeit und Biomassekonzentrationserhöhung
Wenn davon ausgegangen wird, dass die Entfernung eines Schadstoffes durch einen mikrobiellen Prozess erfolgt, dann kann
dieser Entfernung immer eine bestimmte Geschwindigkeit zugeordnet werden. Diese wird in der Regel einmal von der
Wachstumsgeschwindigkeit der Mikroorganismen und zum anderen von der in dem Reaktionssystem vorhandenen Menge an
Mikroorganismen bestimmt. Da die Wachstumsgeschwindigkeit unter optimalen Bedingungen kaum verändert bzw. gesteigert
werden kann, ist eine Geschwindigkeitserhöhung immer mit einer Steigerung der anwesenden Biomassekonzentration
verbunden. Das bietet auf der anderen Seite aber auch die Möglichkeit einen Prozess zu steuern.
Ein solches Vorgehen wurde gewählt, um eine partielle Sulfatreduktion unter anaeroben Bedingungen durchzuführen und mit
dem gebildeten Sulfid Schwermetalle abzutrennen bzw. sie durch Reduktion in einen unlöslichen Zustand zu überführen. Die
partielle Sulfatreduktion wurde dabei durch eine Dosierung von Methanol in den laufenden Wasserstrom erreicht. Die gebildete
Sulfidmenge wurde dadurch so eingestellt, dass die Konzentrationen an As, U und Fe im Ablauf den Einlaufbedingungen
entsprachen. (Kunze et.al. 2002, Glombitza et.al. 2003)
Die Grundlagen für diese Prozessvariante bilden umfangreiche Versuche und Arbeiten zur Senkung des Sulfatgehaltes durch
die Verwendung von sulfatreduzierenden Mikroorganismen. (Glombitza 2001)
Für die mikrobielle Reduktion von Sulfat sind abgeleitet aus diesen Arbeiten folgende stöchiometrische Größen anzusetzen:
Tabelle 9: Stöchiometrische Größen für Sulfatreduktion
Parameter
Dimension
Größe
Wachstumsgeschwindigkeit der
Biomasse μ
max
h
-1
0,15 – 0,2
Generationszeit τ
h
5 – 7
Kohlenstoffbedarf für Biomasse
(Methanol)
g Methanol / g Biomasse
2 - 3
Kohlenstoffbedarf für Sulfatabbau
(Methanol)
g Methanol / g Sulfat
5 – 0,2
Diese Daten stammen aus kontinuierlichen Prozessen für einen Sulfatabbau. Dabei zeigte sich, dass mit immer kleiner
werdenden Wasserverweilzeiten durch größere Wasserdurchsätze die stöchiometrischen Verbrauchswerte immer kleiner
wurden. Das wurde durch eine Abnahme der Konzentration an konkurrierenden Mikroorganismenarten belegt. Das bedeutet auf
der anderen Seite bei einem Wetland, dass die zu dosierende Kohlenstoffquelle nicht im Überschuss sondern genau nach der
benötigten Menge an Sulfid für die Metallfällungen einzustellen ist.
Für reine Sulfatabbauprozesse sind deshalb hohe Wasserdurchsätze, die Verweilzeiten von 1 – 2 Stunden in Festbettreaktoren
erreichen und bei denen alle konkurrierenden Substratverbrauchsprozesse weitgehend ausgeschaltet sind, notwendig. Die
dabei erreichbaren Sulfatabbauraten liegen bei ca. 0,8 – 1 kg SO
4
/m³h und der spezifische Methanolverbrauch beträgt dann nur
noch ca. 0,2 g Methanol / g Sulfat.

38
Zur Behandlung von sauren, sulfatreichen und insbesondere schwermetallionenhaltigen Bergbauwässern werden deshalb sehr
oft Wetlands benutzt, in denen eine Sulfatreduktion stattfindet, um die Wasserqualität zu verbessern. (Robinson & Rob 1995,
Jones et.al. 1996, Shinners 1996, Nisbet 1995)
Um einen reduzierenden Zustand zu erreichen muss zunächst der Sauerstoff vollkommen entfernt werden. Dazu ist neben
einem größeren Angebot an Kohlenstoff vor allem auch eine große Wasserverweilzeit notwendig. Diese Verweilzeiten liegen in
der Regel bei oft mehr als 100 Stunden. Dadurch sind die spezifischen Verbrauchskoeffizienten abweichend von den für die
Hochleistungssulfatreduktion bei kleinen Wasserverweilzeiten bestimmten Werten.
In der Tabelle 10 sind die spezifischen Koeffizienten für den Bedarf an C, N und P für zwei unterschiedliche Prozesssituationen
angegeben. (Glombitza et.al. 2003, Glombitza et.al. 2005).
Diese beiden Situationen unterscheiden sich durch das Stickstoffangebot. Einmal ist mit einem Überschuss an Stickstoff
gearbeitet worden, der auch zu einem höheren Kohlenstoffverbrauch geführt hat. Dabei sind die Werte auf den Verbrauch von 1
g DOC sowie 1 g Sulfat bezogen worden. Als Metallion wurde Uran betrachtet und die für die Abtrennung des Urans
spezifischen Werte auch für die Abtrennung von 1 mg U ermittelt. Stickstofflimitation bedeutet, dass der für die mikrobiellen
Prozesse notwendige Stickstoff begrenzt ist und die Proteinsynthese wenn der Stickstoff beendet ist, nicht weiter ablaufen
kann. Dadurch existiert ein größeres Kohlenstoffangebot, dass in einem solchen Falle zu kohlenstoffhaltigen Nebenprodukten
umgewandelt wird. C – limitiert bedeutet, dass der organische Kohlenstoff begrenzt ist und dadurch das Wachstum der
Mikroorganismen geregelt wird. Für die Abtrennung von 1 g Sulfat werden dabei im vorliegenden Falle je nach der Prozessart
zwischen 340 und 730 mg DOC benötigt. (Glombitza et.al. 2003)
Tabelle 10 spezifische Koeffizienten für Sulfatreduktion bei Wetlands
Koeffizient
Dimension
Betrag
C - limitiert
Betrag
NH
4
+
-limitiert
Bezogen auf DOC
g SO
4
2-
/ g DOC
1,37
2,93
mg N / g DOC
19,06
6,9
mg P / g DOC
6,22
1,49
mg U / g DOC
8,04
13,93
Bezogen auf SO
4
2-
mg DOC / g SO
4
2-
730,72
340,99
mg N / g SO
4
2-
13,92
2,33
mg P / g SO
4
2-
4,55
0,51
mg U / g SO
4
2-
5,87
4,75
Bezogen auf U
mg DOC / mg U
124,29
71,77
mg N / mg U
2,37
0,49
mg P / mg U
0,77
0,107
mg SO
4
2-
/ mg U
170,24
210,48

39
Der entstandene überschüssige Schwefelwasserstoff wird anschließend bei dem Einstellen von sauerstoffreichen Bedingungen
zu elementarem Schwefel oxidiert.
5 Verfahrensparameter und Auslegung von
Wetlands
5.1 Einleitung
Die Auslegung eines Wetlands ist maßgeblich von der zu behandelnden Wassermenge und der abzutrennenden
Schadstoffmenge der Schadstofflast abhängig. Daneben ist aber auch das Volumen der gespeicherten Schadstoffe oder
Wasserinhaltsstoffe summiert über den geplanten Betriebszeitraum zu berücksichtigen.
Ausgehend von den abzutrennenden Wasserinhaltsstoffen, den für die Abtrennung gewählten Prozessen kann die
Reaktionszeit und daraus die Wasserverweilzeit abgeleitet werden. Aus der ermittelten Wasserverweilzeit kann auf die
Anlagengröße bzw. das Volumen der Anlage geschlossen werden. Um eine möglichst vollständige Nutzung des zur Verfügung
stehenden Reaktionsraumes zu erreichen sind einmal Wasserverteilungssysteme bei der Wasseraufgabe vorzusehen und
Messungen der Verweilzeitverteilung zur Charakterisierung des Strömungsverhaltens zu empfehlen. Da ein Wetland wie ein
kontinuierlich durchströmter Reaktor, in dem ein Prozess abläuft, behandelt werden sollte, empfiehlt es sich eine annähernd
gleichmäßige Beaufschlagung vorzusehen. Das kann durch vorgeschaltete Wasservorratssammelsysteme erreicht werden.
Ebenso sind die klimatischen Bedingungen zu berücksichtigen. Das betrifft vor allem Starkniederschläge, Sommertemperaturen
und Frostperioden, die insbesondere Anlagen mit mikrobiologischen Prozessen stark beeinflussen können.
Wenn das behandelte Wasser in die Vorflut abgegeben werden soll, empfiehlt es sich, einen Schönungsteich nach der
Behandlung anzulegen. Das ist besonders dann wichtig, wenn bei anaeroben Prozessen das Wasser keinen Sauerstoff besitzt,
bei Fällungsprozessen eventuell mitgerissene Partikel, die in die Vorflut gelangen können abgetrennt werden müssen oder
durch schwankende Prozessbedingungen Schwierigkeiten bei der Qualität des behandelten Wassers erwartet werden. In der
Abbildung 18 ist der Algorithmus für die Auslegung eines Wetlands zusammengestellt. Er enthält die wichtigsten Fragen und
Aufgaben, die im Vorfeld zu lösen sind.
Diese Fragen sind:
-
Die Ableitung der zu erwartenden Wassermenge und deren minimale sowie maximale Mengen.
-
Aus diesen Angaben wird die durchschnittliche zu behandelnde Wassermenge abgeleitet, mit der die Anlage
beaufschlagt werden soll.
-
Aus der Wasseranalyse werden die zu behandelnden Schadstoffe ermittelt und aus der Wassermenge die jeweiligen
Schadstofflasten bzw. -frachten abgeleitet.
-
Mit diesen Kenntnissen wird der für die Behandlung am besten geeignete Prozess ausgewählt.
-
In der Regel werden anschließend in Vorversuchen die Prozessdaten ermittelt, insbesondere werden die Angaben
über die Reaktionsgeschwindigkeiten abgeleitet und die zu erwartende Schadstoffmenge in einem vorgesehenen
Betriebszeitraum eingeschätzt.
-
Aus der Kinetik und den jeweiligen örtlichen Gegebenheiten werden die notwendigen Wasserverweilzeiten festgelegt
-
und daraus anschließend die Reaktorgröße oder das Volumen des Behandlungsraumes abgleitet.
-
Für den Fall der Notwendigkeit eines Schönungsteiches ist anschließend seine Dimensionierung notwendig.
Die Größe der abgetrennten Schadstoffmenge ist deshalb eine wichtige Größe, da sie die Standzeit eines Wetlands beeinflusst
und bei Langzeitprozessen geeignete Verwahrungstechnologien vorzusehen und einzuplanen sind.

image
40

image
41
Abbildung 18: Algorithmus für die Planung und Auslegung eines Wetlands
5.2 Wasserverweilzeit und Bestimmung der
Verweilzeitverteilung
Die Wasserverweilzeit ist eine wichtige Größe, da sie über die für eine Reaktion zur Verfügung stehende Zeit Auskunft gibt.
Aussagen über die in einem Wetland herrschende Verweilzeit erhält man durch eine Messung mit einem Indikator. Das
zufließende Wasser wird markiert und am Ausgang des Wetlands wird gemessen, in welcher Zeit das markierte Wasser
erscheint. Neben der Verweilzeit können auf diesem Wege auch Aussagen über das Strömungsverhalten in einem Wetland
abgeleitet werden.
Wenn die Strömung in einem Wetland wie eine ideale Propfenströmung betrachtet wird und das Wasser in einer einheitlichen
Front durch die Reaktionszonen strömt, dann muss der Indikator nach einer bestimmten Zeit vollständig den Reaktionsraum
wieder verlassen. Wenn es in dem Wetland Totzonen oder durch ein präferentielles Fließen Regionen mit einer langsameren
Fließgeschwindigkeit gibt, dann erscheint der Indikator am Ausgang mit einer geringeren Intensität aber über einen längeren
Zeitraum. Die Summierung der Messwerte erlaubt dann eine Aussage über die Verweilzeitverteilung.
Abbildung 19: Messung der Leitfähigkeit in einem Wasser zur Verweilzeitbestimmung
Die Auswahl eines geeigneten Indikators ist oft nicht einfach. Er muss von einer solchen Beschaffenheit sein, dass zwischen
dem Indikator und den im Wetland vorhandenen organischen und anorganischen Bestandteilen möglichst keine Reaktionen
erfolgen. Abbildung 19 zeigt die Messung der Leitfähigkeit in dem ablaufenden Wasser eines Wetlands nach der Zugabe von
NaCl. Nach ca 2 – 3 Tagen ist das Maximum der Leitfähigkeit im Ablauf erreicht und nach ca. 20 Tagen ist die Leitfähigkeit
wieder in dem Bereich, den das Wasser vor der Zugabe hatte.

image
image
42
Abbildung 20: Markierung des Wassers in einem Wetland mit Uranin
In Abbildung 20 ist die Markierung des Wassers mit Fluorescein – Natrium (Uranin) am Eingang eines Beckens und dessen
Verteilung im Anstrom des Beckens zu sehen. Allerdings musste bei Wetlands mit einer offenen Wasserfläche festgestellt
werden, dass Uranin unter Sonneneinstrahlung nicht stabil genug ist, um über eine größere Verweilzeit messbar zu sein. Die
Verwendung von Uranin kann des halb nur für Wetlands empfohlen werden, die keine freien Oberflächen haben und als
Reduktionsreaktor gestaltet sind.
Andere alternative Farbstoffe besitzen entweder eine unzureichende Umweltverträglichkeit oder erfordern bei nicht
fluoreszierenden Farbstoffen solche Einsatzmengen, die technisch nicht mehr vertretbar sind. (COWAR 2010). Außerdem sind
mögliche Wechselwirkungen zwischen dem Tracer und den in einem Wetland vorhandenen Substanzen, die zu einer
Veränderung der Konzentration durch Sorptions- oder Abbauprozesse führen vor der jeweiligen Verwendung zu
berücksichtigen.
Bei der Auswertung der Ergebnisse ist darauf zu achten, dass über die gesamte zu messende Konzentration oder die gesamte
zu erwartende Farbintensität Kenntnis existiert. Die summierten ausgetragenen aus den Konzentrationen ermittelten Mengen
lassen dann auf die Strömungsverhältnisse in einem Wetland und mögliche Totzonen schließen.
Dabei können 2 Berechnungs- und Darstellungsvarianten verwendet werden. Diese sind die F – Kurve und die I - Kurve. Die I –
Kurve zeigt an, wie viel Prozent eines kontinuierlichen Durchsatzstromes sich zu einer bestimmten Zeit im Reaktor bzw. in der
Anlage befinden. Die F – Kurve gibt an, wie viel Prozent eines kontinuierlichen Durchsatzstromes den Reaktor zu einer
bestimmten Zeit wieder verlassen haben. Letztere kann nach
F
1
e
(
ct
/
T
)
F = 1 – e exp –(c t / T )
(32)
mit
F = Gesamtmenge
c = gemessene Konzentration (oder erfasstes Volumen)
t = die jeweilige vergangene Zeit nach dem Zeitpunkt der Markierung
C = die gesamte Menge / Konzentration oder das gesamte Reaktionsvolumen
berechnet werden.

43
Sie wird auch als Verweilzeitverteilungsfunktion bezeichnet. Die berechneten Werte liegen im Bereich von 0 bis 1 und werden
auf der Y – Achse gegen die verstrichene Messzeit aufgetragen. Die so erhaltenen Kurven nähern sich asymptotisch dem Wert
1.
5.3 Flächenbedarf und Reaktionsraumgröße
5.3.1 Flächenbedarf
Die für ein Wetland benötigte Fläche ist maßgeblich von der Art des gestalteten Wetlands und der zu behandelnden
Wassermenge sowie ihrer Zusammensetzung abhängig.(Wolkersdorfer & Younger 2002)
Für die einfachste Art eines Wetlands, bei der das Wasser unter oxidierenden Bedingungen eine Fläche berieselt um den pH
Wert zu verschieben und z. B. Eisen zu oxidieren und dabei zu fällen ergibt sich die Fläche aus der Eisenkonzentration, der
Oxidationsleistung und der Wassermenge. Im Folgenden ist der Algorithmus einer schematischen Ableitung eines
Flächenbedarfs für 2 verschiedene Fälle dargestellt. Dabei wird eine Reinigungsleistung von 10 g Fe/m²d angesetzt. Diese ist
jedoch für jedes Wasser vorher zu ermitteln. Aus der mit der Reinigungsleistung ermittelten Fläche und der zu behandelnden
Wassermenge kann dann die Berieselungsdichte abgeleitet werden.
Tabelle 11: Schematische Ableitung von Flächenbedarf und Berieselungsdichte
Parameter
Dimension
Lastfall 1
Lastfall 2
Durchfluss
m³/h
10
10
m³/d
240
240
pH Wert
-
4,1
7,0
Fe gelöst
mg/l
90
10
g/m³
90
10
Last
g/m³h
900
100
g/m³d
21600
2400
Reinigungsleistung RL
g Fe /m²d
10
10
Flächenermittlung
2160
240
Berieselungsdichte
m³/m²d
0,11
1,00
5.3.2 Reaktionsraumbestimmung
Analog zur Berechnung des Flächenbedarfs kann die Größe des Reaktionsraumes bestimmt werden. Das ist dann der Fall,
wenn in einem anaeroben Wetlandsystem eine bestimmte Menge an Sulfat reduziert werden soll, um damit einen Teil der
Schwermetalle abzutrennen.

44
Dazu sind Kenntnisse über folgende Parameter notwendig:
Bestimmung der zu behandelnden Wassermenge Q
m³/h,
m³/d
Ermittlung der zu reduzierenden Sulfatmenge
gSO
4
/ m³
Ableitung der spezifischen Sulfatreduktionsgeschwindigkeit
gSO
4
/m³ h
gSO
4
/m³d
Ableitung der notwendigen spezifischen Reaktionszeit
(h)
(g SO4/m³ )/ (gSO4/m³h)
Ableitung der gesamten auf die zu behandelnde Wassermenge bezogenen Reaktionszeit h
r
Ableitung des notwendigen Beckenvolumens aus der Wassermenge und der Reaktionszeit. V = Q / h
r
Ableitung der benötigten Oberfläche
Aus dem ermittelten Beckenvolumen und dem freien zur Verfügung stehenden Volumen in einem Becken ergibt sich das totale
Beckenvolumen und aus seinen geometrischen Abmessungen die Größe der Reduktionskammer. In der Tabelle 12 ist als
Beispiel die Ermittlung der Daten für einen Abbau von 200 mg Sulfat und einer Wassermenge von 5m³/h dargestellt.
Tabelle 12: Ableitung des Becken Volumens und der Fläche für eine anaerobe Reduktionskammer
Parameter
Dimension
Wert
Wassermenge
m³/h
5
Geplante Sulfatreduktion spezifisch
mg/l
200
gesamt
g/h
1000
Sulfatreduktionsgeschwindigkeit
( bei 1 g Biomasse/l und 10 h spezif,
Wachstumsgeschwindigkeit.)
mg/lh
g/lh
100
0,1
Notwendige Zeit
h/m³
> 20
Volumen gesamt
500
Beckenvolumen (50 % freier Raum)
1000
Notwendige Fläche bei 2 m Tiefe
500
6 Stabilität von Prozessen in Wetlands
6.1 Klimatische Einflüsse
Da ein Wetland wie eine technische Anlage eine vorgegebene Reinigungsleistung erbringen muss, sind solche Bedingungen
einzustellen und zu garantieren, dass die geforderte Leistung zu allen Zeiten erbracht wird. Das bedeutet, dass klimatische

image
45
Bedingungen, Konzentrationsschwankungen oder Durchsatzveränderungen nicht zu einer Beeinträchtigung der angestrebten
Prozessleistung und der angestrebten Ablaufwerte im behandelten Wasser führen sollten.
Von den klimatischen Einflüssen sind in der Regel die Unterschiede zwischen Sommer und Winter zu beachten. So sind
Leistungsminderungen regelmäßig bei Pflanzenanlagen zu erwarten, wenn das Wachstum eingestellt wird und eine Aufnahme
von Schadstoffen in die Pflanzen nicht mehr erfolgt.. Ebenso sind durch die Temperaturunterschiede die Löslichkeiten von
Gasen insbesondere von Sauerstoff zu berücksichtigen. Bei tieferen Temperaturen steigt zwar die Löslichkeit von Sauerstoff im
Wasser, durch die Bildung von Eisschichten auf den Oberflächen wird jedoch ein Zutritt von Sauerstoff verhindert und
Oxidationsprozesse in aeroben Wetlands werden beeinträchtigt.
Zusätzlich sind Einflüsse der Temperatur auf das Wachstum der Mikroorganismen zu berücksichtigen. Da jede
Mikroorganismenart ein Temperaturoptimum bezüglich der Wachstumsgeschwindigkeit besitzt führen Abweichungen durch
höhere oder tiefere Temperaturen in der Regel zu Beeinflussungen der Reaktionsgeschwindigkeit und damit Veränderungen in
dem angestrebten Prozessumsatz.
Abbildung 21: Ansicht eines Wetlands im Winter
Abbildung 21
zeigt die Situation eines Wetlands im Winter. Unter der Schnee- und Eisdecke wurde durch die geringere
Sauerstoffzufuhr der Oxidationsprozess von Arsen und Mangan beeinflusst und in dem Pflanzenteil fand ein erhebliches
Algenwachstum statt das zu Beeinflussung der Fließeigenschaften führte.
6.2 Thermodynamische Stabilitätskriterien
Ähnliche Bedingungen gelten für mikrobielle Prozesse. Da das Wachstum von Mikroorganismen und damit das Erbringen einer
bestimmten Stoffwechselleistung von der Temperatur und den zur Verfügung stehenden Nähr- und Spurenelementen abhängig
ist, sind annähernd konstante Bedingungen für einen stabilen Prozess Voraussetzung. Welchen Einfluss Störungen auf einen
solchen Prozess der Zellsubstanzsynthese ausüben, ist umfangreich analysiert worden. (Glombitza & Heinritz 1979, Walz
1994a,b, Aksenov 1995, Fernandez – Lahore et. al. 1999, Maurer & Gujer 1998, Rojdestvenski et. al. 1999)
Dabei wird davon ausgegangen, dass auch biologische Vorgänge durch die thermodynamischen Gesetze beschrieben und
erfasst werden können obwohl sie sich weit vom thermodynamischen Gleichgewicht befinden. (Prigogine 1967) Für solche

46
Prozesse wird ein linearer Zusammenhang zwischen der Entropieproduktion und den als Kraft wirkenden Potenzialen sowie
den durch die Reaktion ausgelösten Strömen angenommen.
σ = ∑ L
i
X
i
(33)
mit
σ = Entropieproduktion
L = Strom (Stoffstrom)
X = Kraft.
Wenn ein biologischer Wachstumsprozess durch eine Reaktionsgleichung dargestellt wird, die den Verbrauch eines Substrates
S unter Verwendung von Sauerstoff zur Bildung von Biomasse X bei gleichzeitiger Abgabe von CO
2
und der Bildung von
Wasser beschreibt, erhält man Gleichung (33) wobei die Größen ν die jeweiligen stöchiometrischen Koeffizienten darstellen.
ν
1
S + ν
2
O
2
ν
3
X + ν
4
CO
2
+ ν
5
H
2
O
(34)
Durch Einführung der kraftanalogen Größe Affinität, die durch die chemischen Potenziale bestimmt werden kann und auf eine
jeweilige Temperatur bezogen ist
A
R
= - ∑ ν
i
μ
i
(35)
sowie die Verwendung der Reaktionsgeschwindigkeit dC/dt als Größe für einen Stoffstrom (Fluss) kann die Entropieproduktion
σ bestimmt werden.
dt
dC
T
A
R
(36)
Messungen haben gezeigt, dass auf unterschiedliche Konzentrationsgradienten von Sauerstoff und auch Nährstoffen mit einem
größeren Substratverbrauch für die Bildung einer Biomasse reagiert wird. (Schneider et.al. 1982,Glombitza et. al. 1984) Das ist
immer dort vorteilhaft, wo ein Substrat abgebaut werden muss und die dabei entstehende Biomassemenge klein gehalten
werden soll. Es ist von Nachteil, wenn das Ziel in der Bildung einer Biomassemenge besteht, die zudem mit den geringsten
Kosten erreicht werden soll.
7 Versuch einer Bewertung und Ableitung
von Kosten
Für eine zusammenfassende und vergleichende Bewertung der Wetlandarten untereinander sowie im Vergleich zu anderen
Behandlungsarten, ihrer Betriebssysteme und Wirkungen wird versucht Bewertungssysteme vorzuschlagen.
Für diese Bewertungssysteme wurde ein Kriterienkatalog und ein Handlungsalgorithmus entwickelt, der auf den Methoden der
Impact Assessment Guidelines der EU und dem Leitfaden zur Folgenabschätzung sowie der BAT (Best available Technology)
Methode beruht und der in mehreren Untersuchungen zur Ableitung von Vor- und Nachteilen sowie Kosten angewendet wurde.(
Janneck et. al. 2008, Pyramid consortium 2003) Für einige konkrete Fälle liegen die Kosten für den Bau und mögliche sowie

47
gemessene Betriebskosten vor. (Janneck et. al 1996, Janneck & Peiffer 1999 a, Janneck & Krüger 1999 b, Janneck et. al.
2010) Um eine möglichst umfangreiche Einschätzung zu erreichen wurden deshalb in die Betrachtung auch die Kosten für
andere alternative Wasserbehandlungstechnologien aufgenommen.
Da die Bewertung einer solchen komplexen Verfahrensweise kompliziert und sehr vielschichtig ist wurde mit der SWOT Analyse
ein weiteres Bewertungssystem zur Charakterisierung herangezogen. Dadurch können wirtschaftliche und rechtliche
Bewertungen der Systeme sowie eine zusammenfassende Beurteilung prozesstechnischer, logistischer und ökologischer Vor-
und Nachteile im Vergleich zu alternativen Wasserbehandlungsverfahren abgeleitet werden.
7.1 Ableitung von Kosten
Die Tabelle 13 enthält eine Zusammenstellung von spezifischen Wasserbehandlungskosten die auf publizierten und
experimentellen Daten beruhen und in deren Mittelpunkt der Betrachtung die Entfernung von Sulfat steht. (Glombitza, Janneck
2007) Das ist deshalb eine Möglichkeit des Prozessvergleiches weil durch die chemische physikalische und biologische
Sulfatabtrennung gleichzeitig eine Entfernung von Schwermetallen erfolgt. Wenn die Sulfatreduktion für die Metallabtrennung
verwendet wird, dann kann aus den Kosten für die Reduktion einer Sulfateinheiten auf die notwendigen Kosten für die
Metallabtrennung geschlossen werden.
Tabelle 13: Zusammenstellung von spezifischen Wasserbehandlungskosten
Fällungsverfahren
Kalkstein/Kalk
(2001)
BaS
(1990)
SAVMIN
(1999 - 2001)
CESR / Walhalla
(2001)
spezifische
Behandlungskosten
0,10 USD / m³
0,36 USD/m³
bei
SO
4
2.000 mg/L
0,17 USD/m³
0,79 USD / m³ bei
SO
4
1.500 mg/L
physikalische
Verfahren
RO
NF
EDR
RODOSAN
GYP-CIX
spezifische
Behandlungskosten
0,88 USD /
0,80€ / m³
0,48 USD/m³
0,012- 0,16€ / m³
0,60 USD/m³
biologische Verfahren
Bioreaktor
Paques
THIOPAQ
Hochleistungssulfat-
reduktion HLSR
Wetlands
Wetlands
II Wismut
spezifische
Behandlungskosten
0,135 USD/kg SO
4
0,108 €/kg SO4
0,147 €/kg SO
4
aus der
Sulfidproduktion abgeleitet
0,08 €/kg SO
4
-
0,1 - 0,3
€/kg SO
4 (
bis ca. 2
€/m³ )
Bei den Fällungsverfahren wurde die Kalkstein / Kalk Fällung (Geldenhuys et.al.2001) und die Fällung mit Aluminium im
SAVMIN Prozess (Smit 1999) sowie Walhalla und CESR (Cost Effecitve Sulphate Removal) (Schuster 1996) durch die
Ettringitbildung (Schuster et. al 1992) neben der Fällung mit Barium herangezogen.
Bei den physikalischen Verfahren wurden die
Reversosmose (Samhaber 2006) und die Nanofiltration (Melin 2003) für
Membranverfahren sowie die Umkehrelektrodialyse EDR (Valerdi-Perez et.al. 2001) neben dem Rodosan Verfahren (Friedrich
2004 / LMBV 2005) für elektrochemische Verfahren und das GYP-SIX Verfahren (Schoeman,Steyn 2001 / Gussmann 1997) für
einen kombinierten Ionenaustauschprozess herangezogen.
Von den biologischen Verfahren wurden die Sulfat- und Schwermetallabtrennung von Paques (Barnes et. al. 1991, Gadd ,
White 1993 ) und der THIOPAQ – Prozess (Reidl2000, Rein et.al. 2005), die „Hochleistungssulfatreduktion“ (GEOS 2002) sowie

48
Daten aus Wetlands (Robinson, Robb 1995, Jones et. al. 1996, Shinners 1996, Nisbet 1995 ) und der Wismut (Glombitza et.al.
2003) für eine Kostenabschätzung verwendet.
Die Investkosten sind dann jeweils von der Größe der Anlage, den notwendigen Baumaßnahmen, der Ausrüstung und den
Nachfolgekosten für eine Entsorgung und Behandlung der abgetrennten Schadstoffe abhängig.
So wurden für die Behandlung eines Teilstromes des Stangenbergbaches mit einer Größe von 7,2 – 7,5 m³/h Investkosten von
ca 280 000 €, Betriebskosten von 8820 €/a, Gesamtkosten von 19810 €/a und spezifische Behandlungskosten von 0,42 m³/a
abgeleitet. (Janneck et.al. 2010)
7.2 Verwendung von Wichtungsfaktoren
Für eine Bewertung der verschiedenen Verfahrensvarianten können die von der Europäischen Kommission vorgegebenen
Kriterien für Folgenabschätzung „Impact Assessment Guidelines„ herangezogen werden. (COM 2002, EC 2005, EU 2006)
Dazu müssen nach dem Leitfaden zur Folgenabschätzung vom 15. Juni 2005 mit der Neufassung vom März 2006, der
Europäischen Kommission SEK (2005) 791 folgende Fragestellungen eingeschätzt werden:
-
Wirtschaftliche Auswirkungen
-
Ökologische Auswirkungen
-
Soziale Einflussgrößen
Im Anhang sind die für eine Einschätzung zu beantwortenden Fragen enthalten.
Eine weitere Möglichkeit ergibt sich aus der Bewertung mit willkürlich festgelegten Faktoren. In der Tabelle 14 ist eine solche
Bewertung für verschiedene Verfahren zur Metall- und Schadstoffabtrennung enthalten.
Tabelle 14: Prozessbewertung mit Faktoren
Prozess
Bezeichnung
Anlagenkosten
Betriebskosten
Abtrennungsgrad
Rückstandsbehandlung
Chemische
Prozesse
Kalk
Kalkstein / Kalk
5
3
5 (3)
5
Barium
Bariumsulfat
5
3
1(3)
5
Bariumkarbonat
5
3
1(3)
5
Aluminium
Savmin
5
3
1
5
CESR / Walhalla
5
3
1
5
Physikalische

49
Prozesse
Membran
Umkehrosmose
5
3
1
4
Nanofiltration
Nanofiltration
5
3
1
4
Ionentauscher
Gyp - Cyx
5
3
1
3
Elektrolyse
Rodosan
5
5
5(3)
3
Elektrodialyse
5
3
1
4
Biologische
Prozesse
Paques Thiomet
5
4
1
1
Paques Thiopaq
5
4
1
1
HLSR
5
4
1
3
Wetlands
3
2
5 (2)
1
In – lake -
Behandlung
2
3
3
1
Dabei bedeuten die Werte 1 sehr gut bzw. gering oder auch hoch und 5 ungenügend, oder bei Kosten hoch. Die Bewertung
wurde ursprünglich für die Abtrennung von Sulfat zusammengestellt. Da aber die Sulfatabtrennung nicht immer direkt mit der
Schwermetallabtrennung gekoppelt bzw. vergleichbar ist, wurden dort, wo eine bedeutend bessere Metallabtrennung zu
erwarten ist die sich daraus ergebenden Zahlen in Klammern gesetzt. Für eine abschließende Bewertung können dann die
Werte der addierten Faktoren verwendet werden.
7.3 SWOT Analyse
Die SWOT- Analyse stellt die Stärken und Chancen den Schwächen und Risiken eines Prozesses bzw. eines Verfahrens
gegenüber. In dieser Liste werden subjektiv Elemente und Eigenschaften der Wetlands und ihrer Anwendung für die
unterschiedlichen Bergbauwässer zusammengestellt. In der Tabelle 15 sind Aussagen zu den einzelnen Kategorien der
Analyse enthalten.
Tabelle 15: Ergebnisse einer SWOT Analyse

50
Stärken (Strenghts)
Chancen ( Opportunities)
Technologie an unterschiedliche Wasserarten anpassbar
Kostgengünstige Behandlung kleiner Wassermengen
Nahezu wartungsfreie Technologie
Akkumulation von Schadstoffen, Spurenelementen und
Wertmetallen an einem Ort
Kein oder nur geringer technischer Aufwand
Möglichkeit der Wiederverwertung abgetrennter
Wasserinhaltsstoffe
Keine oder nur geringen Mengen an Chemikalien
Grundlagen / Ausgangspunkt für Recyclingprozesse
Schwächen ( Weaknesses)
Risiken (Threats)
Langzeitprozesse
Klima / Wettereinflüsse, Trockenheit, Starkniederschläge
Schwierige Prozesssteuerung
Anreicherung von Schad- und Risikostoffen
Ungeeignet für große Wassermengen
Schadstofffreisetzung und Remobilisierung im Havariefall
nicht auszuschließen (z.B. Extremhochwasser)
Relativ großer Flächenbedarf
Mögliche Bildung (flüchtiger) metallorganischer
Verbindungen und toxischer Nebenprodukte
Entsorgungs- und Verwahrungssystem abgetrennter und
gespeicherter Wasserschadstoffe notwendig
Schwankende Konzentrationen im Ablauf können zu
Grenzwertüberschreitungen führen
8 Rechtliche und gesetzliche
Rahmenbedingungen
Für den Bau und den Betrieb von Wetlands sind Genehmigungen notwendig, die auf rechtlichen Grundlagen beruhen. Sie
müssen dabei die von der EU verabschiedeten Richtlinien, die gesetzlichen Regeln des Nationalstaates und die in dem
jeweiligen Bundesland von ihnen untersetzten herrschenden Bedingungen und Anordnungen berücksichtigen. Dabei sind für
den Bau und den Betrieb unterschiedliche Gesetze des Umweltrechts sowie des Abfall- und Gefahrstoffrechts zu
berücksichtigen.
Im Folgenden soll ein Handlungsalgorithmus über den Ablauf eines Genehmigungsverfahrens für den Bau und den Betrieb
eines Wetlands abgeleitet werden.

51
Die zuständigen Einrichtungen für die Erteilung einer Erlaubnis zum Bau und Betrieb des Wetlands sind von der Art und
Herkunft des zu behandelnden Wassers und den für das Wasser zuständigen Einrichtungen abhängig.
Für Bergbauwässer, die aus einem Bergbaubetrieb stammen und die unter das Bergrecht fallen, ist das Bergamt bzw. die
Bergbehörde nach Abwasserherkunftsverordnung (AbwHerkV) und Wasserhaushaltsgesetz (WHG) für die Erteilung der
Genehmigung zuständig.
Für Wässer die nicht unter der Bergaufsicht stehen sind die Wasserbehörden, die in der Regel dem Umweltministerium
zugeordnet sind, zuständig.
Die Erlaubnis zum Bau und Betrieb ist in der Regel das Ergebnis einer UVP bzw. bei Bergbauaktivitäten ein
Planfeststellungsverfahren, das eine UVP enthält.
Beim Bau der Anlage sind das Wasserhaushaltsgesetz (WHG), Verordnungen zum Schutz des Oberflächenwassers, der
Grundwasserschutz und der Bodenschutz (BBschG) sowie der im Bundesnaturschutzgesetz (BNatSchG) festgelegte Tier- und
Artenschutz zu berücksichtigen.
Für den Betrieb eines Wetlands gelten unterschiedliche Bedingungen. Diese ergeben sich aus der Art des Wassers, der Art des
Wetlands, der Prozessführung und der anfallenden Rückstände. Die Einleitung des behandelten Wassers in ein Gewässer wird
nach WHG geregelt und verlangt die Einhaltung festgelegter Grenzwerte.
Die Rückstände aus einem Wetland, das ein Abwasser behandelt sind in der Regel unter dem Abfallrecht zu betrachten (AbfG).
Wässer aus Bergbauaktivitäten sind keine Abwässer. Deshalb fallen die Rückstände auch nicht unter das Abfallrecht.
Bei der Behandlung der Rückstände bezüglich einer Verbringung und / oder Verwertung sind je nach Art der anfallenden
Rückstände die Deponieverordnung (DepV), die Richtlinien für die Behandlung von Gefahrstoffen (GefStoffV), Richtlinien des
Immissionsschutzes und des Strahlenschutzes (StrlSchV) zu berücksichtigen. Letzteres ist besonders dann notwendig, wenn es
sich um radioaktive Rückstände oder flüchtige metallorganische Verbindungen handelt. Wenn für den Betrieb des Wetlands die
Dosierung von Hilfsstoffen notwendig ist, müssen das Chemikaliengesetz (ChemG), die Gefahrstoffverordnung (GefStoffV),
neben dem Wasserhaushaltsgesetz berücksichtigt werden.
Für den Fall, dass die Rückstände wieder verwerten werden und aus ihnen Chemikalien oder ähnliche Wertstoffe hergestellt
werden, ist die REACH Verordnung der EU zu berücksichtigen. (REACH Verordnung) Da ein Wetland mit Sicherheit nicht
unbefristet betrieben wird, sind im Genehmigungsverfahren Aussagen über die Betriebsdauer und nach der Beendigung über
die Behandlung bzw. den Verbleib der Reststoffe, wenn es zu Ausfällungen und Anreicherungen von ihnen gekommen ist,
notwendig.
9 Probleme / Fallbeispiele
9.1 Auflistung von gebauten und betriebenen Wetlands und
kurze Darstellung der Ergebnisse
9.1.1 Wetland Lehesten
Im Thüringer Schiefergebirge wurde seit Jahrhunderten Schiefer abgebaut. Dieser sowohl im Tagebau als auch im Tiefbau
betriebene Schieferabbau im Grenzgebiet zwischen Thüringen und Bayern hat in der Vergangenheit sehr große Haldenkörper
entstehen lassen, weil nur 5-10% des gewonnenen Schiefergesteins als Dachschiefer oder Dekorationsstein den Betrieb

image
52
verließen. Der aus schlecht spaltbarem sowie sulfidführendem Material bestehende, nicht verwertbare Anteil wurde
aufgehaldet. Das Sulfid im Dachschieferlager liegt fast ausschließlich als Pyrit vor, der in zwei Mineralisationstypen auftritt.
Diese Mineralisationsformen sind Sulfidlagen und sulfidführende Siderit-Konkretionen (sog. "Kieskälber"). Während man früher
annahm, dass die Säurebildung und die Auslaugung von Aluminium und anderen Elementen hauptsächlich durch die
Verwitterung der "Kieskälber" verursacht wird, zeigten Untersuchungen, dass die gebildete Schwefelsäure aufgrund des hohen
Karbonatanteils in den Konkretionen sofort abgepuffert wird und die Bildung saurer, aluminiumsulfathaltiger Sickerwässer in
erster Linie auf die Verwitterung der Pyritlagen und nicht auf die Kieskälber zurückgeführt werden muss. (Janneck et. al. 1996)
Die freie Säure wird durch Reaktion mit dem Tonschiefer weitgehend abgepuffert. Anstelle der Wasserstoffionen erscheinen
eine äquivalente Menge Kationen vor allem Al
3+
, Mg
2+
, Ca
2+
und Mn
2+
sowie in geringeren Konzentrationen verschiedene
Schwermetalle wie Ni, Cu, Zn im Sickerwasser. Die pH-Werte liegen in einem Bereich von 3,8 - 4,5 in den Vorflutern. Die
durchschnittlichen Konzentrationen für die Hauptbestandteile liegen bei 3,5 mmol ( 336 mg/l) für Sulfat, 2,0 mmol ( 80 mg/l ) für
Kalzium, 1,0 mmol ( 24 mg /l ) für Magnesium und 0,5 mmol (14 mg/l) für Aluminium.
Abbildung 22: Aluminiumhaltiges Sickerwasser
Abbildung 22 zeigt das Aussehen des aluminiumhaltigen Drainagewassers. Durch eine pH Wertverschiebung beginnen die
Aluminiumionen Hydroxide zu bilden und zu sedimentieren. Zur Behandlung eines solchen Wassers wurde eine
Wetlandkombination gebaut, die einmal aus einer Kalksteindrainage bestand gefolgt von einer Pflanzenanlage. Die Anlage
wurde mit einem durchschnittlichen Durchsatz von 1,5 m³/h betrieben. Die daraus resultierende Flächenbelastung lag bei 277
l/m²d. Die maximale Leistung konnte bis auf 4 m³/ h erhöht werden.

image
53
Abbildung 23: Ansicht und Querschnitt der Wasserbehandlungsanlage in Lehesten
In Abbildung 23 ist ein Querschnitt der gebauten Anlage gezeigt und eine Fotografie von der Anordnung im Gelände. Das
Wasser fließt von rechts nach links über eine Kalksteindrainage in der der pH Wert angehoben wird, passiert dann eine
Beruhigungszone mit einem Sedimentationsbecken und fließt anschließend durch eine Makrophytenanlage. In der Tabelle 16
ist die Wirkung der Anlage dargestellt. Neben der Veränderung der Konzentrationen an Aluminium, Kupfer, Mangan, Nickel und
Zink sind auch die prozentualen Werte einmal für die verbleibende Konzentration und für den Grad der Abreicherung angeben
worden. Der Durchfluss in der Kalksteindrainage lag in diesem Zeitraum bei 1,5 -. 2 m³/h.
Tabelle 16 Reinigungserfolg im Zeitraum 01.07.1998 bis 01.12.1998
Element
Zufluss
Abfluss
Quotient
Cab/Czu
1 - Quotient
Dimension
mg/l
mg/l
%
%
Aluminium
13,9
0,04
0,25
99,7
Kupfer
0,51
0,01
2,58
97,4
Mangan
3,3
0,12
3,54
96,5
Nickel
0,56
0,14
25,1
74,9
Zink
1,2
0,04
3,49
86,5
9.1.2 Wetland Pöhla I
Zur Behandlung des Flutungswassers der Grube Pöhla Tellerhäuser wurde neben der betriebenen chemisch physikalischen
Wasserbehandlungsanlage ein Wetland zur Analyse und Prüfung der Eignung der natürlichen Wasserreinigungsprozesse

54
gebaut.. In den Jahren 1997 bis 2001 wurde diese Anlage als Pilotprojekt betrieben.( Kießig et.al. 2000, Glombitza & Karnatz
.2000 b). In der Tabelle 17 sind die Daten der Wasserzusammensetzung für 1996 und 1999 enthalten. Sie zeigen die
Veränderungen der Wasserzusammensetzung in diesem Zeitraum, die hauptsächlich auf eine Reduktion des Sulfates und
damit steigende Konzentration an Radium zurückzuführen ist..
Die Anlage bestand aus mehreren Becken, die in einer bereits bestehenden ehemaligen Waschanlage eingebaut worden
waren. Das Wasser wurde zur Oxidation von Eisen und Mangan belüftet. In einem ersten Becken wurde eine Sedimentation
des entstandenen Eisen- und Manganhydroxides angestrebt. Das entstandene Eisenhydroxid sollte dabei bereits einen großen
Teil des Arsens binden. In einem nächsten Becken wurde das Wasser durch ein Kiesbett geleitet in dem organisches Material
eingebaut war. Dadurch sollte unter anaeroben Bedingungen eine Sulfatreduktion induziert werden. In einem anschließend mit
Pflanzen bebauten Becken wurde versucht, Radium abzutrennen, Trübstoffe zu entfernen und das Wasser mit Sauerstoff
wieder
anzureichern.
Als
Pflanzenmaterial
wurden
verschiedene
einheimische
Helophyten
verwendet.

55
Abbildung
24
zeigt den schematischen Aufbau und die Wasserführung in dem Wetland.
Bedingt durch die Änderungen der Wasserzusammensetzung wurde die Betriebsweise den Veränderungen angepasst, der
Pflanzenanteil erhöht, teilweise Sulfat dosiert und zur besseren Oxidation eine Kaskade vorgeschaltet. Die Anlage wurde
ganzjährlich betrieben. Dabei wurden insbesondere die Abschnitte in den Wintermonaten ausgewertet. Die Durchsätze lagen
zwischen 0,5 und 5 m³ /h. Im Mittel wurde ein Wasserdurchsatz von 3,5 m³/h angestrebt. Aus den Beckenvolumina und den
jeweiligen Porenvolumen wurden Verweilzeiten von 720 h und 72 h abhängig vom Wasserdurchsatz ermittelt.
Tabelle 17: Inhaltsstoffe des Flutungswassers Pöhla – Tellerhäuser
Parameter
Maßeinheit
Konzentration
1996
1999
Fe
mg/l
5 - 20
9 -11
U
mg/l
0,3 – 0,5
0,09 – 0,15
As
mg/l
1 - 4
2 - 3
Mn
mg/l
2 - 3
0,6 – 1,1
Ra
mBq/l
2000 - 4000
4200 - 5300
SO
4
2-
mg/l
40
5
PO
4
3-
mg/l
< 1
< 0,1
CO
3
2-
mg/l
< 10
< 5
NH
4
+
mg/l
0,2 – 0,3
0,2 – 0,3
NO
3
-
mg/l
1
<1
pH Wert
-
6,8
6,9
Die errechnete spezifische nutzbare Oberfläche der Reaktionsbecken beträgt bei einem Durchsatz von 0,5 m³/h 28 m²/m³d
und bei einem Durchsatz von 5 m³/h 2,8 m²/m³d. Bedingt durch die vertikale Durchströmung von 2 Becken ist sie jedoch
bedeutend größer. In der Tabelle 18 sind die Daten zur Schadstoffabtrennung enthalten. Sie zeigen, dass selbst unter den sich
verschlechternden Bedingungen in den Wintermonaten gute Abtrennungsraten für Eisen und Mangan erzielt werden konnten.
Da die Urankonzentration in dem behandelten Flutungswasser bereits sehr niedrige Konzentration erreicht hatte, war eine
weitere Senkung nicht zu erwarten. Die Ablaufkonzentrationen von Arsen waren gemessen an den Vorgaben zu hoch, ebenso
die im behandelten Wasser verbliebenen Radiumkonzentrationen, obwohl mehr als 70 % des Radiums abgetrennt worden
waren.
Tabelle 18: Charakteristik der Schadstoffabtrennung
Komponente
Maßeinheit
Mittlere
Ablaufkonzentration
Behördliche
Vorgabe
Mittlere
Abtrennrate
As
mg/l
0,34
0,1
83 %

56
Fe
mg/l
0,3
2,0
97 %
Mn
mg/l
0,3
2,0
50 %
U
mg/l
0,10
0,2
3 %
Ra
mBq/l
1300
300
73 %

image
57
Abbildung 24: Schematischer Aufbau und Wasserführung des Wetlands Pöhla (Kießig 2000)

58
9.1.3 Wetland Paitzdorf
Das Wetland Paitzdorf wurde gebaut, um ein neutrales, sulfatreiches, nitrat- und uranhaltiges Haldensickerwasser einmal
temporär zu behandeln und zum anderen Aussagen über die Stabilität und die Prozessbedingungen zu erhalten. Dabei stand
die Abtrennung eines Teiles von Sulfat durch einen mikrobiellen Reduktionsprozess und die Senkung der Urankonzentration im
Mittelpunkt. Zur Stimulierung und Anreicherung der Mikroorganismenpopulation wurden unterschiedliche Kohlenstoffquellen
zugeführt.(Meixner 2003)
Tabelle 19: Zusammensetzung von Zu – und Ablauf des Haldensickerwassers Paitzdorf
Komponente
Dimension
Konzentration
Zulauf
Ablauf
Sulfat
mg/l
20000 – 30000
-
0, 2 – 2 g/l
Nitrat
mg/l
1 - 10
< 1
Uran
mg/l
1 - 3
0,1 – 0,3
Eisen
mg/l
< 1
< 1
As
mg/l
< 0,1
< 0,1
pH Wert
-
6,8 – 7,7
6,8 – 7,7
Das konstruierte und gebaute Wetland bestand aus zehn Reaktionsbehältern deren Oberflächen ebenerdig waren. Bei diesen
Behältern handelte es sich um ein Pufferbecken, die Lysekammer, die Mischkammer, die Reduktionskammer, einen Kiesfilter
und fünf Pflanzenzellen. Die Lysekammer wurde für die Zuführung und Bereitstellung einer Kohlenstoffquelle vorgesehen. Das
kohlenstoffhaltige Wasser wurde danach in der Mischkammer mit dem Haldensickerwasser vor Aufgabe in die
Reduktionskammer gemischt. In die Reduktionskammer wurden Probenahmerohre eingebaut, um aus unterschiedlichen Höhen
und Abständen zum Aufgabepunkt Proben für eine Analyse erhalten zu können. Im Anschluss an die Reduktionskammer wurde
das Wasser über ein Kiesfilter und durch fünf Pflanzenzellen geleitet. Dabei wurde die Wasserführung so gestaltet, dass das
Wasser die Zellen im Wechsle von unten nach oben und wieder nach unten durchströmte. In der Abbildung 25 ist der Aufbau
des Wetlands dargestellt. RK1 – 6 sind Rohre für die Analyse von Feststoffproben; S1 – 3 Probenahmerohre für die Entnahme
von flüssigen Proben aus jeweils drei Horizonten (u = unten, m = mitte, o = oben); RK ist der Ablauf aus der
Reduktionskammer. Abbildung 26 zeigt das Wetland im Bau und die für die Probenahme vorgesehenen Rohre. In Abbildung
27 ist das Wetland im Betriebszustand bei einer Probenahme am Ausgang der Reduktionskammer zu sehen.
Die Anlage wurde zwischen 2000 und 2001 gebaut, im Juni 2001 mit Wasser gefüllt und ab Juli 2001 kontinuierlich betrieben.
Vor Beginn der Kohlenstoffzufuhr zur Mikroorganismenkultivierung wurden 2 Tracerversuche zur Verweilzeitanalyse
durchgeführt. Als Kohlenstoffquellen wurden Methanol, Saccharose und Lactat verwendet. Der Wasserdurchsatz lag zwischen
0,25 und 1 m³/h. Die Tracerversuche zeigten, dass alle Schichten des Wetlands kontinuierlich durchströmt wurden, die
Geschwindigkeiten aber variierten. Bei einem Wasserdurchsatz von 0,5 m³/h betrugen die Wasserverweilzeiten zwischen 24
und 100 h. Tabelle 19 zeigt die Zusammensetzung des Sickerwassers vor der Behandlung und die erreichbaren
Konzentrationen nach der Behandlung.

image
59
Abbildung 25: Schematische Darstellung des Wetlandaufbaues
Abbildung 28 zeigt die Sulfatkonzentrationen an verschiedenen Stellen im Wetland nach dem Versuchsbeginn über einen
mehrmonatigen Zeitraum. Dabei ist zu sehen, dass die Differenz zwischen der Sulfatkonzentration im Pufferbecken und der
Konzentration am Ende nach der Pflanzenzelle annähernd konstant ca. 2 g/l betrug. In der Abbildung 29 sind die
Urankonzentrationen im zugeführten Waser, in der Reduktionskammer und am Ende de Pflanzenzelle zu sehen sowie die sich
ergebenden Differenzen, die eine Aussage über den Grad der Abtrennung zulassen.

image
image
60
Abbildung 26: Aufbau des Wetlands und Installation der Probenahmerohre
Abbildung 27: Probenahme am Wetland

image
61
Abbildung 28: Sulfatkonzentrationen an verschiedenen Stellen im Wetland nach dem Beginn des
Versuchsbetriebes
Urankonzentrationen PB,RK,PZ
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
1,8
2
24.05.2002
13.07.2002
01.09.2002
21.10.2002
10.12.2002
29.01.2003
Datum
Urankonzentration ( mg/l )
PB
Rk
PZ
Delta PZ
Abbildung 29: Veränderung der Urankonzentrationen an verschiedenen Stellen im Wetland in der Zeit
zwischen Mai 2002 bis Januar 2003

62
9.1.4 Wetland Hartenstein
Zur Behandlung eines neutralen Haldendrainagewassers in dem Bergbaugebiet Schlema Alberoda wurde ein Wetlandsystem
gebaut und von 2001 bis 2005 betrieben. Die Finanzierung erfolgte über die Wismut und den BMBF. ( BMBF 2001 - FKZ 02 WB
0104, Glombitza et.al. 2003, Glombitza et.al. 2007, Kunze et.al. 2002). Ziel war die Analyse der ablaufenden Prozesse und die
Ableitung von Aussagen über ihre Stabilität.
Die gesamte Anlage bestand aus mehreren Teilen. Am Fuß der Halde wurde neben dem vorhandenen
Sickerwassersammelbecken ein separates Vorratsbecken zur Beaufschlagung des Wetlandkomplexes angelegt. Der
eigentliche Wetlandkomplex bestand aus 3 Becken. 2 Becken wurden bepflanzt.(Gerth et.al. 2001) 1 Becken wurde als
Reduktionsbecken gestaltet und anaerob betrieben. Ein Teil des Wassers wurde aus dem Vorratsbecken in die bepflanzten
Wetlands geleitet, ein zweiter Teil wurde direkt in das anaerobe Reduktionsbecken geleitet. In das Reduktionsbecken wurde
eine 10 % ige wässrige Methanollösung als Kohlenstoffquelle für den Aufbau einer Mikroorganismenpopulation und zur
Entfernung des Sauerstoffes dosiert. Die zugeführte Menge an Methanol betrug abhängig von der Uraniumkonzentration und
bezogen auf reines Methanol 0,2 – 0,4 l / m³ Wasser. Das Reduktionsbecken hatte ein Volumen von 540 m³ und wurde mit Kies
gefüllt. Das Porenvolumen für das freie Wasser betrug ca. 200 m³. Die behandelte Wassermenge lag in einem Bereich von 2 –
5 m³/h. Die dadurch resultierende Wasserverweilzeit lag in einem Bereich von 40 – 100 h.
Die Zusammensetzung des
Drainagewassers ist in Tabelle 20 enthalten.
Tabelle 20: Zusammensetzung des Drainagewassers
Element / Verbindung
Dimension
Durchschnitt
Minimum
Maximum
Na
mg/l
133,59
84,2
167,00
K
mg/l
19,83
11,2
23,00
Mg
mg/l
195,16
106,50
257,50
Ca
mg/l
217,02
146,50
262,00
Fe gesamt
mg/l
0,029
0,02
0,057
Mn
mg/l
0,093
0,027
0,289
NH
4
+
mg/l
0,083
0,04
0,12
Cl
-
mg/l
105,65
75,2
133,70
SO
4
2-
mg/l
1225
735
1610
O PO
4
3-
mg/l
0,10
0,10
0,10
NO
3
-
mg/l
81,85
43,10
119,20
HCO
3
-
mg/l
188,14
126,90
244,10
Spurenelemente
Cu
μg/l
5,00
5,00
5,00

63
Co
μg/l
20,l00
20,00
20,00
Ni
Cr
μg/l
μg/l
12,70
5,00
11,70
5,00
15,10
5,00
Zn
As
μg/l
μg/l
42,25
99,01
34,00
65,70
50,00
152,0
Cd
μg/l
0,5
0,5
0,5
Ra 226
U gesamt
mBq/l
mg/l
92,26
1,68
40,00
0,784
178,00
2,33
COD
DOC
mg/l
mg/l
15,00
3,773
15,00
3,10
15,00
4,96
Das behandelte Wasser besaß eine Uraniumkonzentration < 0,5mg/l, einen TOC von < 10 mg/l einen HCO
3
-
von 200 – 300
mg/l, und eine Nitratkonzentration < 1 mg/l. Analysen zeigten, dass das vorhandene Nitrat jeweils vor dem Sulfat reduziert
worden war. Das Redoxpotenzial lag zwischen – 50 und – 100 mV. Die Kohlenstoffbilanz zeigte, dass der gesamte zugeführte
organische Kohlenstoff in HCO
3
konvertiert worden war.
Abbildung 30 zeigt die Änderungen der Uraniumkonzentration in dem behandelten Wasser neben der Änderung des
Redoxpotenziales nach dem Start des Prozesses bei einem mittleren Wasserdurchsatz von ca. 2,5 m³/h. Parallel zur Abnahme
des Redoxpotenziales von ca. 400 mV auf Werte unter 0 mV durch den Übergang in den anaeroben Zustand bzw. den Start der
Sulfatreduktion sinkt auch die Uraniumkonzentration in dem behandelten Wasser. Da die Anlage auch in den Wintermonaten
betrieben worden ist, wurden die jeweils herrschenden Temperaturen gemessen, um Aussagen über den Ablauf der
Sulfatreduktion zu erhalten. In Abbildung 31 ist der gemessene Temperaturverlauf im Zufluss und in der Reduktionskammer
dargestellt. Aus den Daten ist zu sehen, dass mit dem Start der Sulfatreduktion die Temperaturen in der Reduktionskammer
bedeutend über den Temperaturen des zugeführten Wassers liegen und der Sulfatreduktionsprozess durch seine exotherme
Eigenschaft auch im Winter durchgeführt werden kann. Zusätzlich zeigen diese Daten, dass die Mikroorganismen somit auch
bei niedrigen Temperaturen einen Sulfatreduktionsprozess durchführen.

image
image
64
Abbildung 30: Veränderung der Uraniumkonzentration in der anaeroben Reduktionskammer
Abbildung 31: Wassertemperatur im zugeführten und behandelten Wasser
Von besonderem Interesse war das Verhalten von Arsen in diesem Prozess. In Abbildung 32 sind deshalb die
Arsenkonzentrationen in dem gleichen Zeitabschnitt dargestellt worden. Sie zeigen, dass Arsen zunächst aus dem Wasser
abgetrennt wird und nach dem Übergang in den anaeroben Zustand und bei sinkendem Redoxpotenzial freigesetzt bzw. nicht
mehr abgetrennt wird. Das konnte auf die Bildung von As
3+
durch den Reduktionsprozess und die größere Löslichkeit von
As
2
S
3
zurückgeführt werden.

image
image
65
Abbildung 32: Arsenkonzentration im zugeführten und behandelten Wasser
Abbildung 33: Ansicht des Reduktionsbeckens im Wetland Hartenstein

image
66
In Abbildung 33 ist die Gestaltung des Reduktionsbeckens zu sehen. Die beiden roten Stutzen sind für eine Dosierung von
Nährlösung oder Kohlenstoffquelle vorgesehen.
Das behandelte Wasser wurde anschließend vor dem Einleiten in die Vorflut über eine Kaskade in einen Schönungsteich
geleitet. Dadurch wurde es mit Sauerstoff angereichert und Spuren von überschüssigem Sulfid wurden zu Schwefel oxidiert und
in dem Schönungsteich abgetrennt. (Abbildung 34 )
Abbildung 34: Schönungsteich mit Kaskade
9.1.5 Wetland Pöhla II
Da das Flutungswasser in der Grübe Pöhla durch einen im Grubengebäude stattfindenden Reduktionsprozess verändert
worden war, wurde eine veränderte Wetlandgestaltung geprüft. Die Veränderungen beruhten auf dem Ablaufen reduzierender
Reaktionen in dem Grubengebäude, die zu einer weitgehenden Entfernung des Sulfats geführt hatten. Parallel dazu fand
Mobilisierung und Freisetzung von Mangan, Eisen, Arsen und vor allem Radium statt. Dieser Veränderung sollte ein neues
Wetland mit anderer Prozessführung gerecht werden, die auf oxidierenden Prozessen gefolgt von Sedimentationen und
Sorptionen beruhte.
Tabelle 21: Charakteristische Daten des Flutungswassers
Parameter
Dimension
Minimum
Maximum
Mittelwert
Wassermenge
m³/h
3,3
20,6
14,1
pH Wert
-
6,5
7,9
7,1

image
67
U
mg/l
0,01
0,07
0,02
Ra 226
mBq/l
1.470
11.700
4.028
As
μg/l
302
41.100
2.280
Fe
mg/l
0,49
145
6,6
Mn
mg/l
0,13
0,62
0,3
SO
4
2-
mg/l
5
19
5,2
HCO
3
-
mg/l
281
360
336
CSB
mg/l
15
15
15
In der Tabelle 21 sind die wichtigsten Angaben über die Flutungswasserzusammensetzung und die anfallenden Mengen
vorhanden. Die Anlage bestand aus 2 Straßen mit je 3 Becken vor die die eine Kaskade zur Belüftung und Oxidation installiert
worden war. (COWAR 2010) Das Grubenwasser wurde nach dem Passieren der Kaskade in ein zentrales Sammelbecken B1
geführt. In diesem waren AQUA-Mats® zur Sedimentation und Abtrennung von Eisen und Arsen sowie den mitgeführten
Trübstoffen enthalten. Aus diesem Sammelbecken wurde das Wasser auf die beiden Straßen verteilt. Dabei wurden in dem
jeweils ersten Becken (B2) ebenfalls AQUA-Mats® installiert und die anschließenden Becken (B3, B4) mit Armleuchteralgen
bepflanzt. Hinter den Behandlungsbecken wurde ein Polizeifilter installiert, der eine Überschreitung der Ablaufgrenzwerte
verhindern sollte. In Abbildung 35 ist eine schematische Darstellung der Gesamtanlage gezeigt und in Abbildung 36 die fertige
im Betrieb befindliche Anlage. Die beiden roten Pfeile zeigen auf die jeweilige Behandlungsstraße. Zur Bestimmung der
Wasserverweilzeit und Charakterisierung des Strömungsverhaltens wurden die Wasserströme markiert. Als Tracer wurde
einmal Uranin und zum anderen Natriumchlorid verwendet.
Abbildung 35: Schematische Darstellung der Behandlungsanlage

image
image
68
Abbildung 36: Ansicht der gesamten Anlage
Abbildung 37: Foto Wetlandanlage Phöla II
(im Sommer 2009)
Die effektive Verweilzeit des Beckens 4A betrug bei einer Einstauhöhe von 64 cm ca. 37 h. Bei den Untersuchungen fiel eine
ausgeprägte horizontale Schichtung des Tracers im ersten Beckendrittel auf.
Die verwendeten Caraceae wurden in einem separaten Becken kultiviert und in bestimmten Abständen nachgepflanzt. Die
Besonderheit des Wetlands bestand darin, dass unter Nutzung von Biofilmen, die sich auf den als Aufwuchsträgern
verwendeten AQUA-Mats® bilden in Kombination mit der hohen Sorptionsleitung der Characeae eine stabile Entfernung von
Schwermetallen, Radionukliden und Arsen aus dem Grubenwasser erreicht werden sollte.(IBS 2001) Algen sowie Biofilme sind
Schadstoffsenken und die abgestorbenen mit Schwermetallen beladenen Algenteile sowie die Biofilmflocken sinken zu Boden
und bilden schadstoffangereicherte organische Sedimente, in denen eine Mineralisierung stattfindet. In der Tabelle 22 sind die
gemittelten Ablaufwerte für die Jahre 2006 und 2007 dargestellt. Aus ihnen wird die Abtrennung der jeweils aufgeführten
Elemente und Verbindungen sichtbar.

69
Tabelle 22: Mittelwerte für die Zusammensetzung des Wasserzulaufes und des behandelten Wassers in
den Jahren 2006 und 2007
Parameter
Dimension
Zulauf
Ablauf 2006
Ablauf 2007
Wassermenge
m³/h
14,1
15,02
13,98
pH Wert
-
7,1
8,14
8,00
U
mg/l
0,02
0,02
0,02
Ra 226
mBq/l
4.028
11,57
12,62
As
μg/l
2.280
54,52
48,17
Fe
mg/l
6,6
0,02
0,02
Mn
mg/l
0,3
0,01
0,01
SO
4
2-
mg/l
5,2
5,43
5,62
HCO
3
-
mg/l
336
324,38
313,50
CSB
mg/l
15
15,0
15,0
In den Sedimenten lagen die Konzentrationen von Uran zwischen 4 – 7 mg/kg, von Radium zwischen 7000 und 96 000
mBq/kg, von Arsen zwischen 2480 und 106 000 mg/kg sowie für Eisen zwischen 20400 und 409 000 mg/kg bezogen auf
Trockensubstanz in Abhängigkeit von der Sedimentmenge und dem Ort der Entnahme.

70
9.2 Ableitung von Lösungsmaßnahmen
9.2.1 Vincensgraben ( Vinzenzgraben?)
Die Schwarze Elster erhält bei Dörgenhausen einen starken Sulfateintrag durch den Vinzenzgraben, den. Hauptentwässerer
des Naturschutzgebietes Dubringer Moor.(LFULG 2011) Tabelle 23 enthält ausgewählte Daten der Inhaltsstoffe des
Vinzenzgrabens an der Mündung und die jeweiligen Minimum- und Maximumwerte.
Tabelle 23: Ausgewählte Daten Vinzenzgraben Mündung
Komponente / Element
Dimension
Minimum
Maximum
Durchschnitt
pH Wert
-
3,53
5,63
SO
4
2-
mg/l
114
507
Fe gesamt
mg/l
2,18
9,96
Al
mg/l
1,6
5,4
Mn
mg/l
2,0
4,35
Mg
mg/l
9,23
36,91
Ca
mg/l
34
119
As
μg/l
0,17
1,02
Corg. gesamt
mg/l
8,36
26
Diese in der Tabelle 23 enthaltenen Daten der Zusammensetzung für die Mündung des Vinzenzgrabens wurden im Zeitraum
von 1997 – 2013 gemessen.( Rohde LfULG)
Neben diesen Daten sind ausgewählte Daten für den Punkt der Einleitung
Grauwacke, dem Zufluss aus dem Restloch Clara III und der Einleitung am Punkt Dubring II vorhanden.
Die Daten für die Einleitung Grauwacke stammen aus den Jahren 2011 und 2013 und die Daten für das Restloch Clara III sowie
Dubring II aus den Jahren 2003, 2004 und 2013. Die Daten sind in den Tabelle 24 Tabelle 25 und Tabelle 26 enthalten.
Ein Vergleich der Daten zeigt, dass die niedrigsten pH Werte und die höchsten Sulfat- sowie Eisenkonzentrationen in den
Wässern Grauwacke und Dubring II vorhanden sind.
Für eine Reduzierung der Belastung sind zunächst Aussagen über die Höhe der Abflüsse notwendig. Aus ihnen können die
jeweils resultierenden Frachten abgeleitet werden. In einem zweiten Schritt sind dann Aussagen über die zu erwartenden
Veränderungen am Abfluss des Vinzenzgrabens möglich, wenn eine Behandlung eines oder beider Gewässer erfolgt. Dabei
würde eine Behandlung eine Reduzierung der Sulfatlast, Anhebung des pH Wertes und Senkung der Eisenkonzentration in
einem anaeroben reduzierenden Wetlandsystem zum Ziel haben.

71
Tabelle 24: Daten Einleitung Grauwacke
Komponente / Element
Dimension
Minimum
Maximum
pH
-
3,2
3,3
SO
4
2-
mg/l
555
615
Fe gesamt
mg/l
11,0
13,7
As
μg/l
0,8
1,5
Corg. gesamt
mg/l
9,4
13,4
Tabelle 25: Daten Restloch Clara III
Komponente / Element
Dimension
Minimum
Maximum
pH
-
4,18
4,73
SO
4
2-
mg/l
74,33
87,33
Fe gesamt
mg/l
3,65
6,07
As
μg/l
1,3
1,6
Corg. gesamt
mg/l
1,68
2,7
Tabelle 26: Daten Einleitung Dubring II
Komponente / Element
Dimension
Minimum
Maximum
pH
-
3,18
3,34
SO
4
2-
mg/l
600,8
1011,7
Fe gesamt
mg/l
16,1
38
As
μg/l
0,57
1,13
Corg. gesamt
mg/l
3,4
3,52
9.2.2 Bielastolln
Die Zinnerzaufbereitung in Ostsachsen war mit einem Flotationsprozess verbunden. Die Rückstände des Flotationsprozesses
wurden in eine Absetzanlage (IAA) im Tal der Biela eingeleitet. Das Tal wurde zu diesem Zweck mit einem Damm (
Mendemühlendamm) abgeriegelt. Die Kleine Biela wurde vor dem Gegendamm über einen in diesem Zusammenhang

72
aufgefahrenen Umleitungsstollen umgeleitet. Der Stollen mit einem Querschnitt von 2,4 x 3 m verläuft teilweise unterhalb der
Absetzanlage in deren westlichem Bereich.
Mit der Schließung des Bergwerkes Anfang 1990 stand das Problem, wohin künftig die ständig anfallenden Grubenwässer aus
der Pinge in Altenberg fließen sollen. Ohne Maßnahmen wäre in dem Riesenkrater der Grundwasserspiegel gestiegen, was zu
Problemen in der Standfestigkeit geführt hätte. Diesem Risiko durfte die Stadt Altenberg nicht ausgesetzt werden. Deshalb
wurde von 1991 bis April 1993 ein 3924 Meter langer Entwässerungsstollen aufgefahren, der bis zur Pinge reicht, im Bielatal in
der Nähe der Zufahrt zum Steinbruch endet und durch den die Grubenwässer abgeleitet werden. Pro Stunde sind es ca. 30
Kubikmeter. Dieses Grubenwasser wird in die kleine Biela vor Einmündung in die große Biela eingeleitet.
Die am Hauptdamm gefassten Sickerwässer und die Wässer aus dem Umleitungstollen werden im Tal der kleinen Biela
zusammengeführt und durch ein Tosbecken geleitet. Die Sickerwassermenge soll dabei zwischen 18 und 30 l/s betragen.(Graf
et.al. 2010) Das Sickerwasser der IAA Bielatal ist insbesondere durch hohe As-Konzentrationen gekennzeichnet. Da das
Wasser an der Austrittsstelle reduzierende Bedingungen aufweist, liegen das Arsen überwiegend dreiwertig und das Eisen
überwiegend zweiwertig vor. Die leichte Löslichkeit von Beiden bedingt auch die erhöhten Arsen- und Eisengehalte, die auf
Verwitterungsvorgänge arsenhaltiger Minerale in den eingespülten Aufbereitungs-Tailings (Arsenopyrit/Löllingit) zurückzuführen
sind. Die Gehalte der anderen Schwermetalle sind relativ gering. Stark erhöhte Gehalte im Schweb treten bei As und Zn auf.
Für eine Einschätzung der Belastung und der daraus resultierenden Frachten wurden an verscheiden Messpunkten die
Abflussmengen und die an diesen Punkten existierenden Konzentrationen gemessen. In der Tabelle 27 sind die gemessenen
Abflussmengen zusammengestellt.
Tabelle 27: Abflussmengen kleiner und großer Biela sowie Sickerwassermengen
MP
RW
HW
Abkürzung/Bezeichnung
Q in l/s
MP1
5413083
5627977
EKB (
E
inlauf
K
leine
B
iela)
20
MP2
5413330
5629131
BSH (
B
ielatal
S
icker
H
auptdamm)
27
MP3
5413294
5629275
MUS (
M
undloch
U
mleitungs
s
tollen)
30
MP4
5413363
5629317
BTB (
B
ielatal
T
os
b
ecken)
55
MP 5
5414406
5630838
GBV (
G
roße
B
iela
v
or Einmündung)
69
MP 6
5414427
5630792
KBM (
K
leine
B
iela
M
ündung)
85
MP 7
5414472
5630861
GBN (
G
roße
B
iela
n
ach Zusammenfluss)
151
Tabelle 28 zeigt die gemessenen Konzentrationen für ausgewählte Metalle und Anionen sowie den pH Wert. Dabei wurden
einmal die gelösten Konzentrationen und die Gesamtkonzentrationen im Wasser gemessen. Aus den Gesamtkonzentrationen
und den Anteilen an Schwebstoffen wurden die Schwebstoffgehalte berechnet.

73
Tabelle 28: Konzentrationen von Metallen, Anionen und berechnete Schwebstoffgehalte
Bezeichnung
Dimension
EKB
MUS
BSH
BTB
KBM
GBV
GBN
Datum
18.08.2010
18.08.2010
18.08.2010
18.08.2010
06.09.2010
06.09.2010
17.09.2010
pH Wert
7,04
7,84
6,68
7,58
7,37
6,41
7,38
TOC
mg/L
5,9
5,8
2,7
5,4
3,7
2,6
3,9
Nitrat
mg/L
1,7
2,5
2,6
2,4
6,6
3,6
4
Sulfat
mg/L
13
18
52
22
53
79
22
Gehalte
gelöst
As
mg/L
0,0019
0,013
0,84
0,038
0,024
0,00095
0,015
Pb
mg/L
<0,0003
0,002
0,004
0,0021
0,00055
0,0014
0,0014
Cd
mg/L
0,00058
0,0002
0,0019
0,00053
0,00095
0,0004
0,0009
Ca
mg/L
11
13
26
15
18
8,2
15
Cu
mg/L
0,0087
0,0035
0,008
0,0041
0,063
0,0039
0,045
Ni
mg/L
<0,001
<0,001
0,0061
0,0012
0,0015
<0,001
0,0018
Zn
mg/L
0,034
0,025
0,24
0,04
0,061
0,0086
0,058
Gehalte
gesamt
As
mg/L
0,0022
0,014
1
0,077
0,062
0,0012
0,053
Pb
mg/L
<0,0003
0,003
0,0044
0,0031
0,004
0,0014
0,0016
Cd
mg/L
0,0011
0,00039
0,0021
0,00089
0,001
0,0004
0,00095
Ca
mg/L
11
13
26
15
18
8,2
15
Fe
mg/L
0,26
0,24
3,8
0,46
0,32
0,1
0,22
Cu
mg/L
0,0089
0,0044
0,0083
0,0051
0,096
0,005
0,076
Ni
mg/L
<0,001
0,0024
0,0064
0,0013
0,0036
<0,001
0,0087
Zn
mg/L
0,046
0,03
0,26
0,045
0,073
0,0095
0,082
Gehalte
im Schweb
As
mg/kg
68
455
28070
10263
8261
250
14615
Pb
mg/kg
-
455
70
263
750
-
77
Cd
mg/kg
118
86
35
95
11
-
19
Cu
mg/kg
45
409
53
263
7174
1100
11923
Ni
mg/kg
-
-
53
26
457
-
2654
Zn
mg/kg
2727
2273
3509
1316
2609
900
9231
Aus den Daten wird deutlich, dass die größten Mengen an Arsen in dem Sickerwasser der IAA (BSH) enthalten sind.
Betrachtungen über die damit verbundenen Frachten haben zu Werten, die zwischen 1,2 und 3,9 kg As / d liegen, geführt.

74
Nach Graf et.al ist für die Bewertung nach SächsWRRLVO der Schwermetallgehalt im Schwebstoff am Bilanzpunkt „Große
Biela vor Mündung“ (OBF 08300) entscheidend. (Graf et.al. 2010) Da Maßnahmen zur Verringerung der Schwermetallausträge
an der IAA Bielatal selbst nur sehr eingeschränkt möglich sind, kommen nur die Varianten
-
Maßnahmen zur Abtrennung der Schwebstoffe aus dem Sickerwasser oder aus der Kleinen Biela im Sinne eines
Sedimentmanagements, bzw.
- eine Behandlung der Sickerwässer in einer Wasserbehandlungsanlage in Frage.
Voruntersuchungen haben gezeigt, dass durch eine Belüftung gefolgt von einer Sedimentation ein großer Teil des Arsens
zusammen mit dem Eisen abgetrennt werden kann. In der Tabelle 29 sind die Ergebnisse dargestellt.
Tabelle 29: Arsen- und Eisenkonzentrationen vor und nach Belüftung im Sickerwasser
Element
As [mg/l]
Fe
2+
[mg/l]
Fe
2+
+ Fe
3+
[mg/l]
Sickerwasser unbehandelt
gesamt
0,95
0,48
3,2
gelöst
0,26
0,12
0,12
Sickerwasser belüftet
gesamt
0,77
< 0,010
3,04
und nach 4 h Sedimentation
gelöst
0,13
< 0,010
< 0,010
Sie zeigen, dass im Rohwasser Eisen überwiegend als Fe(III) an Partikel gebunden und Arsen zu einem großen Teil in gelöster
Form vorliegen. Durch Belüftung und 4 h Sedimentation geht der Arsen (ges.)-Gehalt von 0,95 auf 0,77 mg/l, d. h. um 19 %
zurück. Der Eisen (ges.)-Gehalt sinkt um 5 %. Die Gehalte an gelöstem Eisen und Arens zeigen hingegen, verglichen mit den
Ausgangsgesamtgehalten Rückgänge von > 99 % für Eisen bzw. 86 % für Arsen. Dies bedeutet, dass durch Ausfällung des
Eisens eine sehr gute Mitfällung des Arsen erreicht werden kann.
Aus den Versuchsergebnissen kann somit abgeleitet werden, dass
-
Eisen durch Belüften leicht oxidiert und als Fe(OH)3 ausgefällt wird,
-
Arsen sehr gut an das ausgefällte Fe(OH)
3
adsorbiert wird, und
-
das gefällte und arsenhaltige Fe(OH)
3
in kolloider Form anfällt, schlecht flockt und demzufolge
sehr ungünstige Sedimentationseigenschaften hat.
Betrachtungen über eine Realisierung eines solchen Behandlungsprozesses haben zu den Vorstellungen geführt. zunächst
eine Belüftung des Wassers durch eine Kaskade mit einem Höhenunterschied von ca. 1 m und eine nachfolgende Fläche, die
als aerobes Wetland gestaltet ist und als Filterfläche für eine Sedimentation und Abtrennung der arsenhaltigen Eisenhydroxide
dient, zu nutzen. In der Tabelle 30 sind einige Eckdaten einer solchen naturnahen Behandlung zusammengestellt. Bei diesen
Daten ist zusätzlich die Manganfracht aufgenommen worden, da Messungen des Sickerwassers am Dammaustritt eine
Konzentration von 5,2 mg/l ergeben haben.

75
Tabelle 30 : Eckdaten für einen Sedimentationsteich und ein aerobes Wetland
Komponente
Dimension
Wert
Bemerkung
Stofffrachten
Fe
As
Mn
g/d
g/d
g/d
9.850
2.592
13.478
Fläche
Breite
Länge
m
m
3000
25
120
Sedimentation
Variante 1
Variante 2
Verweilzeit
Volumen
Tiefe
Fläche
Breite
Länge
h
m
m“
m
m
48
5.184
2,5
2.074
25
83
48
5.184
2,0
2.592
25
104
Aerobes Wetland
Flächenbedarf Fe Rückhalt
2000
Die Fläche wird erheblich größer und erreicht eine Größe von ca. 25 000 m² wenn eine Manganabtrennung ebenfalls erreicht
werden soll und eine Abtrennung von 0,5 g / m²d angesetzt wird.
Berechnungen über die Zunahme der Sedimenthöhe in dem Wetland ergaben eine Zunahme von ca. 3 – 4 cm /a wenn eine
Trockensubstanzmenge von 8,8 Tonnen Fe / As haltiger Schlamm pro Jahr, ein Trockensubstanzgehalt im Schlamm von 10 %
und dadurch ein Volumen von 90 – 100 m³/a angenommen werden.
Ein Vergleich der Kosten einer solchen Behandlung mit den Kosten, die bei einem Verfahren mit Fällung und Flockung sowie
einem Verfahren durch Sorption entstehen, zeigte die niedrigsten Kosten für den Bau und Betrieb eines Wetlands. Diese lagen
bei 0,03 €/m³ Wasser und Betriebskosten von 24 920 € /a ohne Abschreibungen. (Graf et.al. 2010)
9.2.3 Stangenbergbach
Aus der Bilanzierung der Gelöstfrachten von Schwermetallen der Wasserzuflüsse aus dem Bergbaugebiet zur Freiberger
Mulde im Abschnitt Muldenhütten – Obergruna geht hervor, dass für die Kadmiumbelastung der Freiberger Mulde unterhalb des
Hüttenbezirkes insbesondere die Zuflüsse Stangenbergbach und Königlich-verträglicher Gesellschaft-Stolln von Bedeutung
sind. (Kuna 2004? Zertani 2015, TU BAF - 2015 . In Tabelle 31 sind ausgewählte Analysen zur Beschreibung Situation im
Stangebergbach aus dem Jahre 2015 enthalten.
Die Ergebnisse weiterer zurückliegender Analysen zeigen, dass die größten Cd-Einträge in den Stangenbergbach über die
nördliche Bahndrainage erfolgen. (Janneck et.al. 2010) Die südliche Bahndrainage führt Kadmium nur in weit geringeren
Mengen zu. Der Frachtanteil lag bei Cd <1 %. Eine Einbeziehung dieser Wässer in eine Sanierung erschien wegen der relativ
geringen Frachten nicht vertretbar. Es wurde daher vorgeschlagen, Sanierungsmaßnahmen auf die nördliche Bahndrainage zu
beschränken. Als Fassungspunkt bietet sich die Stelle des Rohrauslaufes (Messstelle 2513) an.

76
Tabelle 31: Ausgewählte Analysendaten der Wasserzusammensetzung Stangenbergbach
Datum
Element /Verbindung
mg/
l
Element
μg/l
SO
4
2-
Zn
NO
3
-
C
org
Mn
Sr
Cd
Januar 2015
150
5,1
37
1,3
97
210
120
März 2015
170
6,1
31
1,1
54
240
150
Mai 2015
160
5,2
27
1,4
40
220
120
Juli 2015
200
6,1
20
3,6
170
260
180
August 2015
220
6,3
15
2,7
100
290
190
November 2015
220
6,9
17
1,4
66
280
170
Aus diesen Ergebnissen des SAXONIA-Monitorings der Jahre 2000 – 2009 und im Rahmen der vorliegenden Untersuchung
neu erhobener Daten insbesondere der Teilwasserströme lassen sich folgende Kennzahlen für den Ablauf der BD Nord als
Grundlage der Auslegung der Sanierungsvarianten ableiten, der dadurch für eine Behandlung als geeignet erscheint.
Tabelle 32: Charakterisierung des Ablaufes der BD Nord (Janneck et.al. 2010)
Parameter
Mittelwert
Minimum
Maximum
Durchfluss (l/s)
1,5
0,3
8,4
Durchfluss (m³/h]
5,4
1,1
30,2
pH Wert
6,1
4,3
7,5
Cd Gehalt (mg/l)
1,6
0,7
8,0
Zn Gehalt (mg/l)
57
25
100

77
SO
4
2-
Gehalt (mg/l )
519
326
632
K
s
(pH 4,3 mmol/l) nur
06.11.2009
0,32
K
B
(pH 8,2, mmol/l) nur
06.11.2009
1,1
(Janneck et.al. 2010)
Ausgehend von Literaturrecherchen wurde für die Behandlung der Wässer der Bahndrainage ein anaerobe Verfahren,
insbesondere ein anaerobes Wetlands und RAPS vorgeschlagen. Mit Hilfe organischer Substanz und Mikroorganismen wird
eine Sulfatreduzierung herbeigeführt. Durch das gebildete Sulfid werden Schwermetalle, wie Cu, Ni, Zn, Cd, und Pb als Sulfide
gefällt bzw. an organische Substanz sorbiert. Solche Prozesse scheinen auch in dem Feuchtgebiet zwischen MP 2504 und dem
Teich im Stangenbergbachtal natürlicherweise in begrenztem Umfang abzulaufen.
Bevor sich in den Wässern jedoch ein sulfatreduzierendes Milieu einstellen kann, muss zunächst der gelöste Sauerstoff
aufgezehrt werden. Die Sauerstoffkonzentrationen in der Bahndränage Nord wurden am MP 2513 im Bereich zwischen 6,8 und
9,8 mg/L gemessen. Dies entspricht etwa einer Sauerstoffsättigung zwischen 70 und 100 %. Für eine anaerobe Behandlung
des Wassers ist dies ungünstig, weil hohe Sauerstoffgehalte größere Mengen organischer Substanz als Reduktionsmittel
verbrauchen würden. Dies wirkt sich ungünstig auf die Langzeitstabilität eines anaeroben Wetlands aus.
Für die Abschätzung des benötigten Substratvolumens und der erforderlichen Fläche wird deshalb die volumetrische
Sulfatreduktionsrate bzw. Sulfidbildungsrate (in mol/(m³ d)) verwendet, wie sie in der Pilotanlage der ASARCO-Grube (Gusek &
Wildeman 1997) ermittelt wurde. Über ähnlich hohe Sulfatreduktionsraten, die in der Größe von 0,1 bis 0,3 mol/(m³ d) liegen
berichten Mueller et.al. (1996) und Wildeman (1993),
In Tabelle 33 ist mit den aus der Literatur entnommenen Sulfatreduktionsraten eine überschlägige Ermittlung der benötigten
Substratvolumina und des Flächenbedarfes vorgenommen worden. Für einen Bemessungsdurchsatz von 7,5 m³/h (2,08 L/s)
Dränagewasser mit den angegebenen Cd- und Zn-Konzentrationen wird (theoretisch) eine Fläche von maximal 1100 m² für das
anaerobe Wetland beansprucht. Dieser Wert ergibt sich aus der konservativen Voraussetzung einer Sulfidbildungsrate von
0,2 mol/(m³ d), die auch unter ungünstigen Bedingungen im Winter erreichbar erscheint. Außerdem wurde angenommen, dass
nur die Hälfte des gebildeten Sulfides für die Schadstofffixierung ausgenutzt wird und ca 50 % Sulfidverluste, z. B. durch
Ausgasen von H
2
S oder durch Austrag von HS
-
mit dem Wasser existieren.
In den PIRAMID-Guidelines (2003) werden aus Gründen des Gesundheits- und Naturschutzes deshalb offene Systeme, in
denen sich Cd anreichert, nicht empfohlen. In diesen Fällen sollen so genannte „sub-surface“-Systeme eingesetzt werden, die
abgedeckt sind und bei denen Menschen und Tiere nicht in direkten Kontakt mit dem Substrat gelangen können und von
G.E.O.S. für die Behandlung von U- und As-haltigen Haldensickerwässern am Schacht 374 in Hartenstein entwickelt und
benutzt worden war.
In der Tabelle 34 sind die berechneten Mengen an Sulfiden, die in dem Wetland gespeichert werden, zusammengestellt
worden. Daraus ist zu sehen, dass selbst ein Betrieb von ca. 20 Jahren zu einer solchen Menge an Sulfid führt, die lediglich
etwas mehr als 5 % der Wetlandmenge betragen.
Neben der Anwendung eines Wetlands sind noch eine Reihe anderer Wasserbehandlungsverfahren betrachtet und bewertet
worden. Dabei zeigte sich, dass die jährlichen Betriebskosten mit 5.820 € und die spezifischen Wasserbehandlungskosten mit
0,42 €/m³ am niedrigsten waren. Untersuchungen und Analysen aus dem vergangenen Jahr durch die Bergakademie Freiberg
im Auftrage der Saxonia Standortentwicklungs- und Verwaltungsgesellschaft haben die Möglichkeit einer Phytoremediation zur
Abtrennung der Metalle analysiert. (TU BAF 2015).

78
Tabelle 33 Überschlägige Ermittlung von Auslegungsdaten für ein anaerobes Wetland Stangenbergbach
Parameter
Größe
Bemerkung
Volumenstrom
Q min
Q max
7,2 m³/h
7,5 m³/h
Sulfidproduktionsrate
Minimum
Maximum
0,2 mol /(m³d)
0,3 mol(/(m³/d)
Sulfidbedarf
Kadmium
Zink
Q min
Q max
Q min
Q max
0,10 mol/h – 2,4 mol/d
0,10 mol/h – 2,4 mol/d
4,41 mol/h – 105,8 mol/d
4,59 mol / h – 110,2 mol / d
Berechnetet für minimale und
maximale Konzentrationen
bei minimalem und
maximalen Volumenstrom
Notwendiges
Substratvolumen
Min
Max
722 m³
1126 m³
Berechnet
mit
einem
Sicherheitsfaktor von 2 für die
Sulfidbildung
Flächenbedarf
1100 m²
Bei 1 m Substratmächtigkeit
Flächenbeschickung
Min
Max
0,157 m³/(m²d)
0,164 m³/(m²d)
Wasserverweilzeit im Substrat Min
Max
2,4 d
2,5 d
Substrathöhe 1 m,
Porosität 0,4
Die verwendeten Analysen haben ebenfalls die höchsten Schwermetallkonzentrationen im Wasser an den Messstellen der
Bahntrasse gezeigt. Die daraus abgeleiteten Frachten lagen in einem Bereich von ca. 8 – 40 kg Cd/a. Diese Werte beruhen
auf den Cd Analysen des Wassers im Zeitraum April – Juli 2015 und den Konzentrationen nach der Filtration und somit der
Abtrennung der Schwebstoffe.
Tabelle 34: Berechnung der gespeicherten Sulfidmengen im Wetland
Verbindung
Molmenge
Min (mol/d)
Max(mol/d)
Min (g/d)
Max (g/d)
CdS
144,64 g / Mol
2,4
2,4
347
347
ZnS
97,43 g / Mol
105,84
110,16
10.312
10.733
Summe
Sulfidproduktion
10.659
4,02 t/a
11.080
4,02 t/a
Anreicherung
im Substrat
Jahr
Menge (t)
%
1
2
5
10
20
4,0
8,0
20,1
40,2
80,3
0,28
0,56
1,40
2,81
5,62

79
10 Zusammenfassung
Wetlands erscheinen als eine kostengünstige von der Natur abgesehene und ihr nachempfundene Einrichtung zur
Wasserbehandlung. In der Studie werden deshalb umfangreiche Themen zur Darstellung des gegenwärtigen Kenntnisstandes
behandelt.
In der Zusammenstellung über den Kenntnisstand und das Wissen zur Anwendung von Wetlands zur Wasserbehandlung
werden nach einer Einleitung zunächst Bergbauwässer vorgestellt und ihre Unterschiede durch die unterschiedlichen
Bergbauaktivitäten gezeigt. Dazu werden Bergbauwässer aus dem Erzbergbau und dem Kohlebergbau verwendet. Zum
Verständnis der in einem Wetland ablaufenden Prozesse werden die unterschiedlichen chemischen und mikrobiologischen
Vorgänge zusammengestellt und ihre Wirkung auf die Wasserinhaltsstoffe erläutert. Dabei handelt es sich um chemisch
induzierte Oxidationen und Reduktionen sowie die unterschiedlichen Säurebildungsprozesse.
Zum Verständnis der mikrobiellen Prozesse wurde die Zellsubstanzsynthese als Grundlage gewählt, die sich daraus
ableitenden Oxidationen, Reduktionen und Transformationen zusammengestellt und der sich daraus ergebende mögliche
Einfluss auf die Wasserqualität gezeigt. Eine Besonderheit sind die von Mikroorganismen aufgenommenen und gespeicherten
Metallionen. Auf die Anwendung dieser Bioakkumulations- und Biosorptionsprozesse wurde besonders eingegangen. Es
wurden die verschiedenen Anwendungsmöglichkeiten und die auf einer Speicherung beruhenden Konzentrationserhöhungen
gezeigt.
Die in der Fachliteratur beschriebenen bekannten Wetlandarten wurden zusammengestellt und ihre Funktionsweise erläutert.
Die technischen Voraussetzungen für eine Anwendung wurden beschrieben. Sie betreffen die Ermittlung der notwendigen
Wasserverweilzeit, die Ableitung der Verweilzeitverteilung zur Charakterisierung des Strömungsverhaltens und die Ermittlung
der notwendigen Anlagengröße.
Bei Wetlands mit mikrobiellen Prozessen wurden diese Parameter mit der mikrobiellen Reaktion insbesondere den
wachstumsbestimmenden Größen durch die Berücksichtigung der stöchiometrischen Koeffizienten kombiniert. Ebenso wurde
auf die Temperatureinflüsse eingegangen
Die vorhandenen Möglichkeiten zur Beschleunigung der Prozesse durch eine bessere Sauerstoffversorgung oder eine
Zuführung von Wasserstoffionen wurden vorgestellt und die ORC und HRC Technologien beschrieben. Weiterhin wurde die
Stimulierung von Wachstumsprozessen durch geeignete Substrate gezeigt.
Aus der Schilderung dieser Einflussfaktoren kann ebenfalls abgeleitet werden, dass immer mit einer Schwankungsbreite der
Konzentrationen im behandelten Wasser zu rechnen und dieser Sachverhalt bei einer Planung zu berücksichtigen ist.
Für den beabsichtigen Bau eines Wetlands wurde ein Algorithmus zusammengestellt. In einem gesonderten Abschnitt wurde
auf die zu beachtenden rechtlichen Grundlagen und Voraussetzungen eingegangen.
Zur Bewertung der Wasserbehandlungsprozesse in Wetlands wurden Kostenschätzungen und empirische Methoden
herangezogen. Letztere beruhen auf SWOT Analysen und der Verwendung von Wichtungsfaktoren. Bei den ermittelten
spezifischen Kosten liegen die Werte für Wetlands in der Regel unter denen, die sich bei der Anwendung chemischer oder
physikalischer Behandlungstechnologien ergeben.
Eine Besonderheit sind thermodynamische Betrachtungen für die Charakterisierung der Stabilität von mikrobiellen Prozessen.
In einer umfangreichen Darstellung wurden verschiedene Wetlands und ihre Funktionsweise vorgestellt. Für 3 vom Bergbau
beeinflusste Gewässer wurden abschließend Vorschläge für eine mögliche Wasserbehandlung abgeleitet.

80
11 Literatur
Akesenov S.I. , The Dynamic Nature of Stability of Biological Systems, Russian Journal of Physical Chemistry Vol. 69 (1995) pp
1269 – 1272
Annable M.D. ,Teodorescu M., Hlavinek P., Diels L.,(2008) Editors: Methods and Techniques for Cleaning-up Contaminated
Sites Proceedings of the NATO Advanced Research Workshop on Methods and Techniques for Cleaning-up
Contaminated Sites, Sinaia, Romania 9–11 October 2006 ISBN: 978-1-4020-6873-7 (Print) Springer Verlag
(2008),NATO Science for Peace and Security Series C: Environmental Security 2008
Artola A., Martin M. J., Balaguer M., Rigola M., Pilot plant biosorption in an integrated contact–settling system: application to
Cu(II) removal by anaerobically digested sludge, Journal of Chemical Technology and Biotechnology (2001) 76 pp 1141
– 1146
Atkinson B. W., Bux F., Kasan H C., Water SA (1989) 24 129 – 135
Babel W. , Müller R., (1985,) Mixed Substrate Utilization in Micro-organisms: Biochemical Aspects and Energetics
Journal of
General Microbiology
( 1985), 131. 39-45.
Babel W., 2009 The Auxiliary Substrate Concept: From simple considerations to heuristically valuable knowledge Engineering in
Life Sciences
Volume
9,
Issue
4,
pages
285–290, August 2009
Barkley NP., Journal of the Air & Waste Management Association (1991): 41, 13867 – 1393
Barnes L. J., Jannsen F.J., Sherren J., Versteegh J.H., Koch R.O., Scheeren P. J. H. (1991 ) Trans Inst. Chem. Eng. 69 184 .
18635
Bender J., Phillips P., Biotreatment of mine drainage, Environmental Management, September 25 – 27 (1995)
Bernhardt K., Damm W., (1973) Hydrometallurgie des Urans - Teil II Technologische Grundlagen, Lehrmaterial für die
Berufsausbildung, SDAG Wismut 1973
Beveridge T. J., Metal Ions and Bacteria - Chapter 1 in: Metal Ions and Bacteria Eds.: Beveridge T. J., Doyle R. J., John Wiley
& Sons (1989) pp 1 – 29, ISBN 0 – 471 – 62918 – 9 (1989)
Beveridge T. J., Doyle R. J.(1989) Metal Ions and Bacteria John Wiley & Sons 1989 ISBN 0 – 471 – 62918 - 9
Blair W. R., Olson G. J., Brinkman F. E., Iverson W.P., Accumulation and fate of tri – n – butyltin cation in estuarine bacteria
Microbiol. Ecol., (1982)
8
241
BMFT 1993, BMFT Projekt „Anwendung des Prinzips der Biosorption zur Abtrennung und Rückgewinnung von metallischen
Inhaltsstoffen aus kontaminierten Abwässern und Erprobung im Pilotmaßstab“, Abschlussbericht Verfasser: Dr. F.
Glombitza, L. Eckardt , 14.07.1993, Forschungs- und Entwicklungsvertrag der Zuwendungsempfänger und

81
Auftragnehmer
des
Bundesministers
für
Forschung
und
Technologie
(FE-Vertrag
-
Z/A
-
78)
Forschungs- und Entwicklungsvertrag/Auftragsnummer 02 WA 9173 Abschlussbericht: Zeichnungsnummer 407 – 05579
BMFT 2001 Langzeitstabilität und Robustheit passiver biologischer Wasserbehandlungssysteme und Entwicklung einer
entsprechenden Bewertungsmethodik Förderprojekt der Wismut GmbH, BPS - Engineering GmbH, BioPlanta GmbH,
G.E.O.S. Freiberg Ingenieurgesellschaft mbH Projektleitung Wismut GmbH Dr. Kießig, ”Langfristige Stabilität
biologischer Wasserbehandlungssysteme” GEOS Freiberg Teilprojekt ,Leitung Dr. F. Glombitza BMBF/PTWT : WTBR
02000200 FKZ.:02 WB 104 Laufzeit 01.01 2001 - 30.06. 2004
Brierley J,A., Brierley C.L., Goyak G.M.,(1986) AMT – BIOCLAIM
TH
, a New Wastewater Treatment and Metal Recovery
Technology, in: Fundamental and Applied Biohydrometallurgy Eds: Lawrence R.W., Branion R.M.R. Ebner H.G., Elsevier
Amsterdam (1986) p 291
Brierley J,A., Brierley C.L., Decker R.F., Goyak G.M., (1987) Treatment of microorganisms with alkaline solutions to enhance
metal uptake properties, US Patent No.: 4690894,
Brierley C. L. (1990) Metal Immobilization Using Bacteria in: Microbial Mineral Recovery Eds.: Ehrlich H. L., Brierley C. L.,
McGraw-Hill Publishing pp324 – 340, ISBN 0 -07 – 007781 – 9
Brierley J,A., Brierley C.L., Decker R.F., Goyak G.M., (1990 a) Metal recovery US Patent No.:4898827
Brierley J, A., (1990 b) Production and application of a Bacillus – based product for use in metal biosorption in: Biosorption of
heavy metals ed:, Volesky B., Boca Raton: CRC Press; (1990) pp 305 – 311
Broughton L.M., Chambers R.W., Robertson A. MacG., (1992) Mine Rock Guidelines - Design and Control of Drainage Water
Quality, Report No. 93301, Prepared for: Saskatchewan Environment and Public Safety Mines Pollution Control Branch,
Prince Albert, Saskatchewan S6V 6 G! April 1992 Prepared by Steffen, Robertson and Kirsten Inc. Vancouver B.C
Brown M., Cusworth J., Atkinson K., Barley B., Treating ARD – how, when, where and why Mining Environmental Management
May 6 – 16 (2003)
Canela, M.C. & Jardim,W.F. (1997). The fate of HgO in natural waters.
J.
Braz. Chem. Soc., (1997) 8, 421-426
.
Challenger F., Biological methylation of compounds of arsenic and selenium Chem. Ind. (1935)
54
657
Challenger F.(1951), Biological Methylation Adv. Enzymol.,(1951)
12
429
Chapman St. W., Byerley B. T., Smyth D. J., Wilson R. S., Mackay D. M., (1999) Semi – passive Oxygen release Barrier for
Enhancement of Intrinsic Bioremediation in: Accelerated Bioremediation Using Slow Release Compounds, Selected
Battelle Conference Papers 1993 – 1999 Eds.: Koenigsberg S. S., Norris R. D. , San Clemente CA 1999 92673-6244 /
949-366-8000 pp 33 - 38
Cheng C. N., Focht D. D., Production of Arsine and Methylarsine in soil and in culture, Applied and Environmental Microbiology
38 ( 1979) 494 – 498

82
Chojnacka K., Biosorption and bioaccumulation – the prospects for practical applications, Environment International (2010), 36,
299 -307
Comieau G., Bartha R., (1985 ) Sulfate - reducing bacteria: Principle methylators of mercury in the anoxic Esturian sediments.
Applied Environmental Microbiology 50, pp 498 – 592
COM (2002) Towards a reinforced culture of consultation and dialogue – General principles and minimum standards for
consultation
of
interested
parties
by
the
Commision
(COM
2002)
704
final.
(http://ec.europa.eu/governance/docs/index_en.htm)
Comys A.E. Enzyklopädisches Wörterbuch genannter Prozesse in der chemischen Technologie, 4. Auflage, Ed.: Alan E. Comys
CRC Press Taylor and Francis Group, (2014) , ISBN: 13: 978-1- 4665 -6777 -1
Cooney J.J. Interactions between Microorganisms and Tin Compounds in: The Biological Alkylation of Heavy Elements, Eds.:
Craig P.J., Glockling F., The Royal Society of Chemistry (1988) ISBN 0-85186-716-2 pp 92 - 104
COWAR 2010 „Gezielte Beeinflussung der Biomineralisationsprozesse im Sediment von
Co
nstructed
W
etlands zur
A
btrennung
von
R
adionukliden, Schwermetallen und Arsen - (COWAR) BMBF Verbundprojekt Leitung WISUTEC GmbH (Prozesse
am Wetland Pöhla) Laufzeit des Vorhabens: 01.02.2007 bis zum 30.04.2010, FKZ 02WA0860,Teilprojekt BPS / GEOS /
BfG
-
FKZ 02WA0861 Gesamt Abschlussbericht Wisutec GmbH FKZ 02WA0860,
Craig P.J., Glockling F., The Biological Alkylation of Heavy Elements, Special Publication No 66, Proceedings of the
Conference, London 17 – 18 Sept. 1987 The Royal Society of Chemistry (1988) ISBN 0-85186-716-2
Czekalla C., Mevius W., Hanert H. (1995) Quantitative removal of iron and manganese by microorganisms in rapid sand filters
(in situ investigations) Water supply vol 3. Berlin “B” pp 111 – 123 Pergamon Press Ltd. Great Britain
DECHEMA Fachgespräche Umweltschutz, Natural Attenuation Möglichkeiten und Grenzen naturnaher Sanierungsstrategien 1.
Symposium Natural Attenuation 27 – 28. 10 1999 DECHEMA Frankfurt am Main ISBN 3-89746-008-4
DECHEMA Fachgespräche Umweltschutz, Natural Attenuation Neue Erkenntnisse, Konflikte, Anwendungen 2. Symposium
Natural Attenuation 07 – 08. 12. 2000 DECHEMA Frankfurt am Main ISBN 3-89746-021-1
DFA (1993
)
DFA Fertigungs- und Anlagenbaugesellschaft GmbH, Anwendung des Prinzips der Biosorption zur Abtrennung und
Rückgewinnung von metallischen Inhaltsstoffen aus kontaminierten Abwässern, Abschlussbericht zum BMBF Projekt:
Anwendung des Prinzips der Biosorption zur Abtrennung und Rückgewinnung von metallischen Inhaltsstoffen aus
kontaminierten Abwässern und Erprobung im Pilotmaßstab FE – Vertrag – Z/A – 78, FKZ 02 WA 9173, Auftraggeber
Wismut GmbH, Verfasser Dr. F. Glombitza, DI L.Eckardt
Diels L., van der Lelie N., Bastiaens L., New developments in treatment of heavy metal contaminated soils, in: Views in
Environmental Science & Bio/Technology 1:75–82, (2002.) Kluwer Academic Publishers. Printed in the Netherlands.
Dodds-Smith M., E., Payne C.A., Gusek J.J., Reedbeds at Wheal Jane A case study, Mining Environmental Management ,
September 22 – 23 (1995)

83
Doyle R. J. How Cell Walls of Gram – Positive Bacterial Interact with Metal Ions In: Metal Ions and Bacteria Eds.: Beveridge T.
J., Doyle R. J. , pp 275 – 294, John Wiley & Sons 1989
Ebinghaus R., Wilken R. D.(1993), Transformation of mercury species in the presence of Elbe river bacteria Appl. Organomet.
Chem. (1993) 7 pp 127 – 35
EC (2005) European Commission impact assessment guidelines – 15
th
June 2005 SEC (2005) 791
Ehrlich H. L., Brierley C. L., Microbial Mineral Recovery, McGraw-Hill Publishing Company (1990), ISBN 0 -07 – 007781 – 9
Ehrlich H.L., Geomicrobiology, (1996) Third Edition Marcel Dekker Inc. New York (1996) ISBN 0-8247-9541-5
EU (2006) Leitfaden zur Folgenabschätzung 15.06.2005 mit der Neufassung vom März 2006 SEK (2005) 791 deutsche Version
Fernandez – Lahore H.M., Kleef R., Kula M.R., Thömmes J., The influrence oc Complex Biological Feedstock on the
Fluidization and Bed Stability in Expanded Bed Adsorption Biotech. Bioeng. Vol. 64 no 4 (1999) 484 - 496
Ferris F. G., (1989) Metallic Ion Interaction with the Outer Membrane of Gram-Negative Bacteria in: Metal Ions and Bacteria
Eds.: Beveridge T. J., Doyle R. J. , pp 295 – 324, John Wiley & Sons 1989
Ford K. L., Site characterization for abandoned mine / mill sites. Information Bulletin No.RS-99-108, National Applied Resource
Sciences Center Denver, CO, 1999
Ford K. L., Passive Treatment Systems for Acid Mine Drainage, U.S. Bureau of Land Management Papers 1 – 1- 2003
University of Nebraska – Lincoln
Fredrickson J. K., Kostandarithes H. M., Plymale A.E.(2000) , Li S. W., Daly M. J., Reduction of Fe(III),Cr(VI), and Tc(VII) by
Deinococcus radiodurans R1, Appl. And Environ. Microbial May (2000) p. 2006 – 2011
Friedrich H.-J. (2004) Weiterentwicklung und Verbesserung der Effizienz eines Verfahrens zur elektrochemischen Aufbereitung
saurer Wässer aus Tagebaurestseen, Abschlussbericht für das Vorhaben 01.10.2001 - 31.05. 2004, Verein für
Kernverfahrenstechnik und Analytik (VKTA ) Rossendorf e.V. 2004 TIB/ UB Hannover FKZ BMBF 02 WB 0265 - LfUg
13-8802.3522
Fritsche W., (1990) Abbau aliphatischer Kohlenwasserstoffe. In: Mikrobiologie – Uni—Taschenbuch UTB 1561, Gustav Fischer
Verlag Jena, pp 228–229. ISBN 3-334-002 36-5
Fürst P., Morper M., METEX® - a biological process for removal of heavy metals. In: Proceedings of the DECHEMA
biotechnology conferences. Lectures held at the 7th DECHEMA annual meeting of biotechnologists, Frankfurt am Main,
Germany, 30-31 May (1989). 1990 pp. 1019-1023 , ISBN 0-89573-960-7
Gadd G. M., White Chr., Microbial treatment of metall pollution - a working biotechnology ? Bioremediation TIBTECH August
1993 Vol.11 pp353 -359. Elsevier Science publishers Ltd (UK)

84
Geldenhuys A.J., Maree J.P., de Beer M., Hlabela P., 2001 An integrated limestone / lime process for partial sulphate removal.
Paper presented at the conference on Environmentally responsible Mining in South Africa Sept. 2001 CSIR Pretoria
South Africa.
Geesey G.G., Jang L., Interactions Between Metal Ions and Capsular Polymers in: Metal Ions and Bacteria Eds.: Beveridge T.
J., Doyle R. J. , pp 325 – 358, John Wiley & Sons (1989)
Geesey G Jang L., (1990) Extracellular Polymers for Metal Binding. In: Microbial Mineral Recovery, : Ehrlich H. L., Brierley C.
L., McGraw-Hill Publishing pp 223 - 248, ISBN 0 -07 – 007781 – 9
GEOS (2002) Weiterentwicklung und Optimierung des Prozesses der mikrobiellen Sulfatreduktion zur Behandlung saurer
eisenhaltiger Wässer aus dem Braunkohlentagebau Verbundprojekt zwischen der UVR / FIA GmbH Freiberg, G.E.O.S.
Freiberg Ingenieurgesellschaft m.b.H. Aktenkennzeichen WTBR 02005599 FKZ.:02WB0060 Projektleiter Dr. F.
Glombitza Laufzeit:01. 08. 2000 - 31.07. 2002
Gerth A., Hebner A., Kiessig G., Küchler A., Behandlung von Bergbauwässern in Constructed Wetlands WLB Wasser Luft und
Boden 7 – 8 (2001) 49 – 52
Glombitza F., Heinritz B., Thermodynamik mikrobieller Prozesse, Zeitschrift für allgemeine Mikrobiologie 19 No 3 (1979) 171 –
179
Glombitza F., Heinritz B., Ringpfeil M., Die Verwendung thermodynamischer und kinetischer Gesetzmäßigkeiten zur
Interpretation des Begriffes physiologischer Zustand bei Hefepopulationen Teil I: Grundlagen und Modelle, Acta
Biotechnol. 4 (1984) 2 117 - 124
Glombitza F., Janneck E.,
Karnatz F., Kießig G., Küchler A., Hüttl M., Die Anwendung naturnaher Prozesse zur
Wasserbehandlung am Beispiel der Pilotanlage Pöhla, Poster auf der Internationalen Konferenz “ Wismut 2000 –
Bergbausanierung“ 11. – 14. 07. (2000) in Schlema
Glombitza F., Karnatz F., (2000b) Abschlussbericht Wirkungseise eines Wetlands unter Winterbedingungen am Beispiel des
Wetlands Pöhla, Wismut Rahmenvertrag: Begleitende Beratung bei Vorhaben der biologischen Wasserbehandlung
Auftragsnummer 1 / 1 2 1 3 8 3 / 0 / 9 9 / 3 . 1 / 1 0 8 6 0
Glombitza F., Treatment of acid lignite mine flooding water by means of microbial sulfate reduction, Waste management,
Elsevier Science 21 (2001) 197- 203
Glombitza F., Karnatz F., Fischer H., Pinka J., Janneck E., Fundamentals of the Uranium separation in constructed
wetlands, Proceedings of the 15. th international Symposium on Biohydrometallurgy IBS 14. – 19. 09. 2003 Athen
Ed.: Nereus Congress & Conferences (2003)
Glombitza F., Kutschke S., Kießig G., Zellmer A, (2007) Treatment of Uranium containing Drainage water in a Pilot -Scale
Plant by means of Microbial Reduction, Advanced Materials res. Vol. 20 – 21 (2007) 205- 208 / Biohydrometallurgy:
from the single cell to the environment Proceedings of the 17 th international biohydrmetallurgy Symposium 2 – 5
Sept. 2007 Frankfurt / Main Germany Eds: A. Schippers, W. Sand, F. Glombitza, S. Wilscher ISSN 1022-6680

85
Glombitza F., Kutschke S., Fischer H., Pinka J., Janneck E., Microbiological fundamentals of the immobilisation of harmful
substances in overburden dumps of lignite open cast mines IBS 2005 Cape Town September 2005 Proceedings of the
16 th international Biohydrometallurgy Symposium Eds.: S.T.L. Harrison, D. E. Rawlings, J. Petersen pp 499 - 508 ISBN
1-920051-17-1
Glombitza F., Janneck E. Studie Sulfatabtrennungstechnologien 2007 Auftraggeber Vattenfall
Gorby Y.A., Caccavo F., Bolton H.,(1998) Reduction of Co(III)EDTA in the presence and absence of manganese(IV) oxide,
Environmental Science and Technology 32(2) . January 1998
Graf W., Janneck E., Martin, M. (2010) Durchführung von Emissions-, Fracht- und Qualitätsbetrachtungen für die Sickerwässer
der IAA Bielatal und Betrachtung von Maßnahmen zur Verbesserung der Einleitwerte der Sickerwässer, Bericht G.E.O.S.
13.10.2010 Auftraggeber GVV - Gesellschaft zur Verwahrung und Verwertung von stillgelegten Bergwerksbetrieben
mbH Am Petersenschacht 9 99706 Sondershausen
Gusek, J. J., Passive treatment of acid rock drainage: what is the bottom line? Mining Engineering. Vol. 47, No 3. pp 250 – 253
(1995)
Gusek, J.J.; Wildeman,Th.R.: New developments in passive treatment of acid rock drainage.- ICARD 1997: Fourth International
Conference on Acid Rock Drainage.- Vancouver, B.C. Canada, May 31 - June 6, (1997).- Short Course #6: Treatment of
AMD
Gussmann H., Anwendung von Ionenaustauschern bei Abtrennung von Sulfaten, Metallen und Radionukliden aus sauren
Grubenwässern, Proceedings des internat. Workshops der Wismut GmbH „Wasserbehandlung und
Rückstandsentsorgung“ 24. – 26. 09. (1997) Chemnitz
Hedin R. S., Nairn R. W., Kleinmann R. L., Passive treatment of coal mine drainage. U.S. Bureau of Mines, Information Circular
9389 (1994)
Heyrend T., Adams J., Hayes D.(1996), Arsenate Reduction to Arsenite by two Pseudomonas Species isolated from Mine
Drainage Waters, Microbial Arsenic Removal Using Upflow GAC Columns Randol gold forum 147 – 151 (1996)
Heyes A., Moore T. R., Rudd J.W.M., Dugoua J.J., Methyl mercury in pristine and impounded boreal peatlands, experimental
Lakes area Ontario Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences (2000) 57 2211 – 2222
IBS (2001) Mina Esperanca Biological Treatment S
ystem
–an Arum Application for Decomissioning - Boojum Technologies
Limited ( 2001 )
Institut für Biotechnologie IBT (1991) Verfahren zur Verhinderung und Blockierung mikrobieller Laugungsprozesse sulfid- und
metallhaltiger Materialien, Offenlegungsschrift DE 41 12933 A1 Anmeldetag 17.04.91 Offenlegungstag 22.10.92 Erfinder:
Glombitza F., Otto G., Ondruschka J., Bullmann M., Dittrich B., Hähne R., Sänger H.,
Iske U, Bullmann M, Glombitza F.(1982), Organoheterotrophe Laugung resistenter Materialien. Acta Biotechnol (1987) 7:401–
407

86
Iske U, Bullmann M, Dietze H-J, Becker S.(1985), Verfahren zum mikrobiellen Aufschluss metallhaltiger silikatischer und / oder
oxidischer Rohstoffe hoher chemischer Resistenz, Patentschrift: DD 250 235 A3, 04. 04. (1985), 08. 10. 1987
Janneck E., Legler C., Peiffer S., Sahin H., (1996) Zur Genese saurer aluminium- und schwermetallhaltiger Sickerwässer im
Bereich von Schieferabraumhalden im Thüringer Schiefergebirge und deren Auswirkungen auf die Qualität betroffener
Fließgewässer, Poster zur Tagung "Umwelt und Chemie", 07. bis 10.10.1996 in Ulm Kurzreferat aus dem Tagungsband
(Poster V 28)
Janneck E., Peiffer S.,(1999a) Sanierung saurer Bergbauabwässer aus Altablagerungen des Schieferbergbaus Projekt der
Bundestiftung Umwelt 1994 – 1999 Az 0460 Abschlussbericht
Janneck , E., Krüger , H.-G. (1999b): Sanierung von Bergbauwässern aus Altablagerungen des Schieferbergbaus – Pilotanlage
für die Behandlung saurer Bergbauwässer.- 75 S., 27 Abb., 12 Tab., 5 Anl.; Freiberg in: Wolkersdorfer Ch., Younger
P.L. Passive Grubenwassereinigung als Alternative zu aktiven Systemen, Gundwasser – Zeitschrift der Fachsektion
Hydrogeologie 2/2002 p 67 – 77
Janneck E., Glombitza f., Kahnt R., (2008) Machbarkeitsstudie zur Reduzierung von Sulfateinträgen, Auftraggeber Vattenfall
Europe Mining AG,
Janneck E., Martin M., Pinka J., ( 2010) Sanierungsuntersuchung zur Verminderung des Frachteintrages aus der Hütte
Freiberg über den Stangenbergbach, Fachbericht Auftraggeber SAXONIA Standortentwicklungs- und –
Verwaltungsgesellschaft mbH Halsbrücker Straße 34 09599 Freiberg
Jeffers T. H., Bennett P. G., Corwin R.,R., (1993) Biosorption of metal contaminants using immobilized biomass – field studies.
US Bureau of Mines, Report of Investigations 9461
Jones D., R., Matthew I., Ragusa S., The construction and performance of large scale Wetlands at the Ranger Uranium Mine
Proceedings of the 3 rd international Environmental workshop 14. - 18. 10. (1996) Newcastle, New South Wales,
Australia Volume 2 pp 116 - 128 published by Minerals council of Australia ISBN 909276 67 6
Kao C. M., Borden R. C.(1999), Enhanced aerobic bioremediation of a gasoline - contaminated Aquifer by Oxygen – releasing
Barriers in: Accelerated Bioremediation Using Slow Release Compounds, Selected Battelle Conference Papers 1993 –
1999 Eds.: Koenigsberg S. S., Norris R. D. , San Clemente CA 1999 92673-6244 / 949-366-8000 pp 1 - 5
Kießig G., Hermann E.(2000), Nachfolgelösung für die konventionelle Wasserbehandlung Vortrag und Material der
Internationalen Konferenz “ Wismut 2000 – Bergbausanierung“ 11. – 14. 07. 2000 in Schlema ( 2000)
Kießig G.( 2001) Abschlussbericht zum BMBF Förderprojekt Entwicklung von verfahrenstechnischen Lösungen zur Sanierung
von Grundwasserschäden im Abstrom von Absetzbecken der Uranerzaufarbeitung mittels permeabler reaktiver Wände
FKZ 02WB 9891/8 01.11.1998 -30.06. 2000, Bericht vom 21. 08. 2001
Koenigsberg St., Sandefur C., Cox W.,(1999a) The use of oxygen release compounds (ORC) in bioremediation in: Accelerated
Bioremediation Using Slow Release Compounds, Selected Battelle Conference Papers 1993 – 1999 Eds.: Koenigsberg
S. S., Norris R. D. , San Clemente CA 1999 92673-6244 / 949-366-8000 pp 45

87
Koenigsberg S. S., Norris R. D. (1999) Accelerated Bioremediation Using Slow Release Compounds, Selected Battelle
Conference Papers 1993 – 1999, San Clemente CA 1999 92673-6244 / 949-366-8000
Koenigsberg S. S. (2000)
Accelerated Bioremediation of Chlorinated Compounds in Groundwater, Selected Battelle
Conference Papers 1999 - 2000 Ed.: Koenigsberg S. S., San Clemente CA 92673-6244 / 949-366-8000 (2000)
Kuna J. (2004?) Die Schwermetallbelastung der Freiberger Mulde im Abschnitt Muldenhütten – Obergruna unter Bezugnahme
auf
das
Altlastenprojekt
SAXONIA
Praktikumsarbeit,
Staatliches
Umweltfachamt
Sachsen,
(2004??)
https://www.umwelt.sachsen.de/umwelt/download/...
Kunze Chr., Glombitza F., Gerth A., Kiessig G., Küchler A., Long-term Stability and Resilience of Passive Mine Water
Treatment Facilities: A Joint Experimental and Simulation Approach, in Uranium in the Aquatic Environment Eds.: B.J.
Merkel, B. Planer-Friedrich, C. Wolkersdorfer, Proceedings of the International Conference Uranium Mining and
Hydrology III and the International Mine Water Association Symposium (UMH III), 15.- 21. 09. 2002 Freiberg, ISBN 3-
540-43927-7 Springer Verlag Berlin Heidelberg New York (2002), pp. 597 – 604
Kuschk P., Wiessner A., Buddhawong S., Stottmeister U., Kästner M., Effectiveness of Differently Designed Small-Scale
Constructed Wetlands to Decrease the Acidity of Acid Mine Drainage under Field Conditions Engineering in Life
Sciences Volume 6, Issue 4, (2006) p 394–398
LFULG (2011) Schriftenreihe des LfULG Heft 14 / 2011 Informationssystem Moore, Verfasser in Keßler K., Edom F., Dittrich I.
ISSN:1867-2868
LMBV (2005), Niederschrift über die 3. Fachberatung zur „Umsetzung des Flutungskonzeptes der Lausitzer Bergbauseen und
Fortschreibung der Maßnahmen zur Gewässergüteentwicklung“ am 28. 02. 2005 Hoyersdwerda
Maurer M., Gujer W., Dynamic Modelling of Enhanced Biological Phosphorus and Nitrogen Removal in Activated Sludge
Systems, Wat., Sci. Tech. Vol 38 No 1, (1998) pp 203 - 210
McLean R.J.C., Beveridge T. J.,(1990) Metal-Binding Capacity of Bacterial Surfaces and Their Ability to Form Mineralized
Aggregates in: Microbial Mineral Recovery Eds.: Ehrlich H. L., Brierley C. L., McGraw-Hill Publishing pp185 – 222, ISBN
0 -07 – 007781 – 9
Meixner A. Ableitung des Zusammenhanges zwischen den koloniebildenden Einheiten verschiedener Mikroorganis-
mengruppen und dem Kohlenstoffumsatz in einer naturnahen Wasserbehandlungsanlage, Diplomarbeit, Berufsakademie
Sachsen, Staatliche Studienakademie Riesa, Studienrichtung Umwelt- und Strahlentechnik Abgabedatum: 12.09.2003
Melin T., Membrantechnik, Chemie Ingenieur Technik (75) 10 (2003 ) 1464 - 1467, Übersichtsartikel, Membranen auf dem
Markt heute
Michalak I., Chojnacka K., Witek-Krowiak A., State of the Art for the Biosorption Process - a Review Appl. Biochem. Biotechnol.
2013 Jul; 170(6): 1389–1416.
Morper M.R., Biologische Abwasserreinigung in: P & A Kompendium (2004) , Engineering und Anlagenbau, Realisierung und
Optimierung pp. 110 .- 113
www.pua
24.net
Mouchet P (1992) From conventional to biological removal of iron and manganese in France. J AWWA April:158–167

88
Mueller, R. F.; Sinkbeil, D. E.; Pantano, J.; Drury, W.; Diebold, F.; Chatman, W.; Jonas, J.; Pawluk, D.; Figueira, J.: Treatment of
Metal Contaminated Groundwater in Passive Systems: A Demonstration Study. Proceedings: Thirteenth Annual Meeting,
American Society for Surface Mining and Reclamation, Successes and failures: Applying research results to insure
reclamation success. May 18-23, (1996), Knoxville, Tennessee, S.590-598
Nisbet H., Wetland Filtration research at ERA Ranger mine 165 - 172 Wetland research in the wet - dry tropics of Australia
Workshop Jabiru NT 22 - 24 March (1995) Ed.: CM Finlayson
Pennsylvania Department of Environmental Protection 1999, The science of acid mine drainage and passive treatment.
Publication 5400 – BK - DEP 2365 Harrisburg, PA
PIRAMID Consortium (2003): Engineering Guidelines for the Passive Remediation of Acidic and/or Metalliferous Mine Drainage
and Similar Wastewaters. University of Newcastle Upon Tyne, ISBN 0-9543827-1-4
Prigogine I.,(1967) Introduction to Thermodynamics of irreversible Processes, Intersience Wiley N.Y.
Raphael T. (2000), Beschleunigte natürliche Selbstreinigung bei Einsatz von “ Slow Release Compounds” in: DECHEMA
Fachgespräche Umweltschutz, Natural Attenuation Neue Erkenntnisse, Konflikte, Anwendungen 2. Symposium Natural
Attenuation 07 – 08. 12. 2000 DECHEMA Frankfurt am Main pp139 - 144 ISBN 3-89746-021-1
REACH Verordnung, Verordnung der EU Nr. 1907/2006 (REACH-Verordnung) eine EU-Chemikalienverordnung, die ab 1. Juni
2007 in Kraft ist.
Reidl H.(2000) , Elimination of Sulfur Compounds and metals from waste water and off gas using Biotechnology ACHEMA 2000
international meeting on chemical engineering, environmental protection and biotechnology Abstracts of the lecture
groups Environmental technology , pp 83 – 86
Rein N. B., Fourie H. J., Gunther P., Nkosi F., Schultz C. E.(2005) , Sustainable treatment of Acid Mine Drainage at ANGLO
COAL‘S Landau Colliery, Witbank South Africa using Paques THIOPAQ® technology, Proceedings of the 16 th
international Biohydrometallurgy Symposium Eds.: S.T.L. Harrison, D. E. Rawlings, J. Petersen pp 455 - 461 ISBN 1-
920051-17-1
Robb G., Robinson J., (1995) Acid Mine Drainage prediction and remediation, Mining Environmental Management, September
(1995) 19 – 21
Robinson J., D., F., Robb G., A., Methods for the control and treatment of acid mine Drainage Coal international (1995) July 152
– 156
Rohde S. LfULG – Daten Dubringer Moor
Rojdestvenski I., Cottam M., Park Y.-.I, Öquist G., Robustness and time scale hierarchy in biological Systems, Biosystems 50
(1999) 71 – 82
Rossi G. (1990) Biohydrometallurgy, McGraw-Hill Book Company GmbH Hamburg 1990 ISBN 3 – 89028 – 781 – 6

89
Rossi G.,(1990 a) Biosorption in: Biohydrometallurgy, Ed.: Rossi G., McGraw-Hill Book Company GmbH Hamburg (1990) 558 –
563 pp ISBN 3 – 89028 – 781 – 6
Rossi G., (1990 b) Bioaccumulation in: Biohydrometallurgy, Ed.: Rossi G., McGraw-Hill Book Company GmbH Hamburg (1990)
pp 563 – 566 ISBN 3 – 89028 – 781 – 6,
Samhaber W. M.,(2006) Erfahrungen und Anwendungspotential der Nanofiltration, VDI Wissensforum , Membrantechnik in der
Prozessindustrie 12 Seiten
Schippers A., Glombitza F., Sand W., (2014) Geobiotechnology I Metal related Issue, Springer (2014) ISSN 0724-6145
Advances in biochemical Engineering / Biotechnology 141 Series Ed.: T. Scheper
Schneider J., Glombitza F., Ringpfeil M., Einfluss von Prozessvariablen auf die Ausbeute- und Erhaltungskoeffizienten bei
Zellsubstanzsynthesen, Abhandlungen der ADW der DDR Biotechnologie N2 (1982) S. 139 – 147
Schoeman J. J., Steyn A.(2001), Investigation into alternative Water treatment Technologies for the treatment of underground
mine water discharges by Grootvlei Proprietary Ltd. Into the Blesbokspruit in south Africa. Desalination 133: (2001) 13 -
30
Schöpke R., (2007) Vielkomponentensysteme in der Wasserbehandlung - Erfassung und Anwendung bei der Bemessung von
Aufbereitungsanlagen, Habilitationsschrift BTU Cottbus, (2007) Ed.: R. Koch, Schriftenreihe Siedlungswasserwirtschaft
und Umwelt Heft 14 ISBN 3-934294-20-0
Schuster G., Lauterbach N., Hernitschek F., Höroldt U., Kalziumaluminatverfahren zur weitergehenden Fällung von Sulfate und
Schwermetallen WLB Wasser Luft und Boden Zeitschrift für Umwelttechnik (1992) 10 pp 2-6
Schuster G., Brüggemann S., Höroldt U., Fällung der Anionen Sulfat und Fluorid, das Walhalla - Verfahren in : Abwassertechnik
in der Produktion WEKA Verlag Augsburg Mai 1996, 5 / 7.2 Seiten - 1 - 9
Shinners St., An Overview of the application of constructed Wetland filtration at ERA Ranger Mine pp 367 - 378 national
Engineering conference Darwin Northern Territory 21 - 24 April (1996) Preprints of papers
Skousen J., Overview of passive systems for treating acid mine drainage. West Virginia University - Extension Service (2001)
Smit J.P. (1999) The purification of polluted mine Water, Proceedings of the international symposium of Mine, Water &
Environment for the 21 st Century, Seville, Spain
Stichel E. (1978) Untersuchungen zum Einfluss individueller n–Alkane auf den Prozess der Erdölkonvertierung durch Hefen.
Dissertation – Akademie der Wissenschaften, Institut für technische Chemie Leipzig, 1978 Germany
Taylor J., Waters J., Treating (2003) ARD – how,, when, where and why, Mining Environmental Management, May (2003 ) 6-9
Thayer J. S., Brinkman F. E., The biological methylation of metals and metalloids Adv. Organometallic Chem.,(1984)
20
313

90
Thomas F., Diaz-Bone R.A., Meyer A.,Michalke K., Hensel R., Methylierte Metall(oid)e, Biospektrum 18: (2012) 487 – 489
Torma A., (1995) Scientific fundamentals of technology of tank leaching of Uranium in: Biogeotechnology of Metals,
Proceedings of the international Seminar and international Training Course Moscow 1985, Eds: G. Karavaiko, St.
Groudev Centre of international projects GKNT Moscow (1985) pp. 266 – 274
Tsezos M., Biosorption: A Mechanistic Approach in: Schippers A., Glombitza F., Sand W., Geobiotechnology I Metal related
Issue, Springer (2014) pp173 – 210, ISSN 0724-6145 Advances in biochemical Engineering / Biotechnology 141
Series Ed.: T. Scheper
TU BAF (2015) Geochemische Zustandsanalyse, Gefährdungsabschätzung und Sanierungsempfehlung für das Gebiet
„Stangenbergbach“ Gutachten - Technische Universität Bergakademie Freiberg AG Biologie/Ökologie,
Auftraggeber SAXONIA Standortentwicklungs- und -verwaltungsgesellschaft mbH
Uhlig H, Karbaum K, Steudel A. (1986) Acetobacter methanolicus sp. nov., an acidophilic facultatively methylotrophic bacterium.
Int. J. Syst. Bacteriol. (1986) 36:317–322
Valerdi-Perez R., Lopez-Rodriguez M., Ibanez-Mengual J. A., Characterizing and electrodialysis reversal plant Desalination
137: (2001) 199-206
Vogel H. U. (1956), Chemikerkalender, Springerverlag Berlin Götting Heidelberg 1956
Volesky B. Biosorption and biosorbents. In: Volesky B., Editor, Biosorption of heavy metals, Boca Raton CRC Press (1990),
pp 3 – 5
Walz D., (1994 a) Thermodynamics of irreversible Processes Applied to Biological Systgems: A General Survey,
Bioelectrochemistry IV, Ed: Melandri B.A., et.al. Plenum Press New York (1994)331 – 345
Walz D., (1994 b) Thermodynamics of irreversible Processes Applied to Biological Systgems: Selected Examples -
Bioelectrochemistry IV, Ed: Melandri B.A., et.al. Plenum Press New York (1994)351 – 368
Windmoller, C.C., Wilken, R.D. & Jardim,W.F. (1996). Mercury speciation in contaminated soils by thermal release analysis.
Water, Air, Soil Pollut.,89, 399-416.
Wismut (1997) Untersuchung zum Einsatz und Erprobung eines dynamischen Sandfilters mit immobilisierten
Mikroorganismen zur Reinigung radionuklidhaltiger Haldensickerwässer Auftraggeber: Wismut GmbH 15.05.1997
Vertrag 1/116838/0/97/3.1/7858 Abschlussbericht
Wildeman T. (1993), Handbook for constructed wetlands receiving acid mine drainage. EPA Emerging Technology Summary.
EPA/50/540/SR-93/523
Wolkersdorfer Chr., Younger P. L.,(2002) Passive Grubenwasserreinigung als Alternative zu aktiven Systemen Grundwasser
Zeitschrift der Fachsektion Hydrogeologie 2 / 2002 67 - 77

91
WRRL 2000, Richtlinie 2000/60/EG des europäischen Parlaments und des Rates vom 23. 10. 2000 zur Schaffung eines
Ordnungsrahmens
für
Maßnahmen
der
Gemeinschaft
im
Bereich
Wasserpolitik
Kurzbezeichnung:
Wasserrahmenrichtlinie
Zertani V. Errichtung eines Wetlands zum Rückhalt schwermetallangereicherter Oberflächenwässer im Stangenbergbach als
Vorfluter der Freiberger Mulde Praktikumsarbeit (2015
)

92
Tangierende Literatur
BASF (2013) Mining solutions, Innovative solutions for Hydrometallurgy, BASF 09 / 2013
BASF (2014) Red Book Mining Solution , BASF 02 / 2014
Darnall, D.W., Greene B., Henzi M.T., Hosea J.M., McPherson R.A., Sneddon J., Alexander M.D., (1986) Selective Recovery of
Gold and other Metal Ions from Algae Biomass, Environ. Sci. Technol.
20
, 206
Eckardt, L. Glombitza, F. Die Abtrennung von Radionukliden aus einem Haldensickerwasser durch Biosorptionsprozesse in
Ultrafiltrationsanlagen, Internationales Treffen für Chemische Technik und Biotechnologie ACHEMA 1994 Vorträge
Umweltschutztechnik
Glombitza, F. Iske, U., Treatment of biomasses for increasing biosorption activity 1989, Biohydrometallurgy, S. 329-341Eds.:
J.S. Ron, G.L. McReady, P.L. Wichlacz CANMET SP 89-10
Glombitza, F. Eckardt, L. Biosorption als Prozess für die Abtrennung von Radionukliden aus Bergbauwässern, Internationales
Treffen für Chemische Technik und Biotechnologie ACHEMA 1994 Vorträge Umweltschutztechnik
Glombitza, F. Eckardt, L. Hummel, A., Biosorption of the separation of radionuclides from drainage and process waters of the
uranium mining industry.- ASME 1995 (1451 - 1454) Eds: S. Slate, R.Baker, G. Benda ISBN: 0 - 7918 – 1219
Glombitza F. Eckardt L. , Hummel A., Fundamentals of the application of biosorption to the separation of uranium from mining
drainage waters, Research in Microbiology ( 1997 Vol. 148 No 6 ) 517- 518
Glombitza F, Reichel S., metal containing residues from Industry and in the Environment: Geobiotechnological Urban Mining in:
Geobiotechnology I, Metal related Issue, Eds.: Schippers A., Glombitza F., Sand W., Springer (2014) pp 49 – 108, ISSN
0724-6145 Advances in biochemical Engineering / Biotechnology 141 Series Ed.: T. Scheper
Iske U., Hübner K., Herold W., Investigation of the Connection between the Electrophoretic Mobility (EPM) of Microorganisms
and their Capability of Metal uptake, Acta Biotechnol.
10
(1990) 6 541 – 549
Iske, U. Hübner, K., Glombitza, F. The importance of composition and cell wall structure on the process of biosorption and
metall recovery Int. Symposium environmental Biotechnology Ostende/B Part 1, S. 247-250 Eds.: H. Verachtert, W.
Verstraete Koninklijke Vlaamse Ingenieursvereniging VZW 1991
Schippers A., Glombitza F., Sand W., Geobiotechnology II, Energy Resources, Subsurface Technologies etc., Springer (2014)
ISSN 0724-6145 Advances in biochemical Engineering / Biotechnology 141 Series Ed.: T. Scheper
Schippers A., Hedrich S., Vasters J., Drobe M., Sand W., Willscher S., Metal Recovery from Ores with Microorganisms in:
Geobiotechnology I Metal related Issue, Eds.: Schippers A., Glombitza F., Sand W., Springer (2014) pp 1 – 48, ISSN
0724-6145 Advances in biochemical Engineering / Biotechnology 141 Series Ed.: T. Scheper
Schöner A., Sauter M., Büchel G., Biogeochemische Mechanismen der Uranfestlegung in Wetlands, in: 57. Berg – und
Hüttenmännischer Tag Freiberg - Wissenschaftliche Mitteilung der technischen Universität Bergakademie Freiberg 31 /

93
2006, Behandlungstechnologien für bergbaubeeinflusste Wässer, Proceedings zum Workshop am Geologischen Institut,
22. – 23. 06. 2006 , S. 71 – 78 Eds.: B. Märkel, H. Schaeben, Ch. Wolkersdorfer, A. Hasche – Berger ISSN: 1433-1284
Tsezos M., Volesky B.(1981), Biosorption of Uranium and Thorium Biotechnol. Bioeng.
23
583
Tsezos M., Volesky B.(1982), The Mechanism of Uranium Adsorption by Rhizopus arrhizus, Biotechnol. Bioeng
24
385

94
Anhang zu bewertende Einflussgrößen bei Technologievergleichen
Ökonomische Einflüsse
Ökonomische Einflüsse
Schlüsselfragen
Wettbewerb, Handel,
Investitionen
Hat der Prozess einen Einfluss auf die Wettbewerbstätigkeit von EU - Firmen
im Vergleich zu nicht EU - Firmen. Werden grenzüberschreitende
Investitionsflüsse provoziert. Sind die vorgeschlagenen Maßnahmen
notwendig, um ungewünschte Entwicklungen von Marktprozessen auf dem
europäischen Markt zu korrigieren.
Wettbewerb auf dem EU-
Binnenmarkt
Wird die EU Wettbewerbspolititk und das Funktionieren des inneren Marktes
beeinflusst, zum Beispiel durch höhere Preise, geringeren Wettbewerb,
Aufbau von Barrieren, Einschränkung der Verbraucherauswahl.
Arbeitskosten und Leitung von
Geschäftstätigkeit
Werden zusätzliche Regularien auferlegt, Transaktions- oder
Geschäftskosten, Beeinflusst der Prozess die Kosten wesentlicher Eingänge /
Rohstoffe, Maschinen, Arbeit, Energie, beeinflusst er die Finanzen, die
Investmentkreisläufe, oder entzieht er irgendwelche Produkte dem Markt.
Administrative
Geschäftskosten
Gibt es zusätzliche administrative Notwendigkeiten oder administrative
Komplexitäten, liegen die Kosten in relativen Terms schwer auf den KMU s.
Eigentumsrechte
Werden Eigentumsrechte beeinflusst, Land, bewegliches Eigentum,
greifbares / nicht greifbares Vermögen. Ist die Akquisition, der Verkauf oder
die Verwendung von Eigentumsrechten limitiert.
Innovation und Forschung
Stimuliert oder hindert der Prozess die Forschung und Entwicklung.
Verbraucher und Haushalte
Beeinflusst der Prozess die Verbraucherpreise, den Zugang zum
internationalen Markt, Einfluss auf die Qualität und Verfügbarkeit von Gütern
und Material.
spezifische Sektionen oder
Regionen
Gibt es bestimmte Einflüsse auf Sektoren. Werden bestimmte Regionen
beeinflusst, gibt es einen bestimmten Einfluss auf das Schaffen oder den
Verlust von Arbeitsplätzen, Konsequenzen für KMU s.
Dritte Länder und
internationale Beziehungen
Wird die EU Handelspolitik beeinflusst, einschließlich der WHO, die EU -
Außenpolitik und die EU-Entwicklungspolititk. Werden Länder mit besonderen
EU-Wirtschaftsbeziehungen beeinflusst. Wird die Entwicklung von
unterentwickelten oder von Schwellenländern beeinflusst.
Öffentliche Hand
Hat der Prozess Konsequenzen für das Budget der öffentlichen Hand - sofort
oder langfristig. Werden neue Strukturen oder Veränderungen in der
Verwaltung benötigt.
Makroökonomische Umwelt (
Umfeld)
Was ist die Gesamtkonsequenz für das ökonomische Wachstum und die
Beschäftigung, gibt es einen Beitrag zur Verbesserung der Bedingungen für
Investments und für das richtige Funktionieren des Marktes, gibt es einen
direkten oder indirekten Einfluss auf inflationäre Entwicklungen.

95
zu berücksichtigende Umwelteinflüsse
Umwelteinflüsse
Schlüsselfragen
Luftqualität
Hat der Prozess einen Einfluss auf die Versäuerung, Eutrophierung,
fotochemische oder gefährliche Luftverunreinigung, die die menschliche
Gesundheit beeinflussen kann, Ernten oder Bauwerke gefährdet, oder zur
Zerstörung der Umwelt ( kontaminierte Böden, Flüsse ) führt.
Wasserqualität und
Ressourcen
Verursacht der Prozess ein Senken oder eine Zunahme in Menge und
Qualität von Frischwasser oder Grundwasser, Beeinflussung der Qualität von
Wasser in Küsten und marinen Gebieten,Verteilung und Einleitung von
Abwasser, Nährstoffen, Öl, Schwermetallen, andere Verunreinigungen, wird
Trinkwasser beeinflusst.
Bodenqualität und Ressourcen
Wird die Versäuerung, Kontamination oder der Salzgehalt von Böden
beeinflusst, Bodenerosion, Beeinflussung der Bodenverfügbarkeit durch
Bauwerke oder Konstruktionen, Zunahme der Menge von nutzbarem Land.
Klima
Beeinflussung durch die Emission von ozonzerstörenden oder den
Grünhauseffekt beeinflussenden Substanzen in die Atmosphäre.
Erneuerbare oder nicht
erneuerbare Ressourcen
Werden erneuerbare Ressourcen schneller verbraucht als sie sich
regenerieren können, wird der Gehalt an nicht erneuerbaren Ressourcen
reduziert oder gesteigert ( Grundwasser / Minerale).
Biodiversität, Flora, Fauna,
Landschaft
Werden die Anzahl, die Spezies oder Rassen auf einem Gebiet beeinflusst? (
Reduzieren der biologischen Diversität) oder Zunahme des Gebietes für
Arten, Schutz gefährderter Arten, Habitate, ökologisch sensitive Flächen,
Zersplitterung der Landschaft in kleine Flächen, oder Beeinträchtigung der
Migrationsrouten auf anderen Wegen, ökologische Korridore oder
Pufferzonen, Beeinflussung des Schönheitswertes (scenic values)
geschützter Landschaften.
Landverwendung
Benötigt der Prozess neues Land, das zum ersten Mal genutzt wird
(Grünfeld). Wird als sensitiv bezeichnetes ökologisches Land verwendet.
Führt der Prozess zu einer Veränderung in der Landverwendung
(Verschieben der Verhältnisse zwischen rural und urban) oder Veränderung
von Gleichgewichten in der Landwirtschaft.
Abfallproduktion,
Abfallgenerierung, Recycling
Wird die Abfallproduktion beeinflusst, ( feste, städtische, landwirtschaftliche,
industrielle, bergbauliche, radioaktive oder toxische Abfälle) oder wie Abfälle
behandelt, gelagert und recycelt werden.
Wahrscheinlichkeit oder Grad
der Umweltrisiken
Wahrscheinlichkeit der Verhinderung von Feuer, Explosionen, Pannen,
Unfällen und Unfallemissionen, Beeinflussung des Risikos von
unautorisierten oder unbeabsichtigten Verbreitungen von umweltfremden
oder genetisch modifizierten Organismen, Zunahme oder Abnahme der
Wahrscheinlichkeit von Naturkatastrophen.
Mobilität und Verbrauch von
Energie
Zunahme oder Abnahme des Verbrauches von Energie und
Produktionswärme, Zu- oder Abnahme des Transportbedarfes ( Passagiere
oder Fracht ) Zu- oder Abnahme der Kraftfahrzeugemissionen.
Umweltkonsequenz der
Firmenaktivität
Führt der Prozess zu einer Veränderung des natürlichen Ressourceninputs,
notwendig für den Ausstoß, führt es zu einer mehr energieeffizienten
Produktion, führt der Prozess zu umweltfreundlichen oder unfreundlichen
Gütern, werden sie billiger oder teurer durch Veränderungen der Steuer,
Zertifizierung, Produkt, Gestaltungsgesetzen, Beschaffungsmodalitäten, etc.
Förderung oder Einschränkung von umweltfreundlichen oder unfreundlichen
Gütern durch Veränderung der Bedingungen für die Kapitalbeschaffung,
Belastungen, Versicherungen, führt das zu einer Geschäftstätigkeit, die mehr
oder weniger Verunreinigungen kreiert durch Veränderungen auf dem Weg
der Produktion.
Lebewesen- und
Pflanzengesundheit, Sicherheit
von Nahrungsmitteln und
Futter
Einfluss auf die Gesundheit von Lebewesen und Pflanzen, das Wohl von
Lebewesen ( menschliche Behandlung von Lebewesen ), Beeinflussung der
Sicherheit von Nahrungsmitteln und Futter.

96
Soziale Einflussgrößen Teil 1
Soziale Einflüsse
Schlüsselfragen
Beschäftigungs- und
Arbeitsmarkt
Werden neue Jobs kreiert, führt der Prozess zu Jobverlusten, negativen
Konsequenzen für bestimmte Gruppen, Gruppen von Arbeitern, Freiberuflern,
Beeinflussung von Arbeitsanforderungen, Einflüsse auf das Funktionieren
des Arbeitsmarktes.
Standards und Rechte
bezüglich der Jobqualität
Beeinflussung der Arbeitsqualität, Beeinflussung des mündlichen oder
kontinuierlichen Training von Arbeitern oder Jobsuchern, Beeinflussung der
Gesundheit, Sicherheit und Würde von Arbeitnehmern, Beeinflusssung der
Rechte von Arbeitern in bezug auf Information und Beratung, Schutz vor
Entlassungen, Schutz junger Arbeitnehmer. Wird mehr als das Minimum der
durchschnittlichen Arbeitnehmerstandards gebracht. Wird eine Unterstützung
oder Restriktierung der Restrukturierung und Anpassung der Veränderung
von technologischen Innovationen an dem Arbeitsplatz geschaffen.
Soziale Einflüsse und Schutz
von speziellen Gruppen
Beeinflussung der Wirkung auf den Arbeitsmarkt oder von Übergängen in
und aus dem Arbeitsmarkt, führt der Prozess zu größeren oder kleineren
Gleichheiten / Ungleichheiten, gibt es die gleiche Wirkung auf
Dienstleistungen und Güter. Beeinflusst der Prozess die Ersetzung von
Dienstleistungen oder dient er einem allgemeinen ökonomischen Interesse,
wird die Öffentlichkeit besser informiert, werden spezielle Gruppen von
Individuen, Firmen, Örtlichkeiten beeinflusst, die mehr verwundbar oder mehr
dem Risiko der Armut ausgesetzt sind als andere. Werden significant "dritte
Welt Nationen", Kinder, Frauen, kranke Menschen, Arbeitslose, Ältere,
politische Parteien oder Bürgerorganisationen, Kirchen, Religionen und nicht
konfessionelle Organisationen oder ethische Gruppen, Sprachen- und
religiöse Minderheiten, Asylsucher beeinflusst.
Gleichbehandlung und gleiche
Möglichkeiten, keine
Diskreminierung
Beeinflussung der Gleichbehandlung und gleichen Möglichkeiten für alle,
Geschlechtergleichheit, bringt der Prozess irgendeine unterschiedliche
Behandlung von Gruppen oder Individuen direkt oder auf Grund von
Geschlecht, Rasse, Farbe, ethischer oder sozialer Herkunft, genetischer
Zukunft, Sprache, Religion oder Glauben, politischer oder anderer Meinung,
Mitgliedschaft oder nationaler Minderheit, Eigenschaften Geburt, Alter oder
sexueller Orientierung oder führt er zu indirekten Diskriminierungen.
Privat- und Familienleben,
persönliche Daten
Wird das Privatleben von Individuen einschließlich ihres Heimes und der
Kommunikation oder ihre Rechte auf das freie Bewegen in der EU
beeinflusst, wird das Familienleben oder die Rechte, der ökonomische und
soziale Schutz der Familie beeinflusst. Werden persönliche Daten oder Daten
bezüglich der individuellen Rechte der Personen beeinflusst.
Regierungsgewalt,
Beteiligungen,
Eigentumsverwaltung,
Zugänglichkeit zur Justiz, zu
Medien und Ethik
Beeinflussung der Entwicklung von Steakholdern in Ausgaben der
Verwaltung, sorgen für Verträge und neue staatliche Herausforderungen.
Werden alle Akteure und Steakholder nach gleichen Richtlinien behandelt, im
Hinblick auf ihre Unterschiedlichkeit. Beeinflusst der Prozess die kulturelle
und sprachliche Verschiedenheit. Wird die Autonomie von Sozialpartnern auf
dem Gebiet, wo sie kompetent sind, beeinflusst. Werden z.B. die Rechte von
kollektiven Verkäufen zu irgend einem Grad oder die Rechte, Aktionen zu
unternehmen, beeinflusst. Werden öffentliche Institutionen oder
Administrationen beeinflusst z.B. in ihrer Verantwortlichkeit. Beeinflusst der
Vorgang die individuellen Rechte und Beziehungen zur öffentlichen
Verwaltung, Beeinflussung des individuellen Zuganges zur Justiz. Wird die
Öffentlichkeit besser informiert, wird der Zugang der Öffentlichkeit zu
Informationen verbessert bzw. beeinflusst, werden Medien beeinflusst, die
Medienvielfalt und die Freiheit der Medien, erhöht der Prozess die
bioethischen Vorstellungen (Clonen, Anwendung / Verwendung des
menschlichen Körpers oder seiner Teile für
finanzielle Zwecke, genetische Forschung, Verwendung von
genetischen Informationen.)

97
Soziale Einflussgrößen Teil 2
Soziale Einflüsse II
Schlüsselfragen
Volksgesundheit und
Sicherheit
beeinflusst der Prozess die Gesundheit und Sicherheit von Individuen und
Populationen einschließlich der Lebenserwartung, Sterblichkeit und der
Sterberate durch Beeinflusssung der Socio ökonomischen
Umweltbedingungen,(Arbeitsumwelt, Arbeitseinkommen,Erziehung,
Ernährung). Führt der Prozess zur Erhöhung oder der Senkung der
Wahrscheinlichkeit von Bioterrorismus, Erhöhen oder Senken der
Wahrscheinlichkeit von Gesundheitsrisiken auf Grund gefährlicher
Substanzen für die Umwelt. Wird die Gesundheit beeinflusst durch
Veränderungen von Lärm, Geruch, Luft, Wasser oder Bodenqualität in
bewohnten Gebieten. Wird die Gesundheit beeinflusst auf Grund von
Energieverwendungen und /oder Abfallspeicherungen, Beeinflusst der
Prozess Lebensstil bezogene Standards sowie die Verwendung von Tabak,
Alkohol oder physische Aktivitäten, gibt es spezifische Einflüsse auf spezielle
Risikogruppen ( bestimmt durch Alter, Geschlecht, soziale Gruppen
(Herkunft), Mobilität, Regionen ).
Kriminalität, Terrorismus und
Sicherheit
Beeinflusst oder hindert der Prozess die Sicherheit, Kriminalität, Terrorismus,
beeinflusst er die Chancen der Bestimmung der Kriminalität oder seines / Ihr
Potenzials. Ist der Prozess geeignet, die Zahl der Kriminalfälle zu erhöhen,
beeinflusst er die Durchsetzbarkeit von Recht und Gesetz. Gibt es einen
Einfluss auf die Balanze zwischen Sicherheitsinteressen und den Rechten
von Verdächtigten. Werden die Rechte von Opfern von Kriminalität und von
Zeugen beeinflusst.
Zugang zu und Effekt auf den
sozialen Schutz, die
Gesundheit und das
Erziehungssystem
Gibt es einen Einfluss auf Dienstleistungen in Hinsicht ihrer Qualität und ihrer
Beeinflussung. Gibt es einen Einfluss auf die Erziehung und Mobilität von
Arbeitern (Gesundheit, Erziehung, Bildung ) wird der Zugang von Individuen
zur öffentlichen /privaten Erziehung oder zu vocational und kontinuierlichem
Training beeinflusst, grenzüberschreitende Vorkehrungen und
Dienstleistungen, grenzüberschreitende Kooperation in Grenzgebieten,
Beeinflussung von Finanzierungen und Organisationen, Zugang zu Sozial-,
Gesundheits- und Erziehungssystemen ( einschließlich vocational training ).
Werden Universitäten und die akademische Freiheit beeinflusst,die
Selbstverwaltung?