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Untersuchungen zu Ammonium in
ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Auftragnehmer:
Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH

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Für das Sächsische Landesamt
für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Untersuchungen zu Ammonium in
ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht August 2012
Werkvertrag Az. 46-4331/142/4 vom 13.10.2011/18.10.2011
Ausleiter des Bergbaufolgesees Burghammer in die Kleine Spree
(Foto: Theiss, Juli 2012)
Dresden/Ottendorf-Okrilla, am 30. August 2012

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Für das Sächsische Landesamt
für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Untersuchungen zu Ammonium in
ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht August 2012
Werkvertrag Az. 46-4331/142/4 vom 13.10.2011/18.10.2011
Auftraggeber:
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Zur Wetterwarte 11
01109 Dresden
Auftragnehmer:
Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann
Lungkwitzer Str. 12
01259 Dresden
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH
Radeberger Str. 1
01458 Ottendorf-Okrilla
Bearbeiter:
Dipl.-Berging. Dr. Wilfried Uhlmann (IWB)
Dipl.-Ing. Dr. Yvonne Kreutziger (IWB)
Dipl.-Biol. Rainer Kruspe (IDUS)
Dipl.-Biol. Jürgen Neumann (IDUS)
Tine Berg (IDUS)
Dresden/Ottendorf-Okrilla, am 30. August 2012
Dr. W. Uhlmann
(Verfasser)

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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH (Ottendorf-Okrilla)
Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Inhaltsverzeichnis
Inhaltsverzeichnis .....................................................................................................1
Anlagenverzeichnis...................................................................................................3
Abkürzungsverzeichnis ............................................................................................4
Glossar (Wörterverzeichnis).....................................................................................6
Zusammenfassung....................................................................................................8
1
Veranlassung und Aufgabenstellung............................................................16
2
Spezifische Problemstellungen der Bergbauregion Lausitz.......................18
2.1 Folgen des Braunkohlenbergbaus für den Wasserhaushalt und die
Beschaffenheit von Grund- und Oberflächenwasser in der Lausitz..........18
2.2 Auswirkungen der Bergbaufolgeseen auf die Vorflut................................22
2.3 Einleitbedingungen für Bergbaufolgeseen und Sümpfungswasser in
die Vorflut .................................................................................................22
2.4 Auswirkungen des Grundwasserwiederanstiegs ......................................24
3
Rechtliche Grundlagen...................................................................................25
3.1 EU-Recht und Richtlinien einzelner Staaten.............................................25
3.2 Nationale Richtlinien, Gesetze und Verordnungen...................................29
3.3 Richtlinien Bundesländer und untergeordnete Verwaltungsebenen .........31
4
Mengenpotentiale von Ammonium................................................................33
4.1 Einleiter.....................................................................................................33
4.2 Grundwasser............................................................................................37
4.3 Bergbaufolgeseen.....................................................................................42
4.3.1 Allgemeine hydrochemische Kennzeichnung.................................42
4.3.2 Zeitliche Entwicklung und jahreszeitliche Dynamik der
Ammoniumkonzentration ...............................................................49
4.3.3 Ammoniumkonzentration und Ammoniakbildung ...........................62
4.4 Fließgewässer..........................................................................................74
4.4.1 Kleine Spree...................................................................................75
4.4.2 Schwarzer Schöps.........................................................................79
4.4.3 Spree .............................................................................................83
4.4.4 Schwarze Elster.............................................................................93
4.5 Anthropogene Ammoniumeinträge ...........................................................95
4.6 Darstellung der Ammoniumpotentiale.......................................................95
4.6.1 Zustandsformen des Ammoniums im Grundwasser.......................95
4.6.2 Stoffströme.....................................................................................99
4.7 Entwicklungsprognose für Ammonium....................................................102

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5
Weg des Ammoniums im Gewässer............................................................106
5.1 Stellung des Ammoniums im Nährstoffkreislauf......................................106
5.2 Prozesse der Ammoniumumwandlung und –speicherung......................107
5.2.1 Abiotische Prozesse.....................................................................107
5.2.2 Biologische Prozesse...................................................................107
5.2.3 Betrachtung der Umwandlungsprozesse im Hinblick auf eine
sich etablierende Biozönose unter besonderer
Berücksichtigung des Dissoziationsgleichgewichtes zwischen
Ammonium und Ammoniak ..........................................................114
6
Auswirkungen bzw. Gefährdungspotentiale von Ammonium...................117
6.1 Ammonium- und Ammoniak-Toxizität.....................................................117
6.2 Auswirkungen von Ammonium auf Lebensgemeinschaften und auf
Nutzungsanforderungen des Menschen.................................................118
6.2.1 Beschreibung der Biozönose in den Bergbaufolgeseen und in
den bergbaubeeinflussten Fließgewässern sowie Einfluss von
Ammonium und Ammoniak auf die Reproduktion der
aquatischen Flora und Fauna.......................................................118
6.2.2 Besonders anfällige Artengruppen oder Arten (biologische
Komponenten nach EG-WRRL)...................................................122
6.2.3 Konflikte mit Nutzungsansprüchen...............................................128
6.3 Ableitung von Schwellenwerten..............................................................131
6.3.1 Ableitung eines Schwellenwertes für Salmonidengewässer ........135
6.3.2 Ableitung eines Schwellenwertes für Cyprinidengewässer ..........137
6.3.3 Vergleich der abgeleiteten Schwellenwerte mit vorhandenen
Vorgaben .....................................................................................139
6.3.4 Bewertung dieser Vorgaben.........................................................141
6.4 Gefährdungen durch Ammonium bzw. Ammoniak bei Vermischung
qualitativ und quantitativ verschiedener Wasserströme..........................143
6.4.1 Beurteilung der ökologischen Folgen punktförmiger
Ammoniumeinleitungen in Fließgewässer....................................143
6.4.2 Auswirkungen zeitlich begrenzter Einleitungen von Wässern
mit erhöhter Ammoniumkonzentration .........................................144
6.4.3 Länge der Fließstrecke mit nachteiligen Auswirkungen...............144
6.5 Auswirkung der Alkalisierung (Primärneutralisation) der
Bergbaufolgeseen auf die Konzentration von Ammonium und
Ammoniak und deren Auswirkungen auf die Biozönose.........................145
6.5.1 Allgemeines..................................................................................145
6.5.2 Ergebnisse von Forschunsprojekten der LMBV zu Ammonium ...146
6.5.3 Betrachtung der Auswirkungen der Nachbehandlung von
Bergbaufolgeseen auf die Konzentration von Ammonium und
Ammoniak insbesonder auf den Fischbestand.............................147
6.5.4 Erarbeitung einer geeigneten Neutralisationsstrategie für
gefährdete Bergbaufolgeseen mit Regulierung des pH-Wertes
sowie der Ammonium- und Ammoniakkonzentrationen im
Interesse einer vorteilhaften Entwicklung der Biozönose.............148
6.6 Konkretisierung und Lokalisierung von Gefahrenpotentialen für
Oberflächengewässer (vorhandene und zukünftige Standgewässer-
Wasserkörper und Fließgewässer-Wasserkörper)..................................149

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7
Verfahren zur Ammoniumverminderung ....................................................156
7.1 Übersicht................................................................................................156
7.1.1 Physikalisch-chemische Verfahren ..............................................156
7.1.2 Biotechnologische Verfahren .......................................................159
7.1.3 Naturräumliche Verfahren............................................................163
7.2 Darstellung von Verbesserungsansätzen oder innovativer noch nicht
praxiserprobter Ansätze..........................................................................166
7.3 Bewertung der Verfahren hinsichtlich ihrer Wirkung,
Praxistauglichkeit, Effizienz, Genehmigungsfähigkeit und
Wirtschaftlichkeit.....................................................................................168
7.4 Einsatzmöglichkeit im Rahmen der Braunkohlensanierung und des
aktiven Braunkohlenbergbaus ................................................................176
8
Maßnahmen im Untersuchungsgebiet ........................................................178
8.1 Maßnahmen zur Vorsorge und Vermeidung sowie
Optimierungsmaßnahmen zur Minimierung potentieller
Gefährdungen.........................................................................................178
8.2 Verortung von Verfahren der Ammoniumverminderung im
Untersuchungsgebiet..............................................................................179
8.3 Notwendigkeit zusätzlicher Messstellen .................................................180
8.4 Fachliche Diskussion der Forderung weniger strenger Umweltziele
oder Änderung der gesetzlich vorgegebenen Grenzwerte......................180
9
Weiterer Untersuchungs- und Handlungsbedarf .......................................184
10
Literatur.........................................................................................................185
Anlagenverzeichnis
Anlage 1
Messstellenübersichten ................................................................. 12 Blatt
Anlage 2
Karte der Ammonium-N-Konzentration im Grundwasser................. 1 Blatt
Anlage 3
Zeitreihen der Wasserbeschaffenheit in den
Bergbaufolgeseen und Speichern ................................................. 12 Blatt
Anlage 4
Verortung der Gefahrenpotentiale ................................................... 1 Blatt

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Abkürzungsverzeichnis
Institutionen
AG ....................... Arbeitsgemeinschaft (Flussgebietsbewirtschaftung)
AK........................ Arbeitskreis (Wasserbeschaffenheit)
EU ....................... Europäische Union
IDUS.................... Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH, Ottendorf-Okrilla
IWB......................Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann, Dresden
LAWA..................Länderarbeitsgemeinschaft Wasser
LfULG .................. Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie,
Dresden
LMBV................... Lausitzer und Mitteldeutsche Bergbau-Verwaltungsgesellschaft
mbH, Senftenberg
LTV...................... Landestalsperrenverwaltung Sachsen
VEG..................... Vattenfall Europe Generation AG, Cottbus
VEM..................... Vattenfall Europe Mining AG, Cottbus
Technisch Begriffe
ATH ..................... Allylthioharnstoff (Hemmstoff der Nitrifikation)
ATH-BSB
5
............BSB
5
mit Hemmung der Nitrifikation durch ATH
BSB
5
.................... Biologischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen
CCC..................... Criterion Continuous Concentration (Kriterium für eine lang
andauernde Konzentration)
CMC .................... Criterion Maximum Concentration (Kriterium für eine
Maximalkonzentration)
CMC .................... Dissolved Organic Carbon (gelöster, organisch gebundener
Kohlenstoff)
EC50 ...................Effektive Konzentration für 50 % der Testorganismen bzw. für
50 % Effektwirkung
ELS...................... Early Life Stage (frühes Lebensstadium)
EPA ..................... Environmental Protection Agency (Umweltschutzagentur der USA)
extrap.................. extrapoliert
G.......................... Giftigkeitswert
GMAV.................. Genus Mean Acute Value (mittlerer Wert der akuten Toxizität für
eine Art)
GMCV..................Genus Mean Chronic Value (mittlerer Wert der chronischen
Toxizität für eine Art)
iLC50...................Letale interne Konzentration für 50 % der Testorganismen
JD ........................ Jahresdurchschnitt
LC50....................Letale Konzentration für 50 % der Testorganismen
LOAEL.................Lowest Observed Adverse Effect Level (niedrigste Dosis, bei der
sich nachteilige Effekte zeigen)
LOEC................... Lowest Observed Effect Concentration (niedrigste Dosis, bei der
sich Effekte zeigen)
NOAEL ................ No Observed Adverse Effect Level (niedrigste Dosis, bei der sich
keine nachteilige Effekte zeigen)

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NOEC..................No Observed Effect Concentration (niedrigste Dosis, bei der sich
keine nachteiligen Effekte zeigen)
MATC .................. Maximal Acceptable Toxicant Concentration (geometrisches Mittel
zwischen dem NOAEL und dem LOAEL)
MHQ .................... Mittleres Hochwasser
MNQ .................... Mittleres Niedrigwasser
MQ....................... Mittelwasser
N.......................... Stickstoff
NH
4
-N .................. Ammonium-Stickstoff
NH
3
-N .................. Ammoniak-Stickstoff (nicht ionisiert)
NEL ..................... No Effect Level (maximale Dosis, bei der keine Wirkung erkennbar
ist)
NOEC .................. No Observed Effect Concentration (maximale Konzentration, bei
der keine Wirkung erkennbar ist)
NO
2
-N .................. Nitrit-Stickstoff
NO
3
-N .................. Nitrat-Stickstoff
Perz ..................... Perzentilwert
PNEC .................. Predicted No Effect Concentration (vorausgesagte Konzentration
eines Stoffes, bis zu der sich keine Auswirkungen auf den
Organismus zeigen
TAN .....................Total Ammonia Nitrogen (Gesamtstickstoff NH
4
+ NH
3
)
TGD..................... Technical Guidance Document
TGK ..................... Toxische Grenzkonzentration
UQN .................... Umweltqualitätsnorm
vgl........................ vergleiche
WRRL.................. Wasserrahmenrichtlinie
ZHK ..................... zulässige Höchstkonzentration
ZV........................ Zielvorgabe

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Glossar (Wörterverzeichnis)
abiotisch ...........................ohne Beteiligung von Lebenwesen
adsorbiert..........................Bindung eines Stoffes an der Oberfläche einer anderen
Phase
adult..................................erwachsen; Adulte = Erwachsene
aerob ................................bei Anwesenheit von molekularem Sauerstoff
Ammonifikation.................Umwandlung von Nitrat zu Ammonium
Amphibien.........................Lurche
anaerob ............................sauerstofffrei (ohne gebundenen z. B. Nitrat, Sulfat und
molekularen Sauerstoff)
Anneliden..........................Gliederwürmer
anoxisch ...........................Abwesenheit von molekularem Sauerstoff (O2)
anthropogen .....................durch Menschen verursacht
akut...................................nach kurzer Zeit eintretend
adult..................................erwachsen
aquatisch ..........................wasserlebend
autotroph ..........................Organismus kann aus anorganischen Stoffen selbst
organische Verbindungen herstellen („Pflanzen“)
Biozönose.........................Lebensgemeinschaft innerhalb eines abgegrenzten
Gebietes
chemo-lithotroph...............Gewinnung von Energie durch Lebenwesen ausschließlich
mittels chemischer Umsetzung von anorganischen Stoffen
chronisch ..........................sich langsam aufbauend bzw. entwickelnd
circumneutral....................um den Neutralpunkt (pH
7) herum, nur schwach sauer
oder schwach alkalisch
Crustaceen .......................Krebstiere
Cypriniden ........................Weißfische
Degeneration....................Rückbildung oder Zerfall
Denitrifikation....................Umwandlung von Nitrat in molekularen Stickstoff
Denitritation ......................Umwandlung von Nitrit in molekularen Stickstoff
Diatomeen ........................Kieselalgen
Diffusion............................physikalischer Prozess, der durch die thermische
Eigenbewegung der Teilchen zur Ausbreitung und
Durchmischung führt
emers ...............................ganz oder teilweise über die Wasseroberfläche
hinauswachsend
Epilimnion.........................Wasserschicht in geschichteten Seen oberhalb der
Temperatursprungschicht
Ephemeropteren...............Eintagsfliegen
eutroph .............................nährstoffreich (bei Gewässern)
Exposition.........................Kontakt mit einem Umweltkompartiment oder Stoff
fertil...................................befruchtet
heterotroph .......................Organismen müssen energiereiche organische Stoffe
aufnehmen („Tiere“)
humantoxisch ...................giftig für Menschen
Hypolimnion......................Wasserschicht in geschichteten Seen unterhalb der
Temperatursprungschicht
Initialphase .......................Startphase

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Invertebraten ....................wirbellose Tiere
juvenil ...............................jungendlich, Jugendstadium
letal...................................tödlich
Makroinvertebraten...........mit dem bloßen Auge erkennbare „Nichtwirbeltiere“
Makrophyten.....................mit dem bloßen Auge erkennbare Pflanzen
Makrozoobenthos.............mit dem bloßen Auge erkennbare, bodenlebende, wirbel-
lose Tiere
Mesokosmen ....................Modell-Ökosysteme
Metabolismus ...................Stoffwechsel
mikrobiell ..........................von Mikroorganismen verursacht
Mollusken .........................Weichtiere
Mortalität...........................Sterblichkeit
Nitratation .........................Umwandlung von Nitrit in Nitrat
Nitrifikation........................Umwandlung von Ammonium in Nitrat
Nitritation ..........................Umwandlung von Ammonium in Nitrit
obligat...............................strikt
Ökotoxizität.......................Giftigkeit für Tiere, Pflanzen und Bakterien
Oligochaeta ......................Wenigborster (Gliederwürmer)
phosphorlimitiert ...............durch die Menge an verfügbarem Phosphor begrenzt
Phytobenthos....................am Gewässergrund siedelnde Klein- und Fadenalgen
Phytoplankton...................im Wasser schwebende Kleinalgen
Planarien ..........................Strudelwürmer
Plecopteren ......................Steinfliegen
Reproduktion ....................Fortpflanzung, Vermehrung
Rotatoria...........................Rädertierchen
Salmoniden.......................lachsartige Fische
Stagnationsphase.............Zeitraum in dem ein Standgewässer aufgrund der
thermisch bedingten Dichteunterschiede stabil geschichtet
ist
subakut.............................unterhalb akuter Effekte (z. B. chronische Effekte)
subletal .............................unterhalb der tödlichen Schwelle
submers............................unterhalb der Wasseroberfläche vorkommend
Taxon (Pl. Taxa)...............Gruppe von Organismen, die als formale Einheit auf
irgendeiner Stufe der hierarchischen Klassifikation der
Organismen gewertet wird
Salmoniden.......................lachsartige Fische
Stagnationsphase.............Zeitraum in dem ein Standgewässer aufgrund der
thermisch bedingten Dichteunterschiede stabil geschichtet
ist
Zoobenthos.......................tierische, bodenlebende Organismen in Seen und
Fließgewässern
Zooplankton......................im Wasser schwebend lebende Tiere

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Zusammenfassung
(1)
Mit dem Fortschritt der wasserwirtschaftlichen Sanierung stillgelegter Braun-
kohlentagebaue und ihrer Umwidmung in Bergbaufolgeseen
steht die Aus-
leitung des Überschusses ihrer Grundwasserbilanz in die regionalen Fließ-
gewässer unmittelbar bevor bzw. wurde in Einzelfällen (Burghammer, Bär-
walde) bereits erforderlich. In den sauren Bergbaufolgeseen werden über-
wiegend auch hohe Ammonium-Konzentrationen gemessen. Daraus ergibt sich
die Fragestellung, inwieweit die Ausleitung aus den Bergbaufolgeseen die
Fließgewässer zusätzlich mit Ammonium und ggf. Ammoniak belastet.
(2)
Die Analyse der hydrochemischen Situation der Gewässer im ostsächsischen
Lausitzer Braunkohlenrevier zeigt, dass neben der vorhandenen nutzungs-
bedingten Ammonium-Belastung der Fließgewässer
(kommunale Abwasser-
behandlung, Flächenausträge aus der Landwirtschaft, Fischwirtschaft) als berg-
baubürtige Quellen die Einleitung behandelter Sümpfungswässer des aktiven
Braunkohlenbergbaus, die Ausleitungen aus den Bergbaufolgeseen des
Sanierungsbergbaus und diffuse Grundwasserzutritte in den Gebieten des
ehemaligen Absenkungstrichters in Frage kommen.
(3)
Im Grundwasser
der Lausitzer Bergbauregion sind erhöhte Ammoniumkonzen-
trationen nachweisbar. Sie ist sowohl in den Braunkohleabraumkippen als auch
in den von der bergbaulichen Absenkung betroffenen Grundwasserleitern im
Vergleich zum natürlichen Zustand erhöht. Im Kippenwasser des Lausitzer
Braunkohlenreviers wurden im Mittel etwa 3 mg/L Ammonium-N mit einer
Spanne von 1 bis 6 mg/L als 10- und 90-Perzentile nachgewiesen. Im Grund-
wasser pleistozäner Grundwasserleiter, die von der Absenkung der Tagebaue
betroffen waren bzw. sind, werden im Mittel 1,7 mg/L Ammonium-N mit einer
Spanne von 0,4 bis 4 mg/L als 10- und 90-Perzentile gefunden. Im Vergleich
dazu sind für die bergbaulich unbeeinflussten pleistozänen Grundwasserleiter
im Mittel etwa 0,3 mg/L Ammonium-N bei einer Spanne von 0,03 (Nachweis-
grenze) bis 0,9 mg/L als 10- und 90-Perzentile belegt.
(4)
Das Ammonium im Grundwasser stammt aus dem Abbau der organischen
Substanz in den geologischen Substraten. Durch die zeitweilige Belüftung der
Sedimente wurden die organischen Inhaltsstoffe aeroben Abbauprozessen
durch Bakterien und Pilze zugänglich. Die Dispergierung der organischen
Bestandteile in den Braunkohleabraumkippen hat diesen Prozess durch die
Vergrößerung der Partikeloberflächen zusätzlich befördert.
(5)
Die stärksten Eintragsquellen für Ammonium-Stickstoff in die Fließgewässer
des Untersuchungsgebietes sind die Grubenwasserbehandlungsanlagen
Kringelsdorf und Tzschelln der Vattenfall Europe Mining AG. Je größer der
Anteil des Kippenwassers am Aufkommen des Sümpfungswassers der jewei-
ligen Grubenwasserbehandlungsanlage ist, desto höher ist die Ammonium-
konzentration. Im Reinwasser der GWBA Tzschelln werden im Mittel 3,0 mg/L
und im Reinwasser der GWBA Kringelsdorf im Mittel 0,7 mg/L Ammonium-N
gemessen. Die mittleren Einleitmengen der Grubenwasserbehandlungsanlagen
lagen im Mittel des Jahres 2011 bei 0,9 bzw. 3,0 m³/s.

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(6)
Für die Bergbaufolgeseen
läßt sich ein Zusammenhang zwischen dem Säure-
Base-Zustand und der Ammoniumkonzentration nachweisen. In langfristig
neutralen Bergbaufolgeseen liegt die mittlere Ammonium-N-Konzentration
häufig unter 0,1 mg/L, überschreitet aber 0,5 mg/L nicht. In den ursprünglich
sauren Bergbaufolgeseen werden Ammonium-N-Konzentrationen überwiegend
in der Spanne zwischen 1 und 5 mg/L gemessen. Höhere Ammonium-N-
Konzentrationen in den Seen gehen meist auf die Einleitung kommunaler oder
industrieller Abwässer zurück (z. B. Lugteich).
(7)
Die Beobachtungen in der Lausitz zeigen, das sich ab pH > 5…6 die bakterielle
Nitrifikation in den Bergbaufolgeseen
etabliert. Die Nitrifikation stellt sich mit
einer Verzögerung von mehreren Monaten nach der Neutralisation ein. Die
Nitrifikation findet in Bergbaufolgeseen statt, die sowohl chemisch als auch
durch Fremdflutung neutralisiert wurden. Im fremdgefluteten Bärwalder See (ca.
130 Mio. m³) verringerte die seeinterne Nitrifikation in anderthalb Jahren die
Ammonium-N-Konzentration von ursprünglich 1,1 mg/L auf 0,2 mg/L. Im Bern-
steinsee (30 Mio. m³) führte die chemische Neutralisation innerhalb von zwölf
Monaten zu einer Verringerung der Ammonium-N-Konzentration von 1,5 bis
1,8 mg/L auf etwa 0,4 mg/L. Der weitere Nitrifikationsfortschritt wurde durch
eine Wiederversauerung gestört.
(8)
Bei einer Wiederversauerung
der Bergbaufolgeseen unter pH < 5…6 erliegt die
bakterielle Nitrifikation. Die Ammoniumkonzentration erhöht sich infolge dessen
wieder auf die ursprünglichen Werte, die sich aus den Einträgen des Grund-
wassers ergaben. Solche Beobachtungen wurden im Bernsteinsee in der Folge
von zwei Wiederversauerungsereignissen gemacht. Da eine Ausleitung sauren
Wassers aus den Bergbaufolgeseen wasserrechtlich nicht zulässig ist,
gelangen die hohen Ammonium-N-Konzentrationen aus den Bergbaufolgeseen
nicht in die öffentlichen Fließgewässer.
(9)
Belastungen der Fließgewässer aus den Bergbaufolgeseen treten nur auf,
wenn die chemische Neutralisation zeitlich unmittelbar vor der Ausleitung
erfolgt. Wird die chemische Neutralisation
unter Berücksichtigung einer An-
passungszeit von etwa 3 bis 6 Monaten für die Nitrifikanten im Vorlauf zur
erforderlichen Ausleitung vorgenommen, kann mit einer deutlichen Minderung
der Ammonium-N-Konzentration im Seewasser gerechnet werden.
(10) Auch in Bergbaufolgeseen, die bereits seit Jahrzehnten als wasserwirtschaft-
liche Speicher
genutzt werden (Speicher Lohsa I und Knappenrode) ist der
bergbauliche Einfluss noch nachweisbar. Regelmäßig während der Sommer-
stagnation erhöht sich die Ammoniumkonzentration grundnah und im Hypo-
limnion der Speicher infolge des Grundwasserzutritts aus den Kippen und
beeinflussten Grundwasserleitern. Dieses hydrochemische Ereignis wird häufig
durch Anaerobie begleitet. Bei Anaerobie ist ggf. auch eine Ammonium-
freisetzung aus dem Sediment beteiligt.

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(11) In der Regel ist erst bei erhöhten pH-Werten pH > 8 ist mit der Bildung fisch-
toxischer Mengen Ammoniaks zu rechnen. Hohe pH-Werte treten in den Berg-
baufolgeseen während der chemischen Neutralisation mit Kalkhydrat sowie in
den Speichern infolge der biologischen Entkalkung auf. Des Weiteren ist mit
hohen pH-Werten in den Fließgewässern unmittelbar unterhalb der Einleit-
stellen der Grubenwasserbehandlungsanlagen zu rechnen.
(12) Bei der chemischen Initialneutralisation
saurer Bergbaufolgeseen ergeben sich
aus dem Zusammentreffen hoher Ammoniumkonzentrationen mit hohen pH-
Werten keine kritischen Situationen aus der Ammoniakbildung. Hohe pH-Werte
treten hier nur kurzzeitig und lokal auf. Außerdem sind in den sauren Seen noch
keine Fischpopulationen vorhanden. Mit kritischen ammoniaktoxischen
Situationen für die Biozönose ist dagegen bei der chemischen Nachbehandlung
neutralisierter Bergbaufolgeseen zu rechnen.
(13) In den wasserwirtschaftlich bereits langjährig genutzten Speichern
Lohsa I und
Knappenrode stellen sich infolge der biogenen Entkalkung zum Höhepunkt der
Sommerstagnation im Epilimnion zeitweilig sehr hohe pH-Werte pH > 9 ein.
Diese Situationen ereignen sich regelmäßig im Spätsommer bei hohen Wasser-
temperaturen. Trotz niedriger Ammonium-Konzentrationen werden in diesen
Situationen zeitweilig Ammoniak-Konzentrationen über dem Grenzwert der
Sächsischen Fischgewässerverordnung von 0,025 mg/L berechnet. Schäden
für die Fischpopulationen wurden bislang nicht kommuniziert.
(14) Für die Einleitung gereinigter Sümpfungswässer aus Grubenwasserbehand-
lungsanlagen
des Braunkohlebergbaus in die Fließgewässer sind in den
wasserrechtlichen Erlaubnissen Grenzwerte für den pH-Wert, für Eisen und für
die abfiltrierbaren Stoffe festgelegt. Der pH-Wert ist meist in einem Bereich
zwischen pH
6,5 und pH
8,5 einzuhalten. Da bei der Grubenwasser-
behandlung Kalkhydrat als Flockungsmittel zum Einsatz kommt, liegt der pH-
Wert des behandelten Sümpfungswassers überwiegend zwischen 7,5 und 8,5.
Das Reinwasser ist aufgrund der Prozessführung der Wasserbehandlung kalk-
gesättigt und mit Kohlesäure übersättigt. Die Einstellung des natürlichen
chemischen Gleichgewichtes führt deshalb zu keinem weiteren Anstieg des pH-
Wertes im Fließgewässer.
(15) Für Ammonium-Stickstoff besteht nach aktueller Rechtslage bei der Einleitung
gereinigter Sümpfungswässer aus Grubenwasserbehandlungsanlagen des
Braunkohlebergbaus in Fließgewässer keine Limitierung. Die Ammonium-N-
Konzentration des Reinwassers entspricht der Ammonium-N-Konzentration des
Rohwassers. Ein bakterieller Abbau, eine Oxidation des Ammonium-Stickstoffs
oder ein sonstiger Rückhalt erfolgen bei Grubenwasserbehandlung nicht.

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(16) Infolge des Grundwasserwiederanstiegs nehmen diffuse Grundwasserzutritte
in
die Fließgewässer zu. Solche Grundwasserzutritte wurden an der Kleinen
Spree im Abschnitt zwischen Burghammer und Mündung in die Spree, für den
Altarm der Spree am Wehr Ruhlmühle sowie für die Spree im Abschnitt
zwischen dem Wehr Ruhlmühle und der Einmündung der Kleinen Spree fest-
gestellt. Hier tritt ein bergbaulich belastetes Grundwasser aus dem ehemaligen
Absenkungstrichter der Tagebaue Lohsa II, Burghammer und Spreetal zu. Die
Beschaffenheit des Grundwasser in der Oberen und Unteren Talsandfolge ist
im Mittel durch eine Sulfatkonzentration zwischen 400 und 600 mg/L, eine
Eisenkonzentration zwischen 60 und 100 mg/L sowie eine Ammonium-N-
Konzentration zwischen 1 und 2 mg/L gekennzeichnet.
(17) Die Ammonium-N-Konzentration in den Fließgewässern
unterliegt den Ein-
flüssen aus dem Einzugsgebiet, den Punkteinleitungen aus Grubenwasser-
behandlungsanlagen und Bergbaufolgeseen sowie den natürlichen Abbau-
prozessen. In Fließgewässerabschnitten mit geeigneten natürlichen und
günstigen hydrochemischen Bedingungen lässt sich der Ammonium-Abbau
durch Nitrifikation nachweisen. Das betrifft derzeit den Schwarzen Schöps, die
Spree von der Untersuchungsgebietsgrenze bis etwa zur Einmündung der
Kleinen Spree, die Kleine Spree bis Ortslage Burghammer sowie die gesamte
Schwarze Elster. Bilanzierungen für die Spree zeigen, dass unter sommerlichen
Bedingungen bis zum Pegel Spreewitz über 50% der Ammonium-Einträge
abgebaut werden. Ein Ammoniumabbau im Winter ist in den genannten Fließ-
gewässerabschnitten dagegen praktisch nicht nachweisbar. Aufgrund der
ungünstigen hydrochemischen Verhältnisse (hohe Eisenkonzentrationen und
zunehmende Versauerung) und der kurzen Verweilzeit findet in der Kleinen
Spree derzeit kein nennenswerter Ammonium-Abbau statt.
(18) Gesetzlich verbindliche Regelungen (Qualitätsziele, Schwellenwerte) für
Ammonium- und Ammoniakkonzentrationen in Fließ- und Standgewässern
gibt
es lediglich in der EG-Fischgewässerverordnung und deren landesrechtlicher
Umsetzungen sowie in der Oberflächengewässerverordnung des Bundes. In
der Oberflächengewässerverordnung finden sich Anforderungen an den sehr
guten Zustand und das höchste ökologische Potenzial. Die Fischgewässer-
verordnung gilt nur für namentlich benannte Fischgewässer und wird im Zuge
der Umsetzung der Wasserrahmenrichtlinie 2013 außer Kraft gesetzt. Daneben
gibt es eine Reihe nationaler und internationaler Empfehlungen. Darüber hinaus
gibt es verbindliche Regelungen für das Trink- und Grundwasser
(EU-Trink-
wasserrichtlinie, Trink- und Grundwasserverordnung des Bundes) sowie für
maximale Konzentrationen im Abwasser bestimmter Einleiter (Abwasser-
verordnung des Bundes).
(19) Die wichtigsten nationalen Empfehlungen
sind die Qualitätsziele in der Arbeit
von (Hamm et al. 1991), die Anforderungen an die Wasserqualität in Tagebau-
seen der (LAWA 2001), die Orientierungswerte der (LAWA 2007), die Umwelt-
qualitätsnorm der (IKSR 2009) und die „Grundsätze für die länderübergreifende
Bewirtschaftung der Flussgebiete Spree, Schwarze Elster und Lausitzer Neiße“
der AG „Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Elster“. Die wichtigsten
internationalen Regelungen
mit Angaben zur wissenschaftlichen Herleitung der
Werte wurden von der (EA UK & Sniffer 2007) und (UK TAG 2008) in Groß-
britannien, der (US-EPA 2009) und der (CCME 2010) in Kanada veröffentlicht.

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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(20) Ammonium hat für alle Lebewesen essentielle Bedeutung. Ammonium ist ein
wichtiges Glied des Stickstoffkreislaufes
in auqatischen und terrestrischen Öko-
systemen. Neben der direkten Aufnahme von Ammonium durch Wasser-
pflanzen ist die mikrobielle Nitrifikation von Ammonium zu Nitrat der wichtigste
Prozess bei der Entfernung von Ammonium aus den Gewässern. Die
Nitrifikation ist mit einer starken Sauerstoffzehrung von 4,6 mg und einer Säure-
produktion 0,14 mmol pro Milligramm Ammonium-Stickstoff verbunden.
Ammonium bzw. Ammoniak werden in der Nahrungskette nicht angereichert.
(21) Ammonium steht in wässriger Lösung in einem pH- und temperaturabhängigen
Gleichgewicht mit dem freien Ammoniak.
Der Ammoniakanteil nimmt bei
steigender Temperatur und bei steigenden pH-Werten zu. Bei einer Temperatur
von +10°C lässt sich im Gleichgewicht mit 1 mg/L Ammonium-N für pH = 8,0
eine unkritische Ammoniak-N-Konzentration von 0,018 mg/L berechnen. Die
Ammoniak-N-Konzentration steigt jedoch bei pH = 8,5 auf 0,055 mg/L und bei
pH = 9,0 auf 0,157 mg/L. Eine Temperaturerhöhung von +10°C auf +25°C führt
zu einem Anstieg der Ammoniakkonzentration um das 2- bis 3-Fache.
(22) Der optimale Bereich der Nitrifikation
liegt zwischen pH
7,5 und pH
8,5. Bei
schneller pH-Absenkung wird die Nitrifikation bereits im Bereich pH < 6,5
gehemmt. Bei allmählicher Verringerung des pH-Wertes sind Nitrifikations-
aktivitäten noch im pH-Bereich bis ca. pH
4,5 nachweisbar. Im alkalischen
Bereich setzt die Hemmung der Nitrifikation bei pH > 8,5 ein. Die optimale
Sauerstoffkonzentration für die Nitrifikation liegt für
Nitrosomonas
bei >1 bis
2 mg/L und für
Nitrobacter
bei >2 bis 4 mg/L. Das Temperaturoptimum beider
Gruppen liegt zwischen +25 bis +30°C. Die Untergrenze der Nitrifikation beträgt
ca. +5°C und die Obergrenze ca. +45°C. Bei längeren Anpassungsphasen und
einer ausreichenden Besiedlungsdichte ist auch bei Temperaturen unter +5°C
eine wirkungsvolle Nitrifikation noch möglich.
(23) Saure Bergbaufolgeseen
weisen meist erhöhte Ammoniumkonzentrationen auf,
weil die Nitrifikation im sauren Milieu gehemmt ist. In neutralen bzw. chemisch
neutralisierten Bergbaufolgeseen
laufen eine gewisse Zeit nach der Entstehung
bzw. Neutralisation, in der sich die entsprechenden Biozönosen etablieren,
vergleichbare Prozesse ab, wie in natürlich entstandenen circumneutralen
Gewässern. Wegen der Nitrifikanten ist daher hier auch die Ammonium-
konzentration gering. Die Lebensgemeinschaften in Bergbaufolgeseen sind
insbesondere vom pH-Regime des Gewässers abhängig. Saure Bergbaufolge-
seen weisen im Vergleich zu neutralen Gewässern eine deutlich artenärmere
Biozönose säuretoleranter Organismen auf. Organismen mit hoher Empfind-
lichkeit für Ammoniak, wie Fische, kommen erst in Gewässern mit pH > 5 vor.
(24) Die Anfälligkeit eines bergbaubeeinflussten Fließgewässers gegenüber
Ammonium und Ammoniak ist von der Empfindlichkeit seiner Biozönose, von
der Beschaffenheit des Fließgewässers und der bergbaubeeinflussten Zuflüsse,
vom Verhältnis der Frachten des unbeeinflussten Oberflächenwassers und
bergbaubeeinflussten Zuflüsse, von der Wassertemperatur, von Hemmstoffen
der Nitrifikation, vom autotropher Bewuchs im Fließgewässer (Phytobenthos,
submerse Makrophyten) abhängig.

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(25) Die Ökotoxizität
des Ammoniumions ist wesentlich geringer als die Ökotoxizität
des freien Ammoniaks. Fische sind gegenüber Ammoniak empfindlicher als
Bakterien, Algen, die meisten wirbellosen Tiere und höhere Wasserpflanzen.
Salmoniden sind sensibler als Cypriniden. Am stärksten empfindlich ist die
frisch geschlüpfte Brut von Salmoniden. Nach neueren Studien sind Glochidien
einiger Muschelarten noch anfälliger als Fische. Schwankungen der Ammoniak-
konzentration werden schlechter ertragen als konstant höhere Belastungen. Die
Angaben zur Temperaturabhängigkeit der Ammoniaktoxizität sind dagegen
widersprüchlich.
(26) Aus überprüfbaren Quellen wurden Ökotoxizitätsdaten
zusammengestellt und in
Anlehnung an das Verfahren in (EC-TGD 2003) daraus eigene Schwellenwerte
für akute und chronische Wirkungen von Ammoniak für Salmoniden- und
Cyprinidengewässer abgeleitet. Für Salmonidengewässer wurde für die akuten
und die chronischen Wirkungen Schwellenwerte von 0,015 bzw. 0,001 mg/L
NH
3
und für Cyprinidengewässer von 0,035 bzw. 0,025 mg/L NH
3
. abgeleitet.
Die Werte liegen in der gleichen Größenordnung, wie die Festlegungen der EU-
Fischgewässerverordnung sowie die Richtlinien anderer Staaten und Organi-
sationen.
(27) Für das in der Wasserrahmenrichtlinie festgeschriebene Erreichen des „guten
ökologischer Zustands“ bis 2015 bzw. spätestens 2021 wird in der vorliegenden
Studie empfohlen, den I-Wert der EG-Fischgewässer-Richtlinie von 0,025 mg/L
NH
3
als Schwellenwert
zu verwenden. Für Gesamtammonium können zur
Orientierung die von (Hamm et al. 1991) genannten Qualitätsziele
von 0,2 mg/L
NH
4
für Salmonidengewässer und 0,4 mg/L NH
4
für Cyprinidengewässer über-
nommen werden. Der I-Wert der EG-Fischgewässer-Richtlinie für Ammoniak
hat zumindest für benannte Fischgewässer in Sachsen bis 2013 noch Rechts-
status. Die Bewertung konkreter Fälle sollte als Einzelfallprüfung erfolgen, in
deren Ergebnis auch eine begründete Abweichung von den genannten
Ammoniumkonzentrationen erfolgen kann.
(28) Konflikte mit den Nutzungsansprüchen
können auftreten, wenn ammonium-
reiches Oberflächen- oder Grundwasser aus Tagebaugebieten in Oberflächen-
oder Grundwasser gelangt, die zur Fischbewirtschaftung bzw. zur Trinkwasser-
gewinnung dienen. Solche Konstellationen sind im Untersuchungsgebiet nicht
gegeben.
(29) Vom Arbeitskreis Wasserbeschaffenheit der länderübergreifenden Arbeits-
gemeinschaft Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Elster wurde für die
Spree an der Gütemessstelle Spremberg-Wilhelmsthal (Brandenburg) ein
Immissionsgrenzwert
von 1,5 mg/L für Ammonium-Stickstoff festgelegt. An der
behördlichen Gütemessstelle Zerre an der Ländergrenze Sachsen/Brandenburg
wird dieser Immissionsgrenzwert derzeit nicht überschritten.

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(30) Aufgrund der aktuellen Belastung der Fließgewässer im Untersuchungsgebiet
ergibt sich hieraus kein unmittelbarer Handlungsbedarf
zur Minderung der
Ammonium-Einträge. Der hydrochemische und ökologische Zustand der Spree
wird aktuell von hohen Eisen- und Sulfatbelastungen beherrscht. Zunächst sind
diese Belastungen wirkungsvoll und nachhaltig zu mindern. Als Entscheidungs-
hilfe wurde ein Prüfschema aufgestellt, mit dem die Frage beantwortet werden
kann, unter welchen Bedingungen in Bezug auf die Ammonium- und
Ammoniakkonzentration
bedenkliche
oder
unbedenkliche
Verhältnisse
vorliegen.
(31) Die Ausleitung aus Bergbaufolgeseen darf in konsequenter Übereinstimmung
mit dem Wasserrecht nur im neutralen Zustand erfolgen. Die Neutralisation der
Bergbaufolgeseen sollte im zeitlichen Vorlauf
von etwa 3 bis 6 Monaten vor der
geplanten Ausleitung abgeschlossen werden. Damit wird gesichert, dass die
Ammonium-Konzentration durch bakterielle Nitrifikation auf unkritische Werte
verringert ist. Die chemische In-lake-Wasserbehandlung ist durch zahlreiche
Erfahrungen insbesondere im Lausitzer Braunkohlenrevier inzwischen Stand
der Technik.
(32) Der neutrale Zustand von Bergbaufolgeseen mit Anbindung an natürliche
Gewässer ist möglichst durch eine angepasste Wassermengenbewirtschaftung
aufrechtzuerhalten. Stehen die erforderlichen Wasserressourcen räumlich und
zeitlich nicht zur Verfügung, ist eine schonende chemische Wasserbehandlung
zum Aufrechterhalten des neutralen Zustandes durchzuführen. Zur Technologie
einer schonenden Wasserbehandlung besteht Forschungs- und Entwicklungs-
bedarf. Die Anwendung von Kohlensäure spielt hierbei eine Schlüsselrolle.
(33) Darüber hinaus wird empfohlen, von den fachlich Beteiligten und wasserrecht-
lich zu prüfen, inwieweit die Direkteinleitungen behandelter Sümpfungswässer
des aktiven Braunkohlebergbaus in die Fließgewässer in Indirekteinleitungen
in
Bergbaufolgeseen
umgewidmet werden können, zumindest für einen relevanten
Teilstrom. Neben anderen Vorteilen, die diese Maßnahme versprechen, kann
hier die bakterielle Nitrifikation als Gratisleistung der Natur in Anspruch ge-
nommen werden. Die zeitweilige Einleitung eines Teils der behandelten
Sümpfungswässer der GWBA Schwarze Pumpe in den Bergbaufolgesee
Spreetal-Nordost entspricht faktisch dieser Empfehlung. Die Maßnahme ist
wasserrechtlich genehmigt.
(34) Zu den naturräumlichen Verfahren
der Ammoniumelimination zählen auch
neutralisierte Teilbereiche („Nitrifikationsteiche“), die in den Bergbaufolgeseen
eingerichtete werden können, sowie durchstömte und bewachsene Bodenfilter.
Die Anlagengröße muss auf die Volumenströme der Ausleitmengen aus den
Bergbaufolgeseen ausgelegt werden, was in der Regel einen großen Flächen-
bedarf erfordert. Sie sind für kontinuierlich durchflossene Systeme besser
geeignet als für Systeme mit stark schwankenden Durchflüssen, wie z. B. das
Speichersystem Lohsa II.

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(35) Zur anlagentechnischen Ammoniumelimination
bestehen zahlreiche physi-
kalisch-chemische und biotechnologische Verfahren. Sie wurden überwiegend
im Bereich der Trink- und Abwassertechnik entwickelt. Die physikalisch-
chemischen Verfahren verursachen deutlich höhere Kosten, als die biotechno-
logischen Verfahren. Sie kommen daher nur für spezielle Zwecke in Frage. Für
biotechnologische Verfahren auf der Basis der bakteriellen Nitrifikation ist eine
Einlaufphase erforderlich. Bei stärkeren Schwankungen der Ammonium-
konzentration und der Wassertemperatur kann es zu Störungen der Nitrifikation
kommen. Unter entsprechenden Rahmenbedingungen ist die Nitrifikation in
Nassfiltern für Punktquellen geeignet.
(36) Das Grundwasser
im Absenkungstrichter der ehemaligen Tagebaue Scheibe,
Lohsa II und Burghammer in der Sprrewitzer Rinne ist großräumig mit
Ammonium belastetet und stellt eine Quelle für die diffusen Belastungen der
Fließgewässer dar. Eine Sanierung des mächtigen pleistozänen Grundwasser-
leiters ist derzeit weder verfahrenstechnisch noch wirtschaftlich darstellbar.
(37) Weiterer Untersuchungs- und Handlungsbedarf
besteht aus Sicht der ökotoxi-
kologischen Datenbasis für chronische Wirkungen auf einheimische Organis-
men der Cyprinidenregion sowie der Entwicklungsstadien einheimischer
Muschelarten, die zum Teil unter Naturschutz stehen. Auch zusätzliche Öko-
systemuntersuchungen wären wünschenswert.

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1
Veranlassung und Aufgabenstellung
In Regionen mit aktivem Braunkohlenbergbau sowie in Bergbaufolgelandschaften
der Braunkohle ist der natürliche Gewässerhaushalt stark beeinträchtigt. Nachteilige
Auswirkungen sind großflächige und langfristige Veränderungen von Menge und Be-
schaffenheit sowohl der Sicker- und Grundwässer als auch der Fließ- und Stand-
gewässer. In diesen Gebieten ist eine Umsetzung der Ziele der Europäischen
Wasserrahmenrichtlinie
besonders
erschwert.
Von
solchen
Bergbaufolge-
erscheinungen sind sowohl sächsische als auch tschechische Braunkohlebergbau-
gebiete betroffen. Deshalb wurde im Rahmen der Umsetzung der aus der EG-
Wasserrahmenrichtlinie folgenden Vorgaben in der Flussgebietsgemeinschaft Elbe
eine Zusammenarbeit in einem grenzüberschreitenden Projekt Ziel 3 – VODAMIN
vereinbart.
Innerhalb des 1. Schwerpunktes „Grund- und Oberflächenwasserprobleme in Braun-
kohlerevieren Nordböhmens und der Lausitz“ soll eine Studie zu Ammonium in den
ostsächsischen Bergbaufolgeseen (vorhandene und zukünftige) und bergbaubeein-
flussten Fließgewässern erarbeitet werden. In dieser Studie sollen die Auswirkungen
des Ammoniums auf Lebensgemeinschaften beschrieben, Entwicklungstendenzen
der Ammoniumkonzentration für die ostsächsischen Oberflächengewässer heraus-
gestellt und Verfahren der Verminderung vorgestellt sowie in ihrer Anwendbarkeit
und Wirksamkeit bewertet werden.
Nach Abschluss der Flutung der Bergbaufolgeseen der Lausitz sollen die Seen
unterschiedlichen Nutzungen, z. B. als Speicher mit dem Ziel der kontrollierten
Abgabe von Wasser in die Vorflut, als Badegewässer oder als fischereiwirt-
schaftliches Gewässer, zugeführt werden. Voraussetzung dafür ist eine nachhaltige
Sanierung der Bergbaufolgelandschaft, was unter anderem auch die mengenmäßige
und qualitative Sanierung der vom Bergbau beeinflussten Wässer (Grund- und
Oberflächenwasserkörper) beinhaltet.
Die derzeitigen Ammoniumkonzentrationen in vielen Lausitzer Bergbaufolgeseen von
> 1,5 mg/L entsprechen weder den Zielen des AK Wasserbeschaffenheit der AG
Flussgebietsbewirtschaftung Spree/Schwarze Elster,
noch den verschiedenen
gesetzlichen Vorgaben. Sie stehen sowohl den avisierten Nutzungszielen, als auch
der Erreichung eines mit natürlichen Seen vergleichbaren Ökosystems entgegen.
Das Ammonium in den Oberflächengewässern der Bergbaufolgelandschaft stammt
vorwiegend aus anoxischem Grundwasser und wurde durch Mineralisierung
organischer Substanz angereichert. Ammonium bildet ein Dissoziationsgleichgewicht
mit Ammoniak. Ammoniak seinerseits ist ein starkes Fischgift. Das Gleichgewicht ist
vom pH-Wert und von der Wassertemperatur abhängig. Der Anteil des Ammoniaks
steigt mit zunehmendem pH-Wert und steigender Temperatur. Besonders dringlich
ist die Einhaltung von Grenzwerten für gelöstes Ammonium deshalb dort, wo
ammoniumreiches Wasser aus Bergbaufolgeseen und Grubenwasserreinigungs-
anlagen in die Vorflut ausgeleitet wird und in der Vorflut ein basischer pH-Wert
gegeben ist.

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Der bisherige Wissensstand zu den Wirkungen hoher Ammoniumkonzentrationen auf
Biozönosen ist eher gering. Mit einer Studie sollen die Wissensdefizite behoben
werden und Verfahren aufgezeigt werden, die geeignet sind, eine nachhaltige
Verringerung der Ammoniumkonzentration der Bergbaufolgeseen und ihrer Vorfluter
zu erreichen, wobei auch eine Einzelbetrachtung eines jeden Bergbaufolgesees und
der betroffenen Fließgewässer-Wasserkörper durchgeführt werden soll.
Das Sächsische Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie hat das Projekt
„Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen“ mit Werk-
vertrag Az. 46-4331/142/4 vom 13.10.2011/18.10.2011 an das Institut für Wasser
und Boden Dr. Uhlmann (Dresden) und an die IDUS Biologisch Analytisches Umwelt-
labor GmbH (Ottendorf-Okrilla) vergeben.
Untersucht werden sollen alle Standgewässer (Bergbaufolgeseen) mit einer Fläche
von > 20 ha und alle nach der EG-WRRL relevanten Fließgewässer-Wasserkörper
im
sächsischen Teil des Lausitzer Braunkohlereviers
. Besonderes Augenmerk
liegt dabei auf den Bergbaufolgeseen, von denen eine Ausleitung in die Vorflut
bereits erfolgt bzw. künftig erfolgen wird sowie den entsprechenden Vorflutern.
Die Untersuchungen sind konform und unter Beachtung wichtiger Gesetzgebungen,
Richtlinien und fachlicher Empfehlungen durchzuführen.
Zur Erstellung der Studie sollten vorhandene Erfahrungen, Studien, Recherchen und
Daten wesentlicher Akteure der Region genutzt werden. Die Bearbeitung der Studie
sollte nach Datenlage erfolgen. Die Durchführung von Messprogrammen war nicht
vorgesehen. Außerdem waren eine nationale und internationale Kenntnisstands-
analyse durchzuführen.

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2
Spezifische Problemstellungen der Bergbauregion
Lausitz
2.1
Folgen des Braunkohlenbergbaus für den Wasserhaushalt
und die Beschaffenheit von Grund- und Oberflächenwasser
in der Lausitz
Der Braunkohlebergbau ist mit starken Eingriffen in den Wasserhaushalt der
betroffenen Flusseinzugsgebiete verbunden. Damit die Braunkohle im Tagebau-
betrieb gefahrlos gewonnen werden kann, wird das abbauwürdige Kohlefeld während
des aktiven Braunkohlebergbaus gesümpft (entwässert). Die Sümpfung erfolgt im
Lausitzer Braunkohlenrevier in den letzten Jahrzehnten fast ausschließlich mit
Vertikalfilterbrunnen. In den 1960er und 1970er Jahren waren auch Schacht- und
Streckenentwässerungen im Gebrauch. Teile davon sind derzeit im Tagebau
Nochten noch im Betrieb. Darüber hinaus ist in den Braunkohlentagebauen auch die
Sammlung und Ableitung von Oberflächenwasser erforderlich, das sich bei Stark-
niederschlägen insbesondere in der Grubenarbeitsebene sammelt.
Die Grundwasserleiter über dem 2. Lausitzer Flözhorizont werden im Vorlauf der
Kohleförderung vollständig entwässert und damit belüftet. Die liegenden Grund-
wasserleiter unter dem 2. LFH müssen nach Maßgabe der hydraulischen und geo-
technischen Bedingungen zumindest druckentspannt werden. Das heißt, der Grund-
wasserspiegel wird auf eine gefahrlose Höhe bis unter den 2. LFH abgesenkt. Dabei
erfolgt meist keine Belüftung des gesümpften Grundwasserleiters.
Wichtige Entwässerungsstrukturen eines Tagebaus sind Randriegel an der äußeren
Kontur des Tagebaufeldes zum Abfangen des Grundwasserzustroms aus dem Um-
feld, Vorfeldriegel im Vorlauf der Deckgebirgs- und Kohleförderung sowie Kippen-
riegel zum Niedrighalten des Grundwasserspiegels im Hinterland der Kohle-
förderung. Darüber hinaus können in Abhängigkeit von den spezifischen hydrogeo-
logischen Gegebenheiten im Tagebau weitere Sonderformen der Entwässerung
notwendig werden. In länger offen stehenden Randschläuchen wird die Kippenbasis
häufig mit Horizontaldränagen entwässert. Tektonisch gestörte Strukturen mit geo-
logischen „Wassertaschen“ müssen durch lokale Brunnenriegel auf den Arbeits-
ebenen im Tagebau entwässert werden.
Die Absenkungstiefen der Brunnen richten sich nach der Lage des Braunkohleflözes.
Während in den älteren Tagebauen Spreetal, Bluno, Skado und Koschen unter ver-
gleichsweise günstigen lagerstättengeologischen Bedingungen maximale Absen-
kungen von 40 bis 50 Meter erforderlich waren, müssen unter ungünstigen lager-
stättengeologischen Bedingungen, z. B. im Bereich der Trebendorfer Hochfläche im
Tagebau Nochten, eine Grundwasserabsenkung bis 100 Meter und mehr erzielt
werden.
Die Sümpfung eines Braunkohlentagebaus ist ein dynamischer Prozess. Die
Sümpfung beginnt in der Regel viele Jahre vor dem Aufschluss des Tagebaus. Im
Verlauf des Tagebaubetriebes verlagern sich die Brunnenriegel mit der Wanderung
der räumlichen Kontur des Tagebaus. Während des Tagebaubetriebes verändern
sich außerdem die Fördermengen aus den Rand- und Vorfeldriegeln im Verhältnis zu

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den Sümpfungswassermengen aus den Kippen. Während in den ersten Jahren der
Kohleförderung in einem Tagebau praktisch kein Kippenwasser anfällt, nimmt sein
Anteil mit den „Alter“ des Tagebaus und mit dem „Wachstum“ der Kippenflächen zu.
Die Rand- und Vorfeldriegel eines Tagebaus fördern ein weitgehend unbeeinflusstes
Grundwasser. Im Umfeld des Tagebaus wird dadurch ein Absenkungstrichter
erzeugt, der je nach den hydrogeologischen Verhältnissen bis 20 und mehr Kilometer
weit reichen kann. Eine weit reichende Grundwasserabsenkung erfolgt meist in
pleistozänen Rinnen mit hoher hydraulischer Durchlässigkeit. Das betrifft z. B. die
Nochten-Pecherner Rinne im Südosten des Tagebaus Nochten, wo der Absenkungs-
trichter bis zur Wasserscheide zwischen den Flussgebieten des Weißen Schöps und
der Neiße reicht. Da zahlreiche Tagebaue des sächsischen Lausitzer Braunkohlen-
reviers im Bereich des Lausitzer Urstromtales liegen, waren die betroffenen pleisto-
zänen Grundwasserleiter großflächig abgesenkt. In anderen Bereichen wird die Aus-
breitung des Grundwasserabsenkungstrichters durch die geologischen Verhältnisse
begrenzt. So beschränkt z. B. der Muskauer Faltenbogen den Absenkungstrichter
des Tagebaus Nochten nach Nordosten. Hinter der äußeren Randstörung des
Muskauer Faltenbogens sind Absenkwirkungen durch die Sümpfung des Tagebaus
Nochten nicht nachweisbar.
Zur Eindämmung der Außenwirkungen eines Tagebaus auf den Wasserhaushalt
werden seit den 1970er Jahren Dichtwände gebaut. Die erste Dichtwand im
Lausitzer Braunkohlenrevier wurde an der Ostmarkscheide des Tagebaus Jänsch-
walde (Brandenburg) errichtet, um eine Ausbreitung des Absenkungstrichters unter
die Neiße bis auf polnisches Territorium zu verhindern. Die Dichtwandtechnologie
wurde in den folgenden Jahrzehnten ständig verbessert. Von der Vattenfall Europe
Mining AG wurden in den letzten Jahren insbesondere die technisch erreichbare
Gründungstiefe der Dichtwände vergrößert sowie die Leistung und Anlagenkapazität
der Dichtwandtechnologie quantitativ erweitert. Dichtwände kamen im Tagebau
Nochten bislang noch nicht zur Anwendung. Der jüngere Tagebau Reichwalde wird
an der Ostmarkscheide derzeit von einer Dichtwand umschlossen. Eine weitere
Dichtwand wird von der Vattenfall Europe Mining AG derzeit an der Südmarkscheide
des Tagebaus Welzow-Süd im Randbereich der Bluno-Bahnsdorfer Rinne über-
wiegend auf brandenburgischem Gebiet gebaut, um Auswirkungen der Sümpfung
des Kohlefeldes Proschim auf die Bergbaufolgeseen der erweiterten Restlochkette
zu vermeiden.
Aus den Kippenriegeln und -dränagen wird ein hydrochemisch verändertes Grund-
wasser, das so genannte Kippenwasser, gefördert. Das Kippenwasser bildet sich
durch die Infiltration von Niederschlägen, durch den seitlichen Zustrom von Grund-
wasser aus gewachsenen Grundwasserleitern zum Tagebau nach der örtlichen
Außerbetriebnahme von Randriegelbrunnen sowie durch den Grundwasseraufstieg
aus dem Liegenden. In den Abraumkippen der Braunkohlentagebaue wird noch
während des Tagebaubetriebs ein begrenzter Grundwasserwiederanstieg zuge-
lassen, um die Auswirkungen auf die Umgebung der Tagebaue zu minimieren und
teilweise zu kompensieren. Begrenzt wird der Grundwasserwiederanstieg in den
Kippen durch die Anforderung des Tagebaubetriebs an die geotechnische Sicherheit
der Kippenböschungen.

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Die Beschaffenheit des Kippenwassers wird durch die Pyritverwitterung und ihre
geochemischen Begleitreaktionen beeinflusst. Ursache für diese Prozesse ist die
Belüftung der Deckgebirgssedimente während der Vorfeldentwässerung des Deck-
gebirges, seiner Baggerung, Verkippung und anschließenden unabgedeckten Liege-
zeit. Die ansonsten unter Luftabschluss lagernden tertiären Deckgebirgsschichten
enthalten natürlicherweise Pyrit und Markasit, die bei Luftkontakt verwittern. Dem
Thema Kippenwasserbeschaffenheit ist ein gesondertes Projekt des Sächsischen
Landesamtes für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie gewidmet. Dort finden sich
vertiefende Darstellungen zur hydrochemischen Genese des Kippenwassers.
Typisch für Kippenwasser sind deutlich erhöhte Sulfat- und Eisenkonzentrationen
sowie verringerte pH-Werte im Vergleich zum natürlichen Grundwasser der über-
baggerten Grundwasserleiter. Infolge der geochemischen Reaktionen in den Kippen
sind außerdem die Calcium-, Magnesium-, Mangan-, Ammonium- und die Kohlen-
säurekonzentration erhöht. Im Kippenwasser herrscht überwiegend ein anaerobes
Milieu, so dass der pH-Wert des Kippenwassers meist über pH > 5 liegt. Wird das
Kippenwasser örtlich belüftet, kann der pH-Wert auch unter pH < 5 sinken. Im sauren
Zustand treten im Kippenwasser zusätzlich hohe Aluminiumkonzentrationen sowie
erhöhte Konzentrationen vor allem von Zink, Nickel und Kobalt sowie gelegentlich
Arsen auf. Diese Schwermetalle und Metalloide sind mit dem Pyrit geochemisch
assoziiert. Andere Schwermetalle und Metalloide werden im Kippenwasser in der
Regel nicht gefunden.
Das Sümpfungswasser der Braunkohlentagebaue wird nach Maßgabe seiner
Beschaffenheit in Grubenwasserbehandlungsanlagen behandelt und überwiegend in
die örtliche Vorflut eingeleitet. Günstig beschaffenes Sümpfungswasser, z. B. aus
dem Vorfeld des Tagebaus Nochten, wird in der GWRA Schwarze Pumpe zu Trink-
wasser und zu Brauchwasser für die örtliche Industrie aufbereitet. Auf sächsischem
Gebiet sind derzeit nur noch Grubenwasserbehandlungsanlagen der Vattenfall
Europe Mining AG in Betrieb:
Die GWBA Kringelsdorf: hier wird derzeit im Wesentlichen das
Sümpfungswasser des Tagebaus Reichwalde behandelt
Die GWBA Tzschelln: hier wird ausschließlich das Kippenwasser des Tagebaus
Nochten behandelt
Des Weiteren ist für den sächsischen Lausitzer Braunkohlenbergbau von Bedeutung:
Die GWBA Schwarze Pumpe: hier wird Sümpfungswasser aus den Vorfeld- und
Randriegeln des Tagebaus Nochten sowie Sümpfungswasser aus dem
Tagebau Welzow-Süd behandelt.
Die Einleitung des Sümpfungswassers in die örtliche Vorflut führt während des Tage-
baubetriebes zu einer Vergleichmäßigung und Stabilisierung der Wasserführung.
Unter Niedrigwasserbedingungen beträgt der Anteil des eingeleiteten und behan-
delten Sümpfungswassers häufig mehr als die Hälfte der natürlichen Wasserführung
der entsprechenden Fließgewässer, die ihrerseits häufig schon durch Abgaben aus
den Talsperren Bautzen und Quitzdorf gestützt werden.

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Entsprechend der anteiligen Wassermengen hat das behandelte Sümpfungswasser
aus den Grubenwasserbehandlungsanlagen natürlich maßgeblichen Einfluss auf die
Wasserbeschaffenheit der Fließgewässer. Die wasserrechtlichen Erlaubnisse zur
Sümpfung der Tagebaue und zur Einleitung des behandelten Sümpfungswassers in
die Fließgewässer sehen bislang Vorgaben für den pH-Wert, für die abfiltrierbaren
Stoffe, für die Eisen-gesamt- und die Eisen-gelöst-Konzentration vor (vgl.
Abschn. 2.3).
Für weitere Wasserinhaltsstoffe bestand bislang kein Regulierungs-
bedarf.
In der Folge der energiepolitischen Wende im Osten Deutschlands wurde die Braun-
kohleförderung Anfang der 1990er Jahre deutlich verringert. Zahlreiche Tagebaue
wurden außer Betrieb genommen. Mit den Sanierungsarbeiten in den stillgelegten
Tagebauen, die seit 1994 in der Verantwortung der LMBV Lausitzer und Mittel-
deutschen Bergbau-Verwaltungsgesellschaft mbH liegen, wurde eine
erste wasser-
wirtschaftliche Zäsur
eingeleitet. Mit dem Fortschritt der geotechnischen Sanierung
wurden die Wasserhaltungen der Tagebaue schrittweise eingestellt. Mit dem Beginn
der Fremdflutung der Tagebauhohlformen wandelte sich der Sanierungsbergbau
zunehmend von einem ehemaligen „Wasserproduzenten“ zu einem „Wasser-
verbraucher“. In der Folge wurde zunehmend weniger Sümpfungswasser in die
öffentliche Vorflut eingeleitet. Die begrenzten Wasserressourcen erforderten eine
spezielle Flutungssteuerung, die mit der Flutungszentrale Lausitz der LMBV
organisatorisch umgesetzt wurde.
Mit dem zunehmenden Flutungsfortschritt erfolgte in den Sanierungsgebieten eine
zweite wasserwirtschaftliche Zäsur
. Parallel mit der Fremdflutung der Tagebau-
hohlformen wurde auch der Grundwasserwiederanstieg forciert. In den Grund-
wasserleitern stellten sich sukzessive natürliche nachbergbauliche Grundwasser-
stände ein. Die Wasserstände in den Grundwasserleitern fanden Anschluss an die
Wasserspiegel der Oberflächengewässer. Die vormals dominant infiltrierenden Ver-
hältnisse zwischen den Fließgewässern und Grundwasserleitern wandelten sich in
überwiegend exfiltrierende Verhältnisse. Die Grundwasserleiter müssen fortan die
Grundwasserneubildung aus den Einzugsgebieten abführen. Die Bergbaufolgeseen
erfahren beim Erreichen des geplanten Füllstandes anstelle der Versickerungs-
verluste Zustrom aus dem Grundwasser. Es wurde notwendig, das überschüssige
Wasser aus den Bergbaufolgeseen in die Vorflut abzuleiten.
Mit der Nutzung eines Teils der Bergbaufolgeseen als wasserwirtschaftliche Speicher
stehen damit erweiterte Optionen für die künftige Wasserbewirtschaftung in den
Einzugsgebieten des Schöpses, der Spree und der Schwarzen Elster zur Verfügung,
die vor allem der Niedrigwasseraufhöhung und dem Hochwasserrückhalt dienen
sollen. Die Wassermangelsituation der Flutungsphase weicht annähernd natürlichen
Dargebotsverhältnissen. Die luxuriöse Überschusssituation des Wasserdargebots in
den Fließgewässern aus der Hochzeit des Braunkohlenbergbaus wird nicht wieder
eintreten.

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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH (Ottendorf-Okrilla)
Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 22
2.2
Auswirkungen der Bergbaufolgeseen auf die Vorflut
Im fortgeschrittenen Zustand des Sanierungsbergbaus sind die Fließgewässer
wassergütewirtschaftlich vor allem mit den notwendigen Ausleitungen aus den Berg-
baufolgeseen und mit diffusen Grundwasserzuflüssen konfrontiert. Beide Wasser-
ströme weisen unterschiedliche Belastungsmuster auf. Zahlreiche Bergbaufolgeseen
werden entsprechend ihrer hydrogeologischen Konstellation langfristig vom Kippen-
wasser beeinflusst. Zu den Belastungen der Bergbaufolgeseen gehört damit auch
Ammonium. Zur Gewährleistung der notwendigen Ausleitkriterien (vgl. Abschn. 2.3)
müssen die Bergbaufolgeseen mit einer entsprechenden Menge Frischwasser aus
den örtlichen Fließgewässern versorgt oder chemisch behandelt werden.
Die chemische Wasserbehandlung der Bergbaufolgeseen erfasst den Säure-Basen-
Zustand und die Metallkonzentrationen. Der pH-Wert der sauren Bergbaufolgeseen
wird auf pH > 6,5 angehoben. Die Metalle Eisen und Aluminium werden in den
Bergbaufolgeseen ausgefällt. Die chemische Wasserbehandlung der Bergbaufolge-
seen hat keine Wirkung auf die in der Regel erhöhte Sulfatkonzentration und
zunächst auch keine direkte Wirkung auf die Ammoniumkonzentration.
2.3
Einleitbedingungen für Bergbaufolgeseen und
Sümpfungswasser in die Vorflut
Das Land Brandenburg und der Freistaat Sachsen haben zur Lösung länderüber-
greifender wasserwirtschaftlicher Probleme, die insbesondere aus dem Braunkohlen-
bergbau resultieren, eine AG Flussgebietsbewirtschaftung gegründet. Der AG Fluss-
gebietsbewirtschaftung ist ein AK Wasserbeschaffenheit nachgeordnet. Die AG bzw.
der AK haben einen festen Mitgliederbestand, der sich aus Vertretern der ent-
sprechenden Fachbehörden der beiden Länder, aus Vertretern von Universitäten und
Hochschulen sowie Vertretern der Bergbauunternehmen LMBV, Vattenfall Europe
Mining AG und Vattenfall Europe Generation AG zusammensetzt. Die AG und der
AK tagen turnusmäßig mehrmals im Jahr und laden zu spezifischen Fragen-
stellungen Vertreter des Landes Berlin sowie weitere Experten aus der Wissenschaft
und der Wirtschaft ein. Die AG bzw. der AK haben keine hoheitliche, sondern nur
eine beratende Funktion. In der Regel jedoch folgt der wasserwirtschaftliche Vollzug
auf Länder- und Landkreisebene den Empfehlungen der AG bzw. des AK.
Von der AG „Flussgebietsbewirtschaftung Spree - Schwarze Elster“ wurden unter
Einbeziehung eines umfangreichen Expertenwissens Grundsätze für die länderüber-
greifende Bewirtschaftung der Flussgebiete Spree, Schwarze Elster und Lausitzer
Neiße erarbeitet. Die Bewirtschaftungsgrundsätze werden regelmäßig aktualisiert.
Die letzte Aktualisierung der Grundsätze datiert vom 24.04.2009 (AG 2009).
Die Grundsätze für die Flussgebietsbewirtschaftung unterscheiden bei den wasser-
gütewirtschaftlichen Regelungen zwischen
Ausleitgrenzwerten
aus Bergbaufolge-
seen in die öffentlichen Fließgewässer (Tabelle 1)
und
Immissionszielen
für die
betroffenenen Fließgewässer (Tabelle 2).

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
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Für die Ausleitung aus dem Speichersystem Lohsa II über den Speicher Burg-
hammer in die Kleine Spree werden ein neutraler Zustand, niedrige Konzentrationen
für die fischtoxisch relevanten Zeigermetalle Eisen, Zink und Kupfer sowie eine
limitierte Ammoniumkonzentration gefordert. Diese Grenzwerte sind durch Maß-
nahmen im Bergbaufolgesee einzuhalten.
Die Sulfatkonzentration lässt sich in den Bergbaufolgeseen nach dem Stand der
Technik und unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten nicht abreichern. Deshalb
werden die Ausleitmengen aus dem Speicher Burghammer behördlicherseits so
limitiert, dass in der Spree in Spremberg-Wilhelmsthal ein Immissionsgrenzwert von
450 mg/L Sulfat in der 90-Perzentile dauerhaft unterschritten wird (Tabelle 2).
Diese
Grenzwerte sind durch eine abgestimmte Einzugsgebietsbewirtschaftung einzu-
halten, die alle Nutzungen oberhalb des betreffenden Immissionspegels im Fluss-
gebiet betreffen. Dabei werden Nutzungsrangfolgen beachtet.
Tabelle 1:
Ausleitgrenzwerte aus dem Speicher Burghammer in die Kleine Spree,
nach (AG 2009)
Kennwert
Maßeinheit
Zielwert
Bemerkung
pH-Wert
6,0 – 8,5
Fe-gesamt
mg/L
3
Fe-gelöst
mg/L
< 1
Ammonium-Stickstoff
mg/L
< 1,5
Zink
mg/L
< 1
Kupfer
mg/L
< 0,04
Tabelle 2:
Immissionsziele für die Spree in Spremberg-Wilhelmsthal,
nach (AG 2009)
Kennwert
Maßeinheit
Zielwert
Bemerkung
pH-Wert
6,0 – 8,5
Fe-gesamt
mg/L
3
Fe-gelöst
mg/L
< 1
Sulfat
mg/L
450
im 90-Perzentil
Ammonium-Stickstoff
mg/L
< 1
Zink
mg/L
< 1
Kupfer
mg/L
< 0,04
Die Einleitung von Sümpfungswasser aus den Braunkohlentagebauen in die Fließ-
gewässer wird im Rahmen der Betriebsplanverfahren durch das Berg- und Wasser-
recht geklärt. Für den Tagebau Nochten sind derzeit folgende Regelungen, die die
Fließgewässer im Untersuchungsgebiet betreffen, relevant (Tabelle 3).

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Tabelle 3:
Sümpfungswasserabgabe im Tagebau Nochten und wasserrechtliche
Grenzwerte (Quelle: Vattenfall Europe Mining AG)
Menge
lt. Wasser-
recht
Herkunft
Einleitung
Zweck der Einleitung
[m³/min]
geforderte
Wasserqualität
laut
Wasserrecht
GWRA Tzschelln
(Kippenriegel und
Kippendränagen)
Spree
Reinigung und Abschlag
des gesümpften
Kippenwassers aus
dem Tagebau Nochten
30…50
pH = 6,5-9,5
Fe-ges
3mg/L
Fe-gel
2mg/L
abf. Stoffe
20mg/L
Trebendorfer
Tiergarten
Wasserversorgung
des FFH-Gebietes
Trebendorfer Tiergarten
0…3
abf. Stoffe
25 mg/L
Fe-ges
5mg/L
Struga
Sicherung der
ökologischen Mindest-
wasserführung im
Oberlauf der Struga
0…10
abf. Stoffe
25 mg/L
Fe-ges
5mg/L
Randriegel
Weißwasser und
Trebendorf
Altes Schleifer
Teichgelände
Wasserversorgung
des FFH-Gebietes
Altes Schleifer
Teichgelände
0…3
abf. Stoffe
25 mg/L
Fe-ges
5mg/L
2.4
Auswirkungen des Grundwasserwiederanstiegs
Auch das Grundwasser in den gewachsenen Grundwasserleitern im ehemaligen
Absenkungstrichter der Tagebaue ist durch die Prozesse der Pyritverwitterung
chemisch verändert. Die pleistozänen Grundwasserleiter im Lausitzer Urstromtal
enthalten ebenfalls Pyrit und Markasit, jedoch in deutlich geringeren Mengen als das
tertiäre Deckgebirge. Die pleistozänen Grundwasserleiter sowie ihre interstadialen
und interglazialen Zwischenstauer sind aber praktisch karbonatfrei, so dass der
wesentliche geochemische Puffer fehlt. Das ansteigende Grundwasser in den
pleistozänen Grundwasserleitern zeigt vergleichbare hydrochemische Muster, wie
das Kippenwasser. Die Konzentrationen für Sulfat, Eisen und die anderen Begleit-
komponenten sind im Mittel jedoch niedriger als im Kippenwasser. Die Wirkungen
der diffusen Grundwasserzutritte zu den Fließgewässern sind an der Kleinen Spree
zwischen Burghammer und Spreewitz sowie an der Spree zwischen dem Wehr
Ruhlmühle und der Talsperre Spremberg anhand einer starken Eisenbelastung
zurzeit deutlich sichtbar. Zu den Belastungen der diffusen Grundwasserzutritte
gehört auch Ammonium.

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3
Rechtliche Grundlagen
3.1
EU-Recht und Richtlinien einzelner Staaten
Die Richtlinien der Europäischen Union EU (früher EWG) müssen in den Mitglieds-
staaten in nationales Recht umgesetzt werden und sind dann rechtsverbindlich.
Bereits vor dem Jahr 2000 wurde eine Reihe von Einzelrichtlinien zum Gewässer-
und Trinkwasserschutz verabschiedet, die in deutsches Recht übernommen wurden.
Davon enthalten lediglich drei Richtlinien konkrete Festlegungen zur Ammonium-
konzentration:
Richtlinie 75/440/EWG (EWG 1975) „Qualitätsanforderungen an Oberflächen-
gewässer für die Trinkwassergewinnung in den Mitgliedsstaaten“, aufgehoben
2007 durch 2000/60/EG (EG 2001)
Richtlinie 78/659/EWG „Qualität von Süßwasser, das schutz- oder ver-
besserungsbedürftig ist, um das Leben von Fischen zu erhalten“, neu gefasst
6.9.2006 in (EU 2006a), Aufhebung durch 2000/60/EG (EG 2001) Ende 2013
Richtlinie 98/83/EG (EU 1998) „Qualität von Wasser für den menschlichen
Gebrauch“
In der Richtlinie 91/271/EWG (EWG 1991a) „Behandlung von kommunalem Ab-
wasser“ wird Ammonium lediglich unter dem Parameter „Stickstoff, gesamt“ mit
erfasst. Für den Gesamtstickstoff sind hier Anforderungen in Abhängigkeit von der
Kläranlagengröße (als EW) festgelegt.
Die Richtlinie 91/676/EWG (EWG 1991b) „Schutz der Gewässer vor Verunreinigung
durch Nitrat aus landwirtschaftlichen Quellen“ ist ausschließlich auf Nitrat bezogen.
Die am 22.12.2000 in Kraft getretene EU-Wasserrahmenrichtlinie (EG 2001) fasst
alle bis dahin bestehenden Richtlinien zum Gewässerschutz zusammen und
erweitert diese mit dem Ziel der Gewährleistung mindestens eines guten ökolo-
gischen und chemischen Zustandes für das Oberflächen- und Grundwasser. In der
EU-WRRL (EG 2001) werden allerdings noch keine konkreten Umweltnormen
sondern lediglich die Zielstellung verbal definiert.
Einige der alten Richtlinien wurden mit Inkrafttreten der WRRL aufgehoben bzw.
deren Aufhebung ist geplant. Andere Gewässerschutzrichtlinien behalten jedoch
auch nach Verabschiedung der WRRL eigenständige Bedeutung und gelten z. T.
auch nur befristet weiter. In Fortschreibung der WRRL wurden in der Tochterrichtlinie
RL 2008/105/EG (EU 2008) „Umweltqualitätsnormen“ für 33 prioritäre Stoffe EU-
weite chemische Umweltqualitätsnormen festgesetzt. Ammonium wird nicht geregelt.
Richtlinie 76/464/EWG (EWG RL76/464 1976) „Verschmutzung infolge der Ableitung
bestimmter gefährlicher Stoffe in die Gewässer“ verpflichtet die Mitgliedsstaaten
lediglich dazu, im Rahmen von Gewässerschutzprogrammen Qualitätsziele und
Emissionsnormen für Ammoniak aufzustellen. Die Richtlinie 2006/118/EG (EU
2006c) zum „Schutz des Grundwassers vor Verschmutzung und Verschlechterung“
erwähnt Ammonium nur als Indikator „für den die Mitgliedstaaten die Festlegung von
Schwellenwerten gemäß Artikel 3 zu erwägen haben.“ In der „Badegewässer-

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richtlinie“ 76/160/EWG (EWG 1976) die Ende 2014 durch RL 2006/7/EG (EU 2006c)
ersetzt wird, sind keine Vorgaben für Ammonium enthalten. Es wird lediglich darauf
verwiesen, dass Ammonium bei einer Tendenz zur Eutrophierung untersucht werden
muss. In der neuen Badegewässerrichtlinie 2006/7/EG (EU 2006c) sind keine
Angaben zu Ammonium enthalten.
Darüber hinaus gibt es eine Reihe von Richtlinien aus EU- und Nicht-EU-Staaten
bzw. grenzübergreifende Regelungen in denen Grenz- bzw. Schwellenkonzen-
trationen für Ammonium und Ammoniak zum Schutz der aquatischen Biozönose
genannt werden. Die wichtigsten davon sind:
CCME: Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life –
Ammonia (CCME 2010)
US-EPA: Update Aquatic Life Ambient Water Quality Criteria for Ammonia -
Freshwater (US EPA 2009)
UKTAG: Proposals for Environmental Quality Standards for Annex VIII
Substances (UKTAG 2008)
Environment Agency UK & Scotland & Northern Ireland Forum for
Environmental Research Sniffer: Proposed EQS for Water Framework Directive
Annex VIII substances: ammonia (un-ionised) (EA UK 2007)
Commissie Integraal Waterbeheer CIW Nederland: Normen voor het
waterbeheer; Achtergronddocument NW4 CIW, mei (CIW 2000)
Australian and New Zealand Environment and Conservation Council and
Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand
Armcanz & Anzecc (Armcanz & Anzecc 2000)
Schweizerischer Bundesrat: Gewässerschutzverordnung 814.201 vom 28.
Oktober 1998, Stand am 1. August 2011 (GSchV Schweiz 1998)
Bundesamt für Umwelt Schweizer Eidgenossenschaft BAFU: Methoden zur
Untersuchung und Beurteilung der Fließgewässer - Chemisch-physikalische
Erhebungen, Nährstoffe (BAFU 2010)
Umweltbundesamt Österreich UBA: Gefährliche Stoffe in Oberflächen-
gewässern - Textband - Fachgrundlagen für österreichische Programme nach
Artikel 7 der Richtlinie 76/464/EWG; Umweltbundesamt Wien Juli 2002 (UBA
Österreich 2002)
de Koekkoek E.: Ökotoxikologische Ableitung PNEC-Werte für Ammoniak und
Nitrit österreichische Oberflächengewässer (De Koekkoek 2005)
Bundesminister für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft der
Republik Österreich: 96. Verordnung des Bundesministers für Land- und
Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft über die Festlegung des Ziel-
zustandes für Oberflächengewässer (Qualitätszielverordnung Chemie Ober-
flächengewässer – QZV Chemie OG); Bundesgesetzblatt für die Republik

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
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Österreich Jahrgang 2006 Teil II, ausgegeben am 2. März 2006 (QZV Chemie
OG 2006)
Internationale Kommission zum Schutz des Rheins IKSR: Ableitung von
Umweltqualitätsnormen für die Rhein-relevanten Stoffe - Juli 2009 - Bericht Nr.
164 (IKSR 2009).
Die Festlegungen zum Ammonium sind in der Tabelle 4
zusammengestellt. Der
Status „rechtsverbindlich“ in der Tabelle 4
ist in dem Sinne zu verstehen, dass der
genannte Wert entweder im Betrachtungsgebiet dieses Gutachtens für das ent-
sprechende Schutzgut bereits einzuhalten ist bzw. nach Umsetzung der ent-
sprechenden übergeordneten Richtlinie oder Verordnung in Recht auf Bundes- bzw.
Bundeslandebene eingehalten werden muss. „Informativ“ bedeutet, dass der
genannte Wert im Betrachtungsgebiet (Sachsen) nur informativen Charakter hat.
Tabelle 4:
Literaturangaben zu Grenzkonzentrationen von Ammonium/Ammoniak im
Süßwasser in der EU und Nicht-EU-Staaten
Internationale Richtlinien (EU und EU-Ausland)
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen-/Grenzwert [mg/l]
RL 75/440/EWG
Richtlinie Gewinnung Trinkwasser
aus Oberflächenwasser (1975)
Informativ
(außer Kraft
seit 2007)
Mensch:
Trinkwasser
Leitwerte Ammonium gesamt
(NH
3
+ NH
4
) nach Kategorien
A1-A3 der Aufbereitungs-
verfahren 90%-Perzentil:
A1:
0,05
A2:
1,0
A3:
2,0
RL 98/83/EG
EU-Trinkwasserrichtlinie (1998)
rechts-
verbindlich
Mensch:
Trinkwasser
0,5
(NH
4
)
RL 2000/60/EG
EU-WRRL (2000)
rechts-
verbindlich
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Verweis auf nationale
Festlegung
RL 2008/105/EG
EU-Richtlinie Umweltqualitäts-
normen Wasserpolitik(2008)
rechts-
verbindlich
Gewässer-
biozönose,
Wasser
keine Angaben zu Ammonium
Grundwasserrichtlinie WRRL
(2006 b)
rechts-
verbindlich
Wasser
Verweis auf nationale
Festlegung
EU-Badegewässerrichtlinie
(2006 c)
rechts-
verbindlich
Mensch
keine Angaben zu Ammonium
RL 2006/44/EG
EU-Fischgewässerverordnung
(2006 a)
rechts-
verbindlich
bis 2013
Fische
95%-Perzentil:
Salmonidengewässer (NH
3
)
Richtwert
0,005
Imperativer Wert
0,025
Cyprinidengewässer (NH
3
)
Richtwert
0,005
Imperativer Wert
0,025
Salmonidengewässer (NH
4
)
Richtwert
0,04

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Internationale Richtlinien (EU und EU-Ausland)
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen-/Grenzwert [mg/l]
Imperativer Wert
1
Cyprinidengewässer (NH
4
)
Richtwert
0,2
Imperativer Wert
1
Gewässerschutzverordnung
Schweiz (1998)
Stand: 01.08.2011
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Wassertemperatur <10°C
0,4
(NH
3
-N + NH
4
-N)
Wassertemperatur >10°C
0,2
(NH
3
-N + NH
4
-N)
Bundesamt für Umwelt
Schweiz BAFU (2010)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
guter chem. Zustand:
Wassertemperatur <10°C
0,4
(NH
3
-N + NH
4
-N)
Wassertemperatur >10°C oder
pH >9
0,2
(NH
3
-N + NH
4
-N)
Canadian Water Quality
Guidelines for the Protection
of Aquatic Life – Ammonia (2010)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
0,02
(NH
3
)
IKSR (2009)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
UQN-Rhein –JD
(Jahresdurchschnitt) Leitwert
0,0041
NH
3
-N
UQN-Rhein –ZHK (Zul.
Höchstkonz.) Leitwert
0,0082
NH
3
-N
US-EPA (2009): Ammonia
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
in (NH
3
-N + NH
4
-N); Stunden
bzw. 30 Tages-Mittelwert, der
im Durchschnitt nicht mehr als
einmal in drei Jahren
überschritten werden darf
CMC( akut)
2,9
oder
5,0
bei pH 8 und 25°C in
Abhängigkeit vom Vorkommen
bzw. Fehlen von
Süßwassermuscheln
CCC (chronisch)
0,26
oder
1,8
wie oben
Formeln in Abhängigkeit von
Temperatur und pH-Wert und
Vorkommen von
Süßwassermuscheln und
Fischbrut
UKTAG (2008)
informativ
Gewässer-
biozönose
„guter Zustand“ Bergland und
geringe Alkalinität (NH
3
+ NH
4
)
90% Perzentil
0,3
„guter Zustand“ Flachland und

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Internationale Richtlinien (EU und EU-Ausland)
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen-/Grenzwert [mg/l]
hohe Alkalinität (NH
3
+ NH
4
)
90% Perzentil
0,6
Environment Agency UK
(2007)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
akute PNEC
0,0011
NH
3
chronische PNEC
0,0068
NH
3
Österreich Qualitätszielverordnung
Chemie Oberflächengewässer
QZV Chemie OG (2006)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Formel in Abhängigkeit von
Temperatur und pH-Wert
de Koekkoek E. (2005):
Ökotoxikologische Ableitung
PNEC-Werte für Ammoniak
und Nitrit österreichische
Oberflächengewässer
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
PNEC in NH
3
Berglandgewässer:
0,024
Flachlandgewässer:
0,036
UBA Österreich (2002)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
UQN-Vorschlag in NH
3
0,02
Niederlande CIW (2000)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Zielvorgabe Ammonium-N:
0,02
Armcanz & Anzecc (2000)
informativ
Gewässer-
biozönose
in (NH
3
-N + NH
4
-N) bei pH
8:
0,9
in NH
3
-N bei 20°C:
0,035
3.2
Nationale Richtlinien, Gesetze und Verordnungen
Die Umsetzung der Regelungen der EU bezüglich des Gewässerschutzes in
Bundesrecht erfolgt im Wasserhaushaltsgesetz von 2009 (WHG 2009a) und den
darauf basierenden Verordnungen, v. a. Oberflächengewässerverordnung (OgewV
2011), Abwasserverordnung (AbwV 2009b), Trinkwasserverordnung (TrwV 2011)
und Grundwasserverordnung (GrwV 2010).
Darüber hinaus finden sich Schwellenwerte (informativ) zu Ammonium insbesondere
in verschiedenen Empfehlungen der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser LAWA, in
Richtlinien der ehemaligen DDR und in der Studie von (Hamm et al. 1991). Die AG
„Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Elster“ (SMUL 2009) hat Ausleitungs-
empfehlungen für Ammonium aus Speichern und Bergbaufolgeseen sowie unter-
schiedliche Immissionsziele für Messstellen an den Gewässern Spree, Schwarze
Elster und Lausitzer Neiße ausgearbeitet. Die enthaltenen Festlegungen zum
Ammonium sind in der Tabelle 5
zusammengestellt.

image
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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Seite 30
Tabelle 5:
Literaturangaben zu Grenzkonzentrationen von Ammonium/Ammoniak im
Süßwasser in der Bundesrepublik Deutschland (Bundesebene)
Nationale Richtlinien
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen- bzw.
Grenzwert
in [mg/L]
Wasserhaushaltsgesetz Bund WHG
(2009) zuletzt geändert 22.12.2011
rechts-
verbindlich
Wasser
Verschlechterungsverbot
Erreichung/Erhaltung guter
ökologischer Zustand bzw.
Potenzial
Oberflächengewässerverordnung
OGewV (2011)
rechts-
verbindlich
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Mittelwerte
Hintergrundwert (sehr guter
ökologischer Zustand) nach
Fließgewässertypen
0,02 – 0,04
NH
4
-N
Trinkwasserverordnung TrinkwV
(Neufassung 2011)
rechts-
verbindlich
Mensch
0,5
(NH
4
)
Grundwasserverordnung Bund GrwV
(2010)
rechts-
verbindlich
Wasser
0,5
(NH
4
)
Abwasserverordnung AbwV (1997)
zuletzt geändert 31.07.2009
rechts-
verbindlich
Gewässer-
biozönose,
Wasser
abhängig von Art des
Abwassers
z.B. Mindestanforderung für
Einleitung kommunales
Abwasser
10
(NH
4
-N) im
Ablauf der Kläranlage
LAWA RAKON Teil B Arbeitspapier II
(2007)
informativ
Fließgewässer
Mittelwerte
Hintergrundwert (sehr guter
ökologischer Zustand) nach
Fließgewässertypen
0,02 – 0,04
NH
4
-N
Orientierungswert (guter
Zustand) nach Fließ-
gewässertypen
0,1 – 0,3
NH
4
-N
LAWA Anforderungen
Wasserqualität Tagebauseen (2001)
informativ
Wasser
Bezug LAWA (1998)
0,3
(NH
4
-N) 90-Perzentil
LAWA Chemische
Gewässergüteklassifikation
Fließgewässer (1998)
informativ
Wasser
nach Güteklassen,
z.B. GK II:
0,3
(NH
4
-N) 90-Perzentil
Hamm et al. (1991)
informativ
Gewässer-
biozönose,
Wasser
Qualitätsziele
als NH
3
:
0,025
als NH
4
in
Salmonidengewässern:
0,2
Cyprinidengewässern:
0,4

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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH (Ottendorf-Okrilla)
Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 31
Nationale Richtlinien
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen- bzw.
Grenzwert
in [mg/L]
TGL 22764 (1982)
informativ
Wasser
(Fließgewässer)
nach
Beschaffenheitsklassen
z.B. BK 2
2
(NH
4
)
TGL 27885/01 (1982)
informativ
Wasser
(Standgewässer)
nach Beschaffenheits-
klassen, z.B. BK 2
(NH
4
im Epilimnion)
nicht nachweisbar
Grundsätze für die länderüber-
greifende Bewirtschaftung der
Flussgebiete Spree, Schwarze Elster
und Lausitzer Neiße“ (AG „Fluss-
gebietsbewirtschaftung Spree-
Schwarze Elster“)
informativ
Wasser
(Standgewässer)
Ausleitwerte aus
Bergbaufolgeseen
NH
4
-N
< 1 - <1,5
Immissionsziele im
Gewässer
NH
4
-N
< 0,3 - < 1
3.3
Richtlinien Bundesländer und untergeordnete
Verwaltungsebenen
Die Rahmengesetzgebung des Bundes wird in den Bundesländern durch die
jeweiligen Landeswassergesetze umgesetzt. Im Freistaat Sachsen ist dies das
Sächsische Wassergesetz (SächsWG 2010). Auf dieser Grundlage wird für
Gewässerbenutzungen von den jeweiligen Wasserbehörden eine entsprechende
„Wasserrechtliche Erlaubnis“ erteilt in denen Überwachungswerte für Ammonium
festgeschrieben werden können. Bis zum Inkrafttreten der Oberflächengewässer-
verordnung des Bundes galt noch die Sächsische Wasserrahmenrichtlinien-
verordnung (SächsWRRLVO 2004). Darüber hinaus wurde die Fischgewässer-
verordnung der EU in der Sächsischen Fischgewässerverordnung (SächsFischgewV
1997) umgesetzt. Hier finden sich auch Grenz- und Leitwerte für Ammonium und
freies Ammoniak entsprechend der EU-Richtlinie. Gütekriterien für Ammonium in
anderen Bundesländern sind beispielsweise in der AGA Nordrhein-Westfalen
(MfURL NRW 1991) sowie der Verwaltungsvorschrift Orientierungswerte Altlasten
(Baden-Württemberg 1998). Die Festlegungen zum Ammonium sind in der Tabelle 6
zusammengestellt.

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Abschlussbericht (August 2012)
Seite 32
Tabelle 6:
Literaturangaben zu Grenzkonzentrationen von Ammonium/Ammoniak im
Süßwasser von Bundesländern und untergeordneten Verwaltungsebenen
Richtlinien Bundesländer
Quelle (Autor)
Status
Schutzgut
Schwellen- bzw.
Grenzwert in [mg/L]
Sächs. Wassergesetz (2010)
rechtsbereinigt Stand 19.10.2010
rechts-
verbindlich
Wasser
Erreichung/Erhaltung guter
ökologischer Zustand bzw.
Potenzial
SächsWRRLVO (2004)
informativ
(außer
Kraft seit
2011)
Wasser
keine Angaben zu
Ammonium
SächsFischgewV (1997)
rechts-
verbindlich
bis 2013
Fische
siehe RL 2006/44/EG
Wasserrechtliche Erlaubnis
(Einleitung von Abwasser)
rechts-
verbindlich
Wasser
Einleitwerte auf Basis
Einzelentscheidung nach
Anlagengröße und
Verhältnissen am Vorfluter
Allgemeine Güteanforderungen für
Fließgewässer (AGA) NRW (1991)
informativ
Wasser
für GK II:
1
(NH
4
-N)
Verwaltungsvorschrift
Orientierungswerte Altlasten Baden-
Württemberg (1998)
informativ
Grundwasser
als (NH
4
)
Hintergrundwert H-W
0,1
Prüfwert P-W
0,5

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Abschlussbericht (August 2012)
Seite 33
4
Mengenpotentiale von Ammonium
4.1
Einleiter
Die maßgebenden Punkteinleiter in die Fließgewässer des Untersuchungsgebietes
sind die Grubenwasserbehandlungsanlagen Kringelsdorf und Tzschelln der Vattenfall
Europe Mining AG, der Regenwassersammler und das Erdbecken der Vattenfall
Europe Generation AG im Kraftwerk Boxberg sowie die Zentrale Kläranlage Hoyers-
werda der Versorgungsbetriebe Hoyerswerda GmbH. Die Mengenangaben zu den
Einleitungen stammen überwiegend von den Betreibern. Die Angaben zur
Ammoniumkonzentration der Einleiter wurden von der Überwachungsbehörde zur
Verfügung gestellt bzw. mit Genehmigung der Auftraggeber aus tangierenden Unter-
suchungen entnommen. Die verfügbaren Daten sind in Bild 1
und Bild 2
sowie in der
Tabelle 7
dargestellt.
Tagebau Reichwalde - GWBA Kringelsdorf (VEM)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 2009
Apr 2009
Jul 2009
Okt 2009
Jan 2010
Apr 2010
Jul 2010
Okt 2010
Jan 2011
Apr 2011
Jul 2011
Okt 2011
Jan 2012
Ammonium-N [mg/L]
0
50.000
100.000
150.000
200.000
250.000
300.000
350.000
400.000
Mittlere monatliche
Einleitmenge [m³/d]
NH4-N (behördliche Überwachung)
NH4-N (Stichtagsmessungen)
Einleitung
Tagebau Nochten - GWBA Tzschelln (VEM)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 2009
Apr 2009
Jul 2009
Okt 2009
Jan 2010
Apr 2010
Jul 2010
Okt 2010
Jan 2011
Apr 2011
Jul 2011
Okt 2011
Jan 2012
Ammonium-N [mg/L]
0
50.000
100.000
150.000
200.000
250.000
300.000
350.000
400.000
Mittlere monatliche
Einleitmenge [m³/d]
NH4-N (behördliche Überwachung)
NH4-N (Stichtagsmessungen)
Einleitung
Bild 1:
Messwerte zu Ammonium-N und monatliche Einleitmengen der Gruben-
wasserbehandlungsanlagen der Vattenfall Europe Mining AG (Daten: VEM)

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Kraftwerk Boxberg - Regenwassersammler (VEG)
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
Jan 2009
Apr 2009
Jul 2009
Okt 2009
Jan 2010
Apr 2010
Jul 2010
Okt 2010
Jan 2011
Apr 2011
Jul 2011
Okt 2011
Jan 2012
Ammonium-N [mg/L]
0
2.000
4.000
6.000
8.000
10.000
12.000
14.000
16.000
18.000
20.000
Mittlere monatliche
Einleitmenge [m³/d]
Einleitung
NH4-N
Kraftwerk Boxberg - Erdbecken (VEG)
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
Jan 09
Apr 09
Jul 09
Okt 09
Jan 10
Apr 10
Jul 10
Okt 10
Jan 11
Apr 11
Jul 11
Okt 11
Jan 12
Ammonium-N [mg/L]
0
2.000
4.000
6.000
8.000
10.000
12.000
14.000
16.000
18.000
20.000
Mittlere monatliche
Einleitmenge [m³/d]
Einleitung
NH4-N
Bild 2:
Messwerte zu Ammonium-N und monatliche Einleitmengen der Vattenfall Europe
Generation AG am Standort des Kraftwerkes Boxberg (Daten: VEG)
Im Untersuchungsgebiet befinden sich weitere Einleiter, wie z. B. die kommunale
Kläranlage Boxberg und zahlreiche Fischwirtschaften. Die kleineren Klärlagen
werden nicht berücksichtigt. Sie sind für die Belastung der Fließgewässer nicht
relevant. Die Fischwirtschaften tragen einen Teil zur Ammoniumbelastung der Fließ-
gewässer bei. Der Eintrag erfolgt diskontinuierlich in Abhängigkeit von den Regeln
der Teichbewirtschaftung. In der Regel werden die meisten Teiche im Herbst abge-
fischt und in diesem Zusammenhang abgelassen. In den Monaten September bis
November erfolgt eine entsprechende Belastung der Fließgewässer. Da sich das
vorliegende Projekt mit der bergbaubürtigen Ammoniumbelastung der Fließgewässer
befasst, werden die Ammonium-Einträge aus den Fischwirtschaften wie auch die
Ammonium-Einträge von den landwirtschaftlichen Flächen als Hintergrundbelastung
behandelt.

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image
Tabelle 7:
Zusammenstellung der wesentlichen Überwachungsdaten für die relevanten Einleiter im Untersuchungsgebiet
(Daten: LRA Bautzen, VEM, VEG, ZKA Hoyerswerda)
Einleitmenge
Ammonium-N
Tagesmittel und
Standardabweichung
Mittelwert
Maximum
Gewässer
Einleiter
Betreiber
Herkunft der
Ammoniumwerte
Datenreihe
[m³/d]
[mg/L]
[mg/L]
behördliche
Überwachung
2009-2011
210.000
±
20.000
1)
0,7
0,7
Weißer Schöps
GWBA Kringelsdorf
VEM
Stichtagsmessung
(IWB 2010a)
Jun 2011
0,7
0,7
Erdbecken
VEG
behördliche
Überwachung
2010-2011
5.500
±
1.600
1)
0,13
±
0,06
0,30
Schwarzer
Schöps
Regenwassersammler
VEG
behördliche
Überwachung
2010-2011
6.000
±
2.000
1)
0,17
±
0,20
0,69
2009-2011
54.000
±
10.000
1)
behördliche
Überwachung
2011
64.000
±
5.000
1)
3,2
3,5
Spree
GWBA Tzschelln
VEM
Stichtagsmessung
(IWB 2010a)
Jun 2011
3,3
3,4
behördliche
Überwachung
2009-2011
6.300
±
300
2)
4,0
±
3,0
9,4
Eigenüberwachung
2009
3,9 3)
Schwarze
Elster
ZKA Hoyerswerda
Eigenüberwachung
2011
0,9 3)
1) aus Monatssummen
2) aus Jahressummen
3) Jahresmittelwerte (Betreiberangaben)
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Im Folgenden wird die Ammonium-N-Fracht der Einleiter bilanziert (Tabelle 8).
Die
Ammonium-N-Fracht wird als Spanne eines Mittelwertes und eines Maximalwertes
angegeben. Der Mittelwert wird aus der mittleren Einleitmenge und der mittleren
Ammonium-N-Konzentration aus der Einleiterüberwachung berechnet, ungeachtet
der Verteilungsfunktion für die Konzentrationswerte. Die maximale Fracht wird aus
der mittleren Einleitmenge und der gemessenen maximalen Konzentrationen für
Ammonium-N berechnet. Zur Ermittlung mengengewichteter Konzentrationen ist die
Datenbasis nicht verfügbar. Überschätzungen der mittleren Ammonium-N-Fracht
ergeben sich insbesondere bei einer linksschiefen Verteilung der Ammonium-N-
Konzentration, die für kommunale Abwassereinleitungen typisch ist. In den Gruben-
wasserbehandlungsanlagen werden sehr stabile Konzentrationen und Einleitmengen
gemessen, so dass die Verwendung der jeweiligen Mittelwerte zur Frachtermittlung
hier ausreichend robust ist.
Tabelle 8:
Schätzung der Ammonium-N-Frachten der maßgeblichen Einleiter im
Untersuchungsgebiet (Daten: VEM, VEG, ZKA Hoyerswerda)
Ammonium-N-Fracht in [kg/d]
Einleiter
Betreiber
Datenreihe
Mittel
maximal
GWBA Kringelsdorf
VEM
2009-2011
147
k.A.
Erdbecken
VEG
2010-2011
1
2
Regenwassersammler VEG
2010-2011
1
4
2009-2011
173
189
GWBA Tzschelln
VEM
2011
205
224
ZKA Hoyerswerda
2009-2011
25
60
Die Einschätzung der Ammonium-N-Frachten der relevanten Einleiter im Unter-
suchungsgebiet zeigt, dass das Erdbecken und der Regenwassersammler der VEG
für die Ammoniumbelastung der Spree ohne Bedeutung sind. Als wesentliche Punkt-
einleiter für Ammonium-Stickstoff stellen sich die Grubenwasserbehandlungsanlagen
der VEM dar. Dabei liefern die GWBA Kringelsdorf insbesondere wegen der hohen
Wassermengen und die GWBA Tzschelln wegen der deutlich höheren Ammonium-
Konzentration in der Größenordnung vergleichbare Frachten.

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Abschlussbericht (August 2012)
Seite 37
4.2
Grundwasser
Die Messstellen des Landesmessnetzes des LfULG stehen überwiegend außerhalb
der Braunkohlentagebaue und ihrer Absenkungstrichter. Der Freistaat Sachsen hat
sich mit den Braunkohleunternehmen auf ein arbeitsteiliges Grundwassergüte-
monitoring verständigt. Innerhalb der Tagebaue, der Absenkungstrichter und der
Sanierungsgebiete wird das Grundwassergütemonitoring von den Bergbauunter-
nehmen durchgeführt. Die Untersuchungsergebnisse werden dem Freistaat zur
Verfügung gestellt.
Daten zur Grundwasserbeschaffenheit wurden vom LfULG, von der LMBV und von
der VEM zur Verfügung gestellt. Insgesamt standen für die Bearbeitung der vor-
liegenden Studie die Daten aus 230 Messstellen zur Verfügung. Von dieser Stich-
probe wurden die 15 Messstellen zum Tagebau Berzdorf nicht berücksichtigt, weil
die geochemischen Verhältnisse hier von den anderen ostsächsischen Tagebauen,
die überwiegend im Lausitzer Urstromtal liegen, deutlich abweichen.
Weiterhin wurden fünf Messstellen nicht berücksichtigt, deren Eigenschaften vom
chemischen Muster des Grundwassers im Lausitzer Braunkohlerevier sehr stark
abweichen. Dazu zählt eine ungünstig platzierte Messstelle in einer landwirtschaft-
lichen Siloanlage mit 68 mg/L Ammonium-N. Des Weiteren zählen dazu drei Mess-
stellen (jeweils eine in der Kippe, im pleistozänen Grundwasserleiter und im tertiären
Grundwasserleiter), die nachweisbar dem Einfluss salinaren Tiefenwassers unter-
liegen sowie eine weitere Messstelle im liegenden tertiären Grundwasserleiter mit
einer völlig atypischen Hydrochemie.
Damit stehen zur hydrochemischen Bewertung des Grundwassers die Informationen
zu insgesamt 210 Messstellen zur Verfügung (Tabelle 9).
Von diesen Messstellen
entfallen 34 Messstellen auf die Kippen, 141 auf pleistozäne Grundwasserleiter und
35 auf tertiäre Grundwasserleiter. Von letzteren gehören 17 zu den hangenden und
18 zu den liegenden tertiären Grundwasserleitern. Die räumliche Verteilung der
Ammonium-N-Konzentration im Grundwasser ist auf einer Karte in der Anlage 4
dargestellt.
Tabelle 9:
Herkunft, hydrogeologische Zuordnung und Anzahl der verfügbaren Daten zur
Grundwasserbeschaffenheit im ostsächsischen Lausitzer Braunkohlenrevier
Tertiär
Eigentümer
Kippe
Pleistozän
Hangendes
Liegendes
Summe
LfULG
0
38
0
0
38
LMBV
32
65
11
13
121
davon: Berzdorf
(7)
(5)
(3)
(0)
(15)
VEM
10
45
9
7
71
aussortiert,
siehe Text
(1)
(2)
(0)
(2)
(5)
Summe der
verwendeten
Messstellen
34
141
17
18
210

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Seite 38
Die Trennung der Gruppen „Tertiär-Hangendes“ und „Tertiär-Liegendes“ erfolgt
anhand der Stellung der Stratigraphien zum 2. Lausitzer Kohleflöz. Die tertiären
Grundwasserleiter der Raunoer und Oberen Briesker Folge bis einschließlich dem
G400 zählen zum Hangenden. Die Grundwasserleiter G500, G600, G700 und G800
der Unteren Briesker Folge, der Spremberger Folge und der Cottbuser Folge zählen
zum „Tertiär-Liegenden“. Die Messstellen liegen ebenfalls überwiegend im Bereich
des Absenkungstrichters. Im Unterschied zu den hangenden Grundwasserleitern
erfolgt hier meist nur eine Druckentspannung, aber keine Entwässerung. Dennoch
lässt sich ein stofflicher bergbaulicher Einfluss der Druckentspannung vor allem auch
auf den G500 und G600 nachweisen.
Zur Abgrenzung des bergbaulichen Einflusses auf die Grundwasserbeschaffenheit
wurde eine vereinfachende Annahme getroffen. Der Hintergrundwert für Sulfat wird
in den Lockergesteinsgrundwasserleitern der Lausitz bei etwa 100 mg/L veran-
schlagt. Diese Konzentration gilt im Allgemeinen für die anthropogen beeinflussten
oberflächennahen Grundwasserleiter. Der natürliche Wert für die Sulfatkonzentration
wird in tiefen tertiären Grundwasserleitern durch Sulfatreduktion häufig sogar weit
unterschritten. Da Sulfat in höheren Konzentrationen im Braunkohlenrevier Indikator
für die Pyritverwitterung ist, wurde angenommen, dass zumindest Grundwasser mit
mehr als 250 mg/L Sulfat durch die Pyritverwitterung beeinflusst ist. Höhere Sulfat-
konzentrationen können im Grundwasser des Lockergesteins im Lausitzer Braun-
kohlenrevier natürlicherweise im Zusammenhang mit Salzwasseraufstiegen vor-
kommen. Solche Analysen wurden aufgrund eines typischen salinaren Beschaffen-
heitsmusters bereits anfänglich aus der Betrachtung ausgeschlossen.
Die Trennung der mit Daten belegten Messstellen in „bergbaulich unbeeinflusst“ und
„bergbaulich beeinflusst“ wird für die pleistozänen und tertiären Grundwasserleiter
anhand eines Konzentrationswertes von 250 mg/L für Sulfat vorgenommen (Bild 3).
Das Grundwasser in den Kippenmessstellen wird unabhängig von der Sulfat-
konzentration als bergbaubürtig definiert. Niedrige Sulfatkonzentrationen sind hier
meist ein Ergebnis der Auswaschung der Kippen durch Grundwasserzufluss aus
benachbarten pleistozänen Grundwasserleitern (IWB 2011b).

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0
1
2
3
4
5
6
7
8
1
10
100
1.000
10.000
Sulfat [mg/L]
Ammonium-N [mg/L]
Kippe - LMBV, VEM
GFK-SW
0
1
2
3
4
5
6
7
8
1
10
100
1.000
10.000
Sulfat [mg/L]
Ammonium-N [mg/L]
PL - LMBV
PL - VEM
PL - LfULG
GFK-SW
0
1
2
3
4
5
6
7
8
1
10
100
1.000
10.000
Sulfat [mg/L]
Ammonium-N [mg/L]
TT-Hangendes - LMBV, VEM
TT-Liegendes - LMBV, VEM
GFK-SW
Bild 3:
Zusammenhang zwischen der Sulfat- und Ammonium-N-Konzentration im Grund-
wasser zur Ableitung des bergbaulichen Einflusses auf die Grundwasserleiter
(Daten: LMBV, VEM und LfULG)

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Seite 40
Zum Vergleich der Gruppen der Wasserbeschaffenheit werden so genannte Boxplots
(= Kastengraphiken) benutzt. Die Boxplots haben folgende Bedeutung: Das gefüllte
farbige Rechteck umfasst die nach der Größe geordneten Messwerte zwischen der
25- und 75-Perzentile und somit 50% aller Messwerte. Die horizontale Linie in dem
Rechteck kennzeichnet den Median (50-Perzentile). An das Rechteck schließen sich
oberhalb und unterhalb vertikale Linien an. Der gesamte Bereich zwischen den
Enden der Linien umfasst etwa den Bereich zwischen den 5- und 95-Perzentilen und
somit etwa 90% aller Messwerte. Ausreißer und Extremwerte sind als Punkte dar-
gestellt. Auf der Abszisse ist der Stichprobenumfang (N) für jedes Boxplot ange-
geben. In Bild 4
ist die Ammonium-N-Konzentration in den Grundwasserleitern des
ostsächsischen Lausitzer Braunkohlenreviers in Form von Boxplots dargestellt.
N =
34
47
94
15
20
TT-unbeeinflusst
TT-beeinflusst
PL-unbeeinflusst
PL-beeinflusst
Kippe
NH4-N [mg/L]
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Bild 4:
Darstellung der Ammonium-N-Konzentration in den Grundwasserleitern des
ostsächsischen Lausitzer Braunkohlereviers in Form von Boxplots
(Daten: LMBV, VEM und LfULG)
Die Ammonium-N-Konzentration liegt in den unbeeinflussten pleistozänen und
tertiären Grundwasserleitern deutlich unter dem Geringfügigkeitsschwellenwert von
0,39 mg/L. Vereinzelte Spitzenwerte reichen jedoch deutlich über 1 mg/L. Eine mess-
stellenspezifische Analyse zu den Ursachen der punktuell hohen Werte wurde nicht
durchgeführt.
Die Gruppen „Pleistozän-beeinflusst“ und „Tertiär-beeinflusst“ sind in den statis-
tischen Basiswerten (Median, 25- und 75-Perzentile) ähnlich. Der Median der
Ammonium-N-Konzentration liegt in diesen Gruppen bei 1,3 mg/L und die 75%-
Perzentile unter 2,0 mg/L. Diese beiden Gruppen unterscheiden sich jedoch durch
ein markantes Ausreißerkollektiv in der Gruppe „Pleistozän-beeinflusst“. Eine
Ammonium-N-Konzentration über 3 mg/L passt eher in das Muster „Kippenwasser“.
Das gilt im Übrigen auch für die Sulfat- und Eisenkonzentrationen dieser Wässer.

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 41
Die Gruppe „Kippenwasser“ hebt sich durch deutlich höhere Ammonium-N-Konzen-
trationen von den anderen Gruppen ab. Der Medianwert für Ammonium-Stickstoff
liegt hier bei 3 mg/L und die 75-Perzentile bei 5 mg/L. Im Kippenwasser liegen die
Spitzenwerte des Ammonium-Stickstoffs deutlich über 7 mg/L. Der aus 34 Einzel-
analysen berechnete Medianwert für die Ammonium-N-Konzentration im Kippen-
wasser ist nahezu identisch mit der mittleren Ammonium-N-Konzentration im
gereinigten Wasser der GWBA Tzschelln (vgl. Abschn. 4.1).
Da die Kippen der Braunkohlentagebaue aus den gleichen pleistozänen und tertiären
Sedimenten geschüttet wurden, die im Umfeld der Tagebaue die Grundwasserleiter
bilden, kann die bergbauliche Genese der hohen Ammonium-N-Werte anhand der
unterschiedlichen Konzentrationen im Kippenwasser statistisch belegt werden. Die
bergbaubürtige Genese des Ammonium-Stickstoffs im Kippenwasser wird auch
durch den relativ eindeutigen Zusammenhang zwischen der Sulfat- und Ammonium-
N-Konzentration belegt, obwohl der Freisetzung beider Komponenten unter-
schiedliche chemische und mikrobiologische Prozesse zugrunde liegen, siehe
(Willscher u. a. 2012).
In den Bereichen der Grundwasserabsenkungstrichter, wo im Deckgebirge keine
puffernden Karbonatminerale vorhanden sind, verläuft die hydrochemische Genese
des Grundwassers ähnlich wie in den Kippen. Deshalb werden hier stellenweise
vergleichbar hohe Sulfat- und Ammoniumkonzentrationen gemessen.

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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4.3
Bergbaufolgeseen
4.3.1
Allgemeine hydrochemische Kennzeichnung
Von der LMBV und der LTV wurden hydrochemische Daten zu 25 Bergbaufolgeseen
bzw. Teilbecken von Bergbaufolgeseen der Lausitz zur Verfügung gestellt
(Tabelle 10).
Die Daten stammen überwiegend aus den Jahren 2010 und 2011. Zu
einigen Bergbaufolgeseen liegen langjährige Datenreihen vor.
Tabelle 10:
Übersicht zu den Bergbaufolgeseen im ostsächsischen Lausitzer
Braunkohlenrevier
Messstelle(n)
Bergbaufolgesee
Teilbecken
Datenreihe
Betreiber
G1.065/G1.075/G1.081
Bärwalder See
2005-2007
LMBV
G1.111
Speicher Dreiweibern
2010-2011
LMBV
G1.171
Speicher Lohsa II
DP Kolpen
2010-2011
LMBV
G1.181
Speicher Lohsa II
Westrandschlauch
2010-2011
LMBV
G1.191
Speicher Lohsa II
Teilfeld 1/2
2010-2011
LMBV
G1.192
Speicher Lohsa II
Nordmarkscheide
2010-2011
LMBV
G1.221/G1.222
Bernsteinsee
2006-2008
LMBV
G2.031
Graureihersee
2010-2011
LMBV
G2.081/G2.091
Scheibe See
2010-2011
LMBV
G2.141
Spreetaler See
2010-2011
LMBV
G2.211
Sabrodter See
2010-2011
LMBV
G2.221
Blunoer Südsee
2010-2011
LMBV
G2.231
Neuwieser See
2010-2011
LMBV
G2.241
Bergener See
2010
LMBV
G3.041
Lugteich
Klärteich
2010-2011
LMBV
G3.042
Lugteich
Lugteich
2010-2011
LMBV
G3.061
Kortitzmühler See
2010-2011
LMBV
G3.081
Erikasee
2000-2009
LMBV
G3.091
Erikasee
2000-2009
LMBV
G3.141/G3.151
Partwitzer See
2010-2011
LMBV
G3.161
Geierswalder See
2010-2011
LMBV
G5.007/G5.010
Berzdorfer See
2010-2011
LMBV
Knap_3.000
Speicher Knappenrode
2008-2011
LTV
Loh1_3.100
Speicher Lohsa I
Friedersdorf
2008-2011
LTV
Loh1_3.500
Speicher Lohsa I
Mortka
2008-2011
LTV
Im Folgenden soll der ursprüngliche hydrochemische Zustand der Bergbaufolgeseen
charakterisiert werden. Er ergibt sich aus der Dominanz des Grundwassereigen-
aufganges gegenüber der Fremdflutung. Dieser Zustand lässt sich nicht mehr für alle
Bergbaufolgeseen darstellen. So sind zum Beispiel der Bärwalder See, der Speicher

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Dreiweibern, der Berzdorfer See, der Kortitzmühler See und der Erikasee über-
wiegend fremdgeflutet. Der Speicher Lohsa II, der Spreetaler See, der Neuwieser
See und der Geierswalder See enthalten bereits beträchtliche Anteile Fremdwasser.
Die Speicher Knappenrode und Lohsa I befinden sich bereits seit Jahrzehnten in der
wasserwirtschaftlichen Nutzung. Für diese Seen wird der aktuelle Zustand
charakterisiert. Da insbesondere der Bärwalder See und der Bernsteinsee jüngst
eine intensive hydrochemische Veränderung erfahren haben, wird für beide Seen ein
älterer Datenbestand im Zustand der Versauerung verwendet (in Tabelle 10
farblich
abgehoben).
Der überwiegende Teil der Bergbaufolgeseen ist stark sauer (Bild 5 oben).
Die in
Nutzung befindlichen Bergbaufolgeseen sind neutral. Im Übergangszustand
zwischen stark sauer und neutral befinden sich nur wenige Seen, z. B. der Geiers-
walder See (G3.161). Das Muster der Ammoniumkonzentration in den Bergbaufolge-
seen ist stärker differenziert (Bild 5 unten).
Der Zusammenhang zum pH-Wert stellt
sich nicht eindeutig dar.
In der Tabelle 11
sind die statistischen Mittelwerte maßgebender hydrochemischer
Kennwerte der Wasserbeschaffenheit der Bergbaufolgeseen zusammengefasst. Der
maßgebliche Indikator des bergbaulichen Einflusses auf die Gewässer ist die Sulfat-
konzentration. Hinter dem Wert der Sulfatkonzentration steht der Umfang der Pyrit-
verwitterung. In Bild 6
ist der Zusammenhang zwischen der Sulfat- und der
Ammonium-N-Konzentration, der Sulfatkonzentration und dem pH-Wert sowie
schließlich zwischen der Ammonium-N-Konzentration und dem pH-Wert der betrach-
teten Bergbaufolgeseen jeweils als Mittel der verwendeten Datenreihe dargestellt.
Die halblogarithmische Darstellung der Sulfatkonzentration vs. der Ammonium-N-
Konzentration (Bild 6 links oben)
zeigt die enge Beziehung der Ammonium-N-
Konzentration zur bergbaulichen Genese der Seewässer. Hohe Ammonium-N-
Konzentrationen sind tendenziell an hohe Sulfatkonzentrationen gebunden. Die
halblogarithmische Darstellung der Sulfatkonzentration vs. dem pH-Wert (Bild 6 links
unten)
zeigt den Versauerungseinfluss auf die Bergbaufolgeseen. Seen mit Sulfat-
konzentrationen unter 300 mg/L sind in der Regel neutral. Der neutrale Zustand
wurde überwiegend durch Verdünnung und Neutralisation infolge der Fremdflutung
erreicht. Ausnahmen von dieser Regel stellen Bergbaufolgeseen dar, die chemisch
neutralisiert wurden. In chemisch neutralisierten Bergbaufolgeseen können hohe
Sulfatkonzentrationen vorliegen, wie im konkreten Fall für den Kortitzmühler See.
Eine vergleichbare Stellung würden in diesem Diagramm die Daten des neutrali-
sierten Bernsteinsees einnehmen. Aus diesen ursächlichen Zusammenhängen ergibt
sich schließlich auch eine Erklärung für den Zusammenhang zwischen der
Ammonium-N-Konzentration und dem pH-Wert. Während Sulfat in den Bergbau-
folgeseen durch Fremdflutung überwiegend nur verdünnt wird, wirken sich auf die
Ammonium-N-Konzentration der Bergbaufolgeseen weitere Einflussfaktoren aus. In
neutralen Bergbaufolgeseen wird Ammonium anteilig stark nitrifiziert (vgl. Abschn.
4.3.2.2 und 4.3.2.3),
was sich in einer Gruppe neutraler Seen mit sehr niedrigen
Ammonium-N-Konzentrationen (unterhalb des GFK-SW) in Bild 6 rechts unten
zeigt.
Von diesem Muster weichen Seen ab, die starken Ammonium-Einträgen durch
Abwasser und Altlasten unterliegen, wie z. B. der Erikasee. Die Gruppe der sauren
Bergbaufolgeseen (rot umrandet) zeigt eine sehr breite Spanne der Ammonium-N-
Konzentration.

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N = 72 16 16 16 18 16 36 8 36 16 16 16 14 3
8
8
8 41 78 32 16 50 84 72 75
Loh1_3_5
Loh1_3_1
Knap_3_0
G 5.007
G 3.161
G 3.141
G 3.091
G 3.081
G 3.061
G 3.042
G 3.041
G 2.241
G 2.231
G 2.221
G 2.211
G 2.141
G 2.081
G 2.031
G 1.221
G 1.192
G 1.191
G 1.181
G 1.171
G 1.111
G 1.065
pH-Wert
10
9
8
7
6
5
4
3
2
N = 72 16 16 16 18 16 36 8 36 16 16 16 14 3
8
8
8 40 76 32 16 50 84 71 75
Loh1_3_5
Loh1_3_1
Knap_3_0
G 5.007
G 3.161
G 3.141
G 3.091
G 3.081
G 3.061
G 3.042
G 3.041
G 2.241
G 2.231
G 2.221
G 2.211
G 2.141
G 2.081
G 2.031
G 1.221
G 1.192
G 1.191
G 1.181
G 1.171
G 1.111
G 1.065
NH4-N [mg/L]
8
7
6
5
4
3
2
1
0
Bild 5:
Vergleich der pH-Werte und der Ammonium-N-Konzentration im Freiwasser der
Bergbaufolgeseen der Lausitz (Bärwalde und Burghammer vor der Neutralisation)
(Daten: LMBV und LTV)

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image
Tabelle 11:
Mittelwerte hydrochemischer Kennwerte der Wasserbeschaffenheit in den Bergbaufolgeseen der sächsischen Lausitz
(Daten: LMBV und LTV)
K
S4,3
K
B8,2
SO
4
Fe-gelöst
NH
4
-N
Bergbaufolgesee
Messstellen
Messreihe
pH-
Wert
mmol/L
mmol/L
mg/L
mg/L
mg/L
Calcit
Bärwalder See
G1.065/G1.075/G1.081
2005-2007
3,4
-0,6
1,8
330
3,5
1,1
Speicher Dreiweibern
G1.111
2010-2011
7,4
0,7
0,1
170
0,1
0,04
Speicher Lohsa II
G1.171 (DP Kolpen)
2010-2011
3,2
-1,5
1,9
580
12
1,3
Speicher Lohsa II
G1.181
(Westrandschlauch)
2010-2011
3,2
-1,6
1,9
560
10
1,3
Speicher Lohsa II
G1.191 (Teilfeld 1/2)
2010-2011
3,2
-1,6
1,9
570
11
1,3
Speicher Lohsa II
G1.192 (Nordmarkscheide)
2010-2011
3,1
-1,6
1,9
560
9,8
1,3
Bernsteinsee
G1.221/G1.222
2006-2008
3,0
-2,5
3,3
1.150
22
1,4
Graureihersee
G2.031
2010-2011
7,4
3,8
0,3
250
0,2
0,37
Scheibe See
G2.081/G2.091
2010-2011
3,0
-2,9
3,7
640
26
1,1
Spreetaler See
G2.141
2010-2011
3,4
-0,9
1,3
1.130
6,3
2,2
Sabrodter See
G2.211
2010-2011
3,0
-3,3
4,4
820
42
2,0
Blunoer Südsee
G2.221
2010-2011
2,8
-9,3
12,3
1.720
140
4,3
Neuwieser See
G2.231
2010-2011
2,9
-3,9
4,7
800
50
2,3
Bergener See
G2.241
2010
2,8
-4,1
5,0
940
47
3,2
Lugteich
G3.041
2010-2011
2,8
-6,5
8,1
940
92
3,8
Lugteich
G3.042
2010-2011
2,9
-9,9
16,7
1.640
275
7,1
Kortitzmühler See
G3.061
2010-2011
7,1
0,3
0,1
660
0,1
1,2
Erikasee
G3.081
2000-2009
6,8
0,7
0,2
280
0,5
1,4
Erikasee
G3.091
2000-2009
6,6
0,5
0,2
250
0,4
0,8
Partwitzer See
G3.141/G3.151
2010-2011
2,9
-4,5
5,6
1.130
50
3,2
Geierswalder See
G3.161
2010-2011
4,6
0,1
0,2
310
0,2
0,8
Berzdorfer See
G5.007/G5.010
2010-2011
8,1
1,3
0,0
90
0,1
0,02
Speicher
Knappenrode
Knap_3.000
2008-2011
8,3
1,6
0,1
100
0,09
Speicher Lohsa 1
Loh1_3.100
2008-2011
8,0
1,3
0,0
90
0,08
Speicher Lohsa 1
Loh1_3.500
2008-2011
8,1
1,3
0,0
100
0,06
Calcitsättigung für pH > 6,5:
untersättigt
gesättigt
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0
1
2
3
4
5
6
7
8
10
100
1000
10000
SO
4
[mg/L]
NH
4
-N [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
10
100
1000
10000
SO
4
[mg/L]
pH-Wert
Geierswalder See
Kortitzmühle
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
NH
4
-N [mg/L]
pH-Wert
Geierswalder See
Kortitzmühle
Erikasee
Bild 6:
Hydrochemische Zusammenhänge zwischen der Versauerung der Bergbaufolgeseen der Ammonium-Stickstoff-
Konzentration (Daten: LMBV und LTV)
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Aufgrund ihrer Morphometrie sind die meisten Bergbaufolgeseen dimiktisch und im
Sommerhalbjahr thermisch stabil geschichtet. Dabei werden Unterschiede zwischen
der Ammonium-N-Konzentration im sommerlichen Epilimnion bzw. im Profil während
der Vollzirkulation (im Folgenden als Freiwasser bezeichnet) im Vergleich zur
Ammonium-N-Konzentration im Hypolimnion bzw. in Grundnähe (im Folgenden als
Tiefenwasser bezeichnet) festgestellt. Die Mittelwerte der Ammonium-N-Konzen-
tration aus den verwendeten Datenreihen nach Tabelle 11
sind in Bild 7
(oben im
linearen Maßstab, unten im logarithmischen Maßstab für die Ammonium-N-Konzen-
tration) dargestellt. Markante graduelle Unterschiede der mittleren Ammonium-N-
Konzentration zwischen dem Freiwasser und dem Tiefenwasser werden ins-
besondere in den Teilbecken des Speichers Lohsa II, in den Teilbecken des Lug-
teiches sowie in den wasserwirtschaftlich genutzten Speichern Lohsa I und Knappen-
rode festgestellt. Nähere Erläuterungen hierzu erfolgen in den Abschnitten 4.3.2.1
und 4.3.2.5.

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0
2
4
6
8
10
12
14
16
Bärwalder See
Speicher Dreiweibern
Speicher Lohsa II - DP Kolpen
Speicher Lohsa II - Westrandschlauch
Speicher Lohsa II - Teilfeld 1/2
Speicher Lohsa II - Nordmarkscheide
Bernsteinsee
Graureihersee
Scheibe See
Spreetaler See
Sabrodter See
Blunoer Südsee
Neuwieser See
Bergener See
Lugteich - Klärteich
Lugteich - Lugteich
Kortitzmühler See
Erikasee
Erikasee
Partwitzer See
Geierswalder See
Berzdorfer See
Speicher Knappenrode
Speicher Lohsa 1 - Friedersdorf
Speicher Lohsa 1 - Mortka
NH
4
-N [mg/L]
grundnah
Freiwasser
0,01
0,10
1,00
10,00
100,00
Bärwalder See
Speicher Dreiweibern
Speicher Lohsa II - DP Kolpen
Speicher Lohsa II - Westrandschlauch
Speicher Lohsa II - Teilfeld 1/2
Speicher Lohsa II - Nordmarkscheide
Bernsteinsee
Graureihersee
Scheibe See
Spreetaler See
Sabrodter See
Blunoer Südsee
Neuwieser See
Bergener See
Lugteich - Klärteich
Lugteich - Lugteich
Kortitzmühler See
Erikasee
Erikasee
Partwitzer See
Geierswalder See
Berzdorfer See
Speicher Knappenrode
Speicher Lohsa 1 - Friedersdorf
Speicher Lohsa 1 - Mortka
NH
4
-N [mg/L]
grundnah
Freiwasser
Bild 7:
Ammonium-N-Konzentration im Freiwasser und im Tiefenwasser der Bergbau-
folgeseen als Mittelwerte der nach Tabelle 11
deklarierten Datenreihen
(Daten: LMBV und LTV)

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Seite 49
4.3.2
Zeitliche Entwicklung und jahreszeitliche Dynamik der
Ammoniumkonzentration
4.3.2.1 Junge Bergbaufolgeseen im ursprünglichen sauren Zustand
Im ursprünglichen Zustand sind die meisten Bergbaufolgeseen der Lausitz, die
überwiegend durch Grundwasseraufgang geflutet wurden, stark sauer. Die hohen
Säuregrade werden auch von hohen Ammoniumkonzentrationen begleitet (vgl.
Abschn. 4.3.1).
Ohne äußere Einflüsse sind die hydrochemischen Verhältnisse in
den Bergbaufolgeseen über Jahrzehnte meist stabil. Typisch sind niedrige pH-Werte
im Bereich um pH
3. Stickstoff liegt fast ausschließlich als Ammonium-N-Stickstoff
vor. Höhere Konzentrationen von Nitrat-Stickstoff weisen meist auf Fremdwasser-
flutung hin.
Die Bergbaufolgeseen im ostsächsischen Lausitzer Braunkohlenrevier unterliegen
seespezifisch vielfältigen Einflüssen. Ein Teil der Seen wird sporadisch fremdgeflutet,
was zu einer zeitweiligen Verdünnung der Ammonium-N-Konzentration führt.
Die hohen Niederschläge im Sommer des Jahres 2010 hatten im folgenden Winter-
halbjahr 2010/2011 zu einer hohen Grundwasserneubildung geführt, wodurch der
Grundwasserzufluss zu den Bergbaufolgeseen deutlich angestiegen war. Der
stärkere Grundwassereinfluss äußerte sich durch steigende Ammonium-N-Konzen-
trationen, abnehmende Nitrat-N-Konzentrationen und eine pH-Wert-Depression, die
z. B. im Neuwieser See (Bild 8),
im Sabrodter See (Bild 9)
und in den Teilbecken des
Speichers Lohsa II (Bild 10)
nachweisbar waren. Die Nitrat-N-Konzentration verhält
sich spiegelbildlich zur Ammonium-N-Konzentration.
Neuwieser See G2.231 (o/u)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 8:
Jüngere Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-
Konzentration im Neuwieser See (Daten: LMBV)

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Sabrodter See 2.211 (o/u)
Sabrodter See 2.211 (g)
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 9:
Jüngere Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-
Konzentration im Sabrodter See (Daten: LMBV)
Davon nahezu unberührt verhält sich die hydrochemische Entwicklung im Tiefen-
wasser des Speichers Lohsa II. Hier lässt sich während der sommerlichen Schich-
tung der Einfluss eines anaeroben und ammoniumreichen Grundwassers nach-
weisen (vgl. Bild 10
rechts oben, links unten und rechts unten). Im Tiefenwasser des
Teilbeckens DP Kolpen treten im Sommer beträchtliche hydrochemische Schwan-
kungen auf. Im Sommer werden nahezu neutrale pH-Werte (pH
6) und Ammonium-
N-Konzentrationen bis 5 mg/L gemessen, während im Winter die Zustand sauer
(pH
3) ist und die Ammonium-N-konzentration auf Werte unter 1 mg/L zurückgeht.

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Lohsa II, DP Kolpen 1.171 (o/u)
Lohsa II, DP Kolpen 1.171 (g)
0
1
2
3
4
5
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Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
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Jan 07
Jan 08
Jan 09
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Jan 12
Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
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Lohsa II-Westrandschlauch 1.181 (g)
Lohsa II-Nordmarkscheide 1.182 (g)
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Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
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Stickstoff [mg/L]
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6
7
8
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 10:
Jüngere Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-
Konzentration in den Teilbecken des Speichers Lohsa II (Daten: LMBV)
4.3.2.2 Junge Bergbaufolgeseen, die durch Flutung neutralisiert wurden
Olbersdorfer See
Das Wasser des Olbersdorfer Sees stammte überwiegend aus dem Tagebaubereich
(Grundwassereigenaufgang, Oberflächenwasser). Nur ein geringer Teil wurde als
Fremdwasser aus dem Grundbach zugeführt. Dabei lag das langjährige Mittel der
Ammonium-N-Konzentrationen im Flutungswasser im Zeitraum von 1997 bis 2001
bei etwa 0,16 mg/L. Der Olbersdorfer See war anfänglich nur schwach gepuffert und
zunächst schwach bis mäßig sauer. Er erreichte erst ab Juli 1999 einen circum-
neutralen pH-Wert (Bild 11).

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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH (Ottendorf-Okrilla)
Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Olbersdorfer See
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Jan 97
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Jan 01
Jan 02
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Stickstoff [mg/L]
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8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 11:
Verlauf der Ammonium-N- und Nitrat-N-Konzentration sowie des pH-Wertes im
Olbersdorfer See, (Mittelwerte ohne grundnahe Proben, Daten: LMBV und LfULG)
Die Ammonium-N-Konzentration wurde von einem Anfangsniveau von 0,8 mg/L
zunächst innerhalb des Jahres 1997 auf etwa 0,4 mg/L verdünnt und verharrte bis
zum Anstieg des pH-Wertes im Jahr 1999 auf diesem Niveau. Nach dem erstmaligen
Erreichen eines pH-Wertes pH > 6 sank die Ammonium-N-Konzentration dann inner-
halb eines Jahres von 0,33 mg/L im März 1999 auf 0,12 mg/L im April 2000. Im
Untersuchungsjahr 2001 betrug die mittlere Ammonium-N-Konzentration dann nur
noch 0,04 mg/L. Die Werte verharrten auch bei den nachfolgenden Untersuchungen
auf diesem niedrigen Niveau. Beständige pH-Werte im Bereich zwischen 6,5 und 8,0
stabilisierten auch die Nitrifikation.
Berzdorfer See
Der Berzdorfer See wurde überwiegend mit Flutungswasser aus den örtlichen Fließ-
gewässern Pließnitz und Lausitzer Neiße geflutet. Der See war aufgrund seiner
günstigen hydrochemischen Konstellation von Anfang an gut gepuffert und wies pH-
Werte pH > 7 auf (Bild 12).
Das Hypolimnion des Berzdorfer Sees ist auch in der
Stagnationsphase stabil aerob. Ab 2006 waren im Epilimnion deutlich höhere pH-
Werte festzustellen, als im Hypolimnion und über Grund. Ammonium und Nitrat
unterliegen flutungsbedingten Schwankungen. Ein Trend der Ammoniumkonzen-
tration ist nicht sichtbar. Die Ammonium-N-Konzentration im See lag seit Beginn der
messungen meist deutlich unter 0,1 mg/L. Im Sommer wurde oft die Bestimmungs-
grenze von 0,02 mg/L erreicht und sogar unterschritten. Die beiden bedeutsamsten
Flutungswässer wiesen dagegen im langjährigen Mittel Werte von 0,27 bzw.
0,16 mg/L NH
4
-N auf. Meist erfolgte im Frühjahr eine größere Zufuhr von ammonium-
reichem Flutungswasser. Das Ammonium wurde im See nitrifiziert. Dabei kam es im
Bereich der Einschichtung des Flutungswassers zu einem Rückgang der Sauerstoff-
konzentration, an dem der Stoffwechsel der Nitrifikanten vermutlich mit beteiligt war
(vgl. Bild 13).

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Berzdorfer See
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Jan 01
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Jan 05
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Jan 09
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Stickstoff [mg/L]
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5
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9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 12:
Verlauf der Ammonium- und Nitratkonzentration sowie des pH-Wertes im
Oberflächenwasser des Berzdorfer Sees von 2003 bis 2011 (Daten: LMBV)
Berzdorfer See G5.007 - 26.08.09
0
5
10
15
20
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35
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25
TW [°C], O2 [mg/l], pH [ - ]
Wassertiefe [m]
Wassertemp.
O2-Konz.
pH-Wert
Berzdorfer See G5.007 - 18.08.10
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5
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15
20
25
TW [°C], O
2
[mg/l], pH [ - ]
Wassertiefe [m]
Wassertemp.
O2-Konz.
pH-Wert
Bild 13:
Tiefenprofile der Wassertemperatur, des pH-Wert und des Sauerstoffgehaltes im
Berzdorfer See im August 2009 und 2010 (Daten: LMBV)

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 54
Bärwalder See
Als jüngstes Beispiel für einen erfolgreich mit Flusswasser gefluteten Bergbaufolge-
see dient der Bärwalder See. Der Bärwalder See wurde seit 1997 zunächst aus dem
Schwarzen Schöps und seit 1999 auch aus der Spree am Wehr Uhyst sowie aus
seinem Einzugsgebiet aus dem Dürrbacher Fließ und dem Schulenburgkanal
geflutet. Der obere Zielwasserstand des Bärwalder Sees wurde erstmalig im Jahr
2009 erreicht. Spätestens Anfang 2009 waren der Eisen- und der Aluminiumpuffer
des vormals sauren Seewassers überwunden. Der pH-Wert stieg innerhalb weniger
Monate von pH
4 auf pH > 5 (Bild 14 links oben).
Der Einfluss des Kippenwassers
war in der Folge während der Stagnationsphasen durch periodische Versauerungs-
schübe im Tiefenwasser nachweisbar (Bild 14 links rechts).
Bärwalder See 1.065 (o/u)
Bärwalder See 1.065 (g)
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Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
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Jan 07
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Stickstoff [mg/L]
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3
4
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Ausleiter Bärwalde F1.061
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Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
1
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3
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5
6
7
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9
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 14:
Jüngere Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-
Konzentration im Bärwalder See (Daten: LMBV)

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Seite 55
Im Jahr 2010 musste der Bärwalder See in den Schwarzen Schöps ausgeleitet
werden. Die Ausleitung wurde aufgrund behördlicher Forderungen durch ein sehr
enges, wöchentliches Messprogramm begleitet, so dass die Entwicklung der hydro-
chemischen Kennwerte in dieser Zeit sehr dicht aufgezeichnet ist.
Die Ammonium-N-Konzentration lag vor der Neutralisation des Bärwalder Sees stabil
bei etwa 1,0 bis 1,2 mg/L. Innerhalb von anderthalb Jahren nach Überschreiten des
Schwellenwertes von pH > 5,5 verringerte sich die Ammonium-N-Konzentration von
1,1 auf 0,2 mg/L. Auffällig ist dabei der nahezu lineare Rückgang der Ammonium-
konzentration, der scheinbar unabhängig von der Jahreszeit und damit von der
Wassertemperatur erfolgte (Bild 14 links und rechts oben).
Während in den Sommer-
monaten Abbauprozesse durch Nitrifikation dominierten, erfolgte der winterliche
Rückgang der Ammoniumkonzentration im abflussreichen Winterhalbjahr 2010/2011
vorwiegend durch Fremdflutung und damit durch Verdünnung. Die anfänglich hohe
Ammonium-N-Konzentration im ausgeleiteten Seewasser hatte keinen nachweisbar
nachteiligen Einfluss auf den Schwarzen Schöps (Bild 15).
Schwarzer Schöps oh. Ausleiter Bärwalde
F1.071
Schwarzer Schöps uh. Ausleiter Bärwalde
F1.081
0
1
2
3
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Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
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Stickstoff [mg/L]
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 15:
Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-Konzentration
im Schwarzen Schöps oberhalb und unterhalb der Ausleitung aus dem Bärwalder
See (Daten: LMBV)
Der Bärwalder See ist, insbesondere auch wegen seiner Größe, ein hervorragendes
Beispiel dafür, wie sich der natürliche Prozess der bakteriellen Nitrifikation einstellt
und innerhalb überschaubarer Zeiträume zu niedrigen Ammoniumkonzentrationen im
gesamten Seewasser führt, die eine bedenkenlose Ausleitung entsprechend der
Ausleitwerte der Bewirtschaftungsgrundsätze gestatten.
Die Verringerung der Ammonium-N-Konzentration um 0,8 bis 1,0 mg/L im Bärwalder
See innerhalb von etwa 18 Monaten entspricht einer spezifischen zeitgemittelten
Eliminationsleistung durch Nitrifikation von 210 bis 240 kg/d Ammonium-N, wobei die
Eliminationsleistung im Sommer höher und im Winter niedriger als der angegebene
Wertebereich sein dürfte. Da der Bärwalder See mit einer mittleren Verweilzeit von 4

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 56
bis 5 Jahren praktisch als „Überjahresreaktor“ für die Nitrifikation funktioniert, spielen
die Unterschiede zwischen der sommer- und winterhalbjährlichen Nitrifikation keine
Rolle für die stationäre Gleichgewichtskonzentration des Ammoniums. Der Bärwalder
See ist als naturräumliche Nitrifikationanlage „überschüssig“ bemessen. Zurzeit steht
noch nicht fest, ob die nachgewiesene Elimninationsleistung das Limit der Nitrifi-
kation darstellt oder schlicht dem Ammoniummangel geschuldet ist.
4.3.2.3 Junge Bergbaufolgeseen, die durch chemische Behandlung
neutralisiert wurden
Beispiele in der sächsischen Lausitz für eine chemische Neutralisation von Bergbau-
folgeseen sind der Bernsteinsee (Burghammer) und der Scheibesee. Die chemische
Behandlung des Bernsteinsees erfolgt mit Unterbrechungen seit dem Jahr 2009. Der
Scheibesee wurde erst jüngst in den Jahren 2011 und 2012 mit einem In-lake-
Verfahren chemisch behandelt. Hierzu liegen den Autoren keine Daten vor.
Bernsteinsee (Speicher Burghammer)
Der Speicher Burghammer hat eine abwechslungsreiche Vorgeschichte. Der
Speicher Burghammer wurde bis etwa 1998 als industrielles Absetzbecken für Kraft-
werksaschen, Eisenhydroxidschlämme und Kohletrübe genutzt. Einerseits lag
dadurch der Wasserstand im Speicherbecken über dem umgebenden Grundwasser-
spiegel, so dass ein Grundwassereinfluss auf den Bergbaufolgesee nicht erfolgen
konnte. Andererseits sorgten die chemischen Besonderheiten der Einspülungen für
einen schwach alkalischen Zustand des Sees. Das Seewasser war bei hohen pH-
Werten von pH
8 bis pH
9 mit K
S4,3
0,3 mmol/L jedoch nur schwach gepuffert.
Nachdem die Einspülungen eingestellt und etwa im Jahr 1999 der Grundwasseran-
schluss erreicht waren, versauerte der Bergbaufolgesee Burghammer sehr rasch auf
Werte um pH
3. Erste Versuche zur chemischen Neutralisation fanden in den
Jahren 2001 und 2002 durch Umwälzung der im See abgelagerten Kraftwerksaschen
statt. Diese Versuche führten zu einem Anstieg des pH-Wertes im Jahr 2001 bis in
den Neutralbereich. Das Verfahren erwies sich aufgrund der geringen Restalkalinität
in den Aschen als ineffizient. Noch während der zweiten Versuchsphase versauerte
der See durch gestiegene Grundwasserzuflüsse wieder auf pH
3,5. Interessant an
der ersten Neutralisationsepisode ist, dass die Ammonium-N-Konzentration innerhalb
weniger Monate von zuvor etwa 2 mg/L auf Werte < 0,5 mg/L sank (Bild 16 links
oben und unten).
Mit dem Abklingen des neutralen Zustandes erhöhte sich die
Ammonium-N-Konzentration wieder innerhalb kurzer Zeit auf die ursprünglich hohen
Werte, die sich in den Folgejahren zwischen 1,5 und 1,8 mg/L einpendelten.
Mit dem Zwang zur Ausleitung des inzwischen bis zum Hochstau angestiegenen
Wasserstandes im Speicher Burghammer wurde im Jahr 2009 erneut eine
chemische Neutralisation mit einem Konditionierungsschiff vorgenommen. Mit Kalk-
steinmehl wurde der pH-Wert von pH
3 bis Juni 2009 zunächst auf pH
5 ange-
hoben. In den folgenden drei Wochen wurde der See mit Kalkhydrat zielgerichtet auf
Werte um pH
8 neutralisiert (Bild 16 rechts oben und unten).
Zeitlich verzögert zur
Neutralisation setzte die bakterielle Nitrifikation ein. Von September 2009 bis Oktober
2010, d. h. innerhalb eines Jahres, verringert sich die Ammonium-N-Konzentration
von ursprünglich 1,5 bis 1,8 mg/L auf etwa 0,4 mg/L. Das entspricht einer spezi-
fischen zeitgemittelten Eliminationsleistung von 90 bis 120 kg/d.

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 57
Durch den inzwischen höheren Wasserspiegel im Speicher Lohsa II unterliegt der
Bernsteinsee dauerhaft dem Einfluss sauren Kippen- und Grundwassers. Das führt
regelmäßig zu Säureschüben, die eine periodische chemische Nachbehandlung er-
fordern. Aufgrund planungstechnischer Schwierigkeiten musste die chemische Nach-
behandlung von Ende 2010 bis zum ersten Halbjahr 2011 ausgesetzt werden. Das
führte zu einer zeitweiligen Wiederversauerung des Sees, die zuerst und am meisten
sichtbar in Grundnähe des Sees wirksam wurde (Bild 16 rechts unten).
Mit der
Wiederversauerung unter pH < 5…6 kam auch die Nitrifikation zum Erliegen und die
Ammoniumkonzentration stieg kontinuierlich wieder an.
Bernsteinsee G1.221 (o,u)
0
1
2
3
4
5
6
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8
Jan 99
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Stickstoff [mg/L]
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3
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6
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
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Jan 07
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Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
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3
4
5
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bernsteinsee G1.221 (g)
0
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4
5
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Jan 99
Jan 00
Jan 01
Jan 02
Jan 03
Jan 04
Stickstoff [mg/L]
1
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4
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8
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
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Jan 10
Jan 11
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Stickstoff [mg/L]
1
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 16:
Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und der Nitrat-N-Konzen-
tration im Bernsteinsee in Phasen der Neutralisation und der Wiederversauerung
(Daten: LMBV)
Das Experiment Burghammer zeigt, dass die bakterielle Nitrifikation unabhängig von
der hydrochemischen Vorgeschichte auch bei einer chemischen Neutralisation in
Gang kommt. Ähnlich dem durch Fremdflutung neutralisierten Bärwalder See

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 58
benötigt die Bakterienpopulation der Nitrifikanten einen definierten Säure-Basen-
Zustand und eine gewisse Zeit zur Reproduktion, um die Nitrifikation in Gang zu
setzen. Dabei setzt die Nitrifikation offensichtlich bereits wenige Wochen nach
Überschreiten des Schwellenwertes pH > 5…6 bereits ein. Quantitative Umsätze, die
sich auf die Ammoniumkonzentration im gesamten See auswirken, werden jedoch
erst nach mehreren Monaten erreicht.
Bockwitzer See
Der Bockwitzer See war bis Februar 2004 ein schwefelsaurer Bergbaufolgesee mit
einem pH-Wert zwischen pH
2,4 und pH
3,4. Ab März 2004 wurde dem See zur
Neutralisation mittels eines stationären In-lake-Verfahrens Soda Na
2
CO
3
zugegeben
(Neumann et al. 2007). Flutungswasser wurde im Zeitraum der Neutralisation nicht
im größeren Maße zugeführt. Erst im September 2004 war ein Anstieg des pH-
Wertes nachweisbar. Bis August 2007 lag der pH-Wert unter pH < 5,5. Ab diesem
Zeitpunkt bis April 2010 lagen die pH-Werte dann stabil über pH > 5,5. Im Mai 2011
trat eine deutliche Wiederversauerung ein. Der pH sank auf ein Minimum von
pH
4,6 und stieg dann im weiteren Jahresverlauf wieder auf pH
5,9 an (Bild 17).
Bockwitzer See
0
1
2
3
4
Jan 95
Jan 96
Jan 97
Jan 98
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Jan 00
Jan 01
Jan 02
Jan 03
Jan 04
Jan 05
Jan 06
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
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10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 17:
Verlauf von pH-Wert, Ammonium- und Nitratkonzentration im Oberflächenwasser
des Bockwitzer Sees von 1995 bis 2011 (Daten: LMBV)
Bis September 2009 waren die Nitratkonzentrationen niedriger als die Ammonium-
konzentration. Ab Dezember 2008 ging die Ammoniumkonzentration zurück und
steigt im Gegenzug die Nitratkonzentration an. Seit September 2009 liegt die
Ammoniumkonzentration meist unter der Nitratkonzentration. Im Bockwitzer See war
etwa ein Jahr nach dem Anstieg des pH-Wertes über pH > 6 ein Rückgang der
Ammoniumkonzentration und ein gleichzeitiger stöchiometrischer Anstieg des Nitrat-
konzentration zu erkennen. Berücksichtigt werden muss die zeitliche Auflösung der
Messungen, die in diesem Zeitraum etwa in einem dreimonatigen Abstand erfolgten.
Trotz der jüngeren Versauerungsschübe liegt die Ammonium-Stickstoff-Konzen-
tration zuletzt im Bockwitzer See bei etwa 0,3 mg/L

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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
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Seite 59
4.3.2.4 Junge Bergbaufolgeseen mit hydrochemischen Besonderheiten
Im Lugteich bei Hoyerswerda überlagern sich zwei Effekte: der Einfluss des Braun-
kohlenbergbaus und der Einfluss des kommunalen Abwassers. Das Teilbecken
Klärteich des Bergbaufolgesees Lugteich wurde Jahrzehnte zur Einleitung des unge-
reinigten Abwassers der Stadt Hoyerswerda benutzt. Dadurch hatte sich im Klärteich
ein durchmischungsfreies Monimolimnion mit besonderen hydrochemischen Eigen-
schaften gebildet. Das Monimolimnion war mit Nähr- und Zehrstoffen stark ange-
reichert, deshalb hatte sich hier ein anoxisches Milieu gebildet. Die Ammonium-N-
Konzentration lag weit über 10 mg/L (Bild 18 oben).
Nitrat-Stickstoff ist praktisch
nicht vorhanden. In der hydrochemischen Entwicklung der oberflächennahen
Bereiche des Klärteiches ist an der Verdünnung der Ammoniumkonzentration der
Einfluss des nassen Sommers 2010 zu erkennen (Bild 18 oben links).
Lugteich Klärteich (3.041) o/u
Lugteich Klärteich (3.041) g
0
1
2
3
4
5
6
7
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Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
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4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
0
3
6
9
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15
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24
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
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5
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7
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pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Lugteich (3.051) o/u
Lugteich (3.051) g
0
2
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14
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Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
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7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
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4
5
6
7
8
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10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 18:
Jüngere Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-
Konzentration in den Teilbecken des Lugteiches (Daten: LMBV)

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4.3.2.5 Ältere Bergbaufolgeseen
Zu Vergleichszwecken ist von Interesse, wie sich der Stickstoffhaushalt in „alten“
Bergbaufolgeseen darstellt, die schon seit Jahrzehnten eine wasserwirtschaftliche
Nutzung erfahren. Hierfür wurden die Daten der Speicher Lohsa I und Knappenrode
von der LTV verwendet. In den folgenden Bildern Bild 19
und Bild 20
ist der Gang
des pH-Wertes, der Ammonium-N- und der Nitrat-N-Konzentration der letzten fünf
Jahre von 2007 bis 2011 im Ausschnitt für die oberflächennahen und Profilproben
(jeweils links) sowie für die Grundproben (jeweils rechts) dargestellt.
Knappensee Knap 3_000 (p)
Knappensee Knap 3_000 (g)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 19:
Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-Konzentration
Speicher Knappenrode (Daten: LTV)
Lohsa I Loh1_3_500 (p)
Lohsa I Loh1_3_500 (g)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
Jan 07
Jan 08
Jan 09
Jan 10
Jan 11
Jan 12
Stickstoff [mg/L]
2
3
4
5
6
7
8
9
10
pH-Wert
Ammonium-N
Nitrat-N
pH-Wert
Bild 20:
Entwicklung des pH-Wertes sowie der Ammonium-N- und Nitrat-N-Konzentration
Speicher Knappenrode (Daten: LTV)

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Institut für Wasser und Boden Dr. Uhlmann (Dresden)
IDUS Biologisch Analytisches Umweltlabor GmbH (Ottendorf-Okrilla)
Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 61
In den Abbildungen ist zu beachten, dass in den Wintermonaten November bis März
keine Messungen durchgeführt werden. Die Entwicklung der hydrochemischen Kenn-
werte ist in den Kompartimenten beider Speicher qualitativ grundsätzlich vergleich-
bar. Zunächst fällt der Unterschied der pH-Werte im Epilimnion und in Gundnähe der
Speicher auf. Dabei erreicht der oberflächennahe pH-Wert in den Speichern im
Sommer regelmäßig hohe Werte pH > 8,5 und im Speicher Lohsa I sogar bis pH > 9.
Im Frühsommer ist die Nitratkonzentration in beiden Kompartimenten am höchsten.
Sie verringert sich bis zum Höhepunkt der Sommerstagnation auf Werte im Bereich
der Nachweisgrenze. Die Ammoniumkonzentration entwickelt sich spiegelbildlich zur
Nitratkonzentration. Hier werden im Frühjahr die niedrigsten Konzentrationen ge-
messen. Die Ammoniumkonzentration erhöht sich im Laufe des Sommerhalbjahres.
Im Epilimnion werden dabei Konzentrationen von etwa 0,2 bis max. 0,3 mg/L
Ammonium-N erreicht. In Grundnähe steigen die Ammonium-N-Konzentrationen
deutlich stärker an. Hier erreichen sie 0,5 bis über 1,0 mg/L.
Die Entwicklung der Nitratkonzentration wird durch die winterlichen Einträge und die
sommerliche Nitratelimination infolge Pflanzenaufnahme und infolge der mikro-
biologischen Denitrifikation im anaeroben Milieu (grundnah) bestimmt. Der sommer-
liche Anstieg der Ammonium-N-Konzentration in beiden Kompartimenten erscheint
zunächst widersprüchlich, zumal unter den gegebenen hydrochemischen Verhält-
nissen von günstigen Bedingungen für die bakterielle Nitrifikation ausgegangen
werden kann. Offensichtlich ist der Ammonium-Eintrag unter sommerlichen
Bedingungen bei abgesenktem Wasserspiegel in den Speichern größer als die
Nitrifikationsleistung der Biozönosen in den Seen. Der Ammoniumeintrag erfolgt aus
den Innenkippen der ehemaligen Tagebaue und infolge anaerober Sediment-
prozesse.
Für das Verständnis der Prozesse in den Speichern Lohsa I und Knappenrode wäre
zu prüfen, ob der hochsommerliche pH-Anstieg die Nitrifikation hemmt. Außerdem
wäre die Chemodynamik der Speicher auch über das Winterhalbjahr weiter zu
verfolgen.

image
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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 62
4.3.3
Ammoniumkonzentration und Ammoniakbildung
Die Bildung von Ammoniak aus Ammonium ist eine chemische Gleichgewichts-
reaktion. Der Prozess hängt von der Ammoniumkonzentration, vom pH-Wert und von
der Wassertemperatur ab. Die Gleichgewichtskonzentration des Ammoniaks kann
aus der Ammoniumkonzentration nach folgender Näherungsgleichung (1a) berech-
net werden (ATV 2001b):
Für pH > 6,5 gilt:
pH
pK ( T )
4
3
10
1
[NH
N ]
[NH
N]
+
=
................................................. (1a)
Mit
273,16 T[ C]
2729,92
pK(T) 0,09018
=
+
..................................................
(1b)
Aus den Messwerten wird der höchste pH-Werte als ungünstigster Wert für die
Ammoniakbildung gefiltert. Für den ungünstigsten pH-Wert werden Isolinien der
Ammoniakkonzentration berechnet und im Diagramm Ammonium-N-Konzentration
versus Wassertemperatur dargestellt (Bild 21).
Die Isolinien werden für den Richtwert
(0,005 mg/L), für den doppelten Richtwert (0,010 mg/L), für den Grenzwert
(0,025 mg/L), für den doppelten Grenzwert und für den vierfachen Grenzwert der
Ammoniakkonzentration gemäß der SächsFischgewV dargestellt.
4.3.3.1 Natürliche Prozesse
Ein natürlicher See, der mit den Bergbaufolgeseen hinsichtlich der Morphometrie und
Limnologie vergleichbar wäre, existiert in der Lausitz nicht. Deshalb werden die
älteren Bergbaufolgeseen, die Speicher Lohsa I und Knappenrode, als Vergleichs-
basis verwendet. In diesen Speichern haben sich natürliche Biozönosen und ver-
gleichsweise stabile Stoffkreisläufe herausgebildet (vgl. Abschn. 4.3.2.5).
Die nachfolgende Darstellung der Profildaten des Speichers Lohsa I (Mst.
Loh1_3_500) in Bild 21
zeigt, dass bei einer ungünstigen Kennwertekonstellation der
Grenzwert für Ammoniak erreicht, aber nicht überschritten wird. Bei einem insgesamt
niedrigen Konzentrationsniveau des Ammoniums mit maximal 0,16 mg/L werden
kritische Situationen vor allem durch hohe Wassertemperaturen und hohe pH-Werte
verursacht. Die einmal gemessene höchste Ammoniumkonzentration korrespondiert
jedoch weder mit dem höchsten pH-Wert noch mit der höchsten Temperatur. Die
Ammoniakwerte liegen überwiegend zwischen dem Richtwert und dem Grenzwert.

image
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SP Lohsa 1, TP Verbindungsgraben (TRG Mortka) Loh1_3_500 (p/i)
pH
max
= 8,6
T
max
= 26,3°C
NH
4
-N
max
= 0,160 mg/L
Ammoniak [mg/L]
Richtwert
Grenzwert
0,000
0,001
0,010
0,100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Ammoniak [mg/L] .
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005 Richtwert
Grenzwert
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Temperatur [°C]
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Temperatur [°C]
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005
für pH
max
= 8,6
Bild 21:
Gemessene Ammonium-N-Konzentration und Berechnung der Ammoniak-
konzentration im Epilimnion und im Mischprofil des Speichers Lohsa I im
Beobachtungszeitraum von 2000 bis 2011
Grundnah werden im gleichen Speicher zeitweilig deutlich höhere Ammonium-
konzentrationen gemessen (Bild 22).
Da hier sowohl die Temperatur als auch der
pH-Wert systematisch niedriger liegen, fällt die Einschätzung deutlich günstiger aus,
als für die Profilmischproben. Die Ammoniakkonzentration liegt überwiegend unter
dem Richtwert.

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SP Lohsa 1, TP Verbindungsgraben (TRG Mortka) Loh1_3_500 (g)
pH
max
= 8,0
T
max
= +7,8°C
NH
4
-N
max
= 1,1 mg/L
Ammoniak [mg/L]
Richtwert
Grenzwert
0,000
0,001
0,010
0,100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Ammoniak [mg/L] .
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005 Richtwert
Grenzwert
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Temperatur [°C]
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Temperatur [°C]
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005
für pH
max
= 8,0
Bild 22:
Gemessene Ammonium-N-Konzentration und Berechnung der Ammoniak-
konzentration im Tiefenwasserbereich des Speichers Lohsa I im
Beobachtungszeitraum von 2000 bis 2011
Im Speicher Knappenrode werden zeitweilig sehr hohe pH-Werte und im Mittel auch
höhere Ammoniumkonzentrationen als im Speicher Lohsa I gemessen. Da die hohen
Wassertemperaturen mit den hohen pH-Werten zusammentreffen, wird selbst bei
vergleichsweise niedrigen Ammoniumkonzentrationen von 0,1 mg/L der Grenzwert
für Ammoniak erreicht (Bild 23).
Der Richtwert für Ammoniak wird vergleichsweise
häufig überschritten. In einem natürlichen See wird Ammonium überwiegend aus
dem Einzugsgebiet eingetragen und ggf. auch durch respirative Prozesse aus dem
Sediment freigesetzt. Im Unterschied zu den natürlichen Seen haben die Bergbau-
folgeseen ihre Ammoniumquelle in den ehemaligen Innenkippen. Diese Quellen sind
zumindest für die nächsten Jahrzehnte und ggf. Jahrhunderte unerschöpflich.

image
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Knappensee Knap_3_000 (p/i)
pH
max
= 9,2
T
max
= +25,6°C
NH
4
-N
max
= 0,29 mg/L
Ammoniak [mg/L]
Richtwert
Grenzwert
0,000
0,001
0,010
0,100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Ammoniak [mg/L] .
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005 Richtwert
Grenzwert
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Temperatur [°C]
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Temperatur [°C]
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005
für pH
max
= 9,2
Bild 23:
Gemessene Ammonium-N-Konzentration und Berechnung der Ammoniak-
konzentration im Epilimnion und im Mischprofil des Speichers Knappenrode im
Beobachtungszeitraum von 2000 bis 2011

image
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4.3.3.2 Fremdflutung
Der Bärwalder See ist ein Beispiel für die günstige Wirkung der Fremdflutung auf die
Entwicklung der Wasserbeschaffenheit. Der Bärwalder See wurde aus der Spree am
Wehr Uhyst geflutet und erhielt außerdem beträchtliche Zuflüsse aus dem Dürr-
bacher Fließ und dem Schulenburgkanal. Gleichzeitig erfolgten vergleichsweise
große Wasserverluste in den Grundwasserabsenkungstrichter der Tagebaue Reich-
walde und Nochten. Somit konnte der Wasserkörper während der Flutung mehrfach
ausgetauscht und damit verdünnt werden. Die Notwendigkeit zur Ausleitung des
eigenen überschüssigen Wasserdargebotes ergab sich erst im Jahr 2009. Zu diesem
Zeitpunkt waren im Bärwalder See der Eisenpuffer und der Aluminiumpuffer bereits
vollständig überwunden. Aufgrund des schwach ausgebildeten Hydrogencarbonat-
puffers liegt der pH-Wert im Bereich um pH
5. Da der pH-Wert damit noch
unterhalb der Ausleitkriterien aus Bergbaufolgeseen lag, ordnete die Behörde ein
enges Monitoring zur Überwachung der Ausleitung ab dem Jahr 2010 an. Der
Bärwalder See wies anfänglich eine Ammoniumkonzentration von 1,1 mg/L auf.
Mit dem Anstieg des pH-Wertes etablierte sich die Nitrifikation im Bärwalder See. Die
Ammoniumkonzentration im Bärwalder See sank innerhalb von zwei Jahren auf < 0,2
mg/L (vgl. Abschn. 4.3.2.2).
In der gleichen Zeit erhöhte sich der pH-Wert auf pH = 6
bis pH = 7. Die Darstellung in Bild 24
zeigt, dass zu keinem Zeitpunkt eine kritische
Ammoniakkonzentration im See erreicht wurde. Die Ammoniakkonzentration liegt
überwiegend unter dem Richtwert. Das Beispiel zeigt, dass die Fremdflutung mit
einer langsamen Veränderung der hydrochemischen Verhältnisse auch für die Ent-
wicklung der Ammoniumkonzentration günstig ist. Mit dem langsamen Anstieg des
pH-Wertes kann sich die bakterielle Nitrifikation einrichten. Bevor hohe pH-Werte im
See infolge biochemischer Prozesse überhaupt entstehen, hat sich die Ammonium-
konzentration bereits deutlich verringert.
Wichtig für den Fortbestand des günstigen Zustandes des Bärwalder Sees ist die
Überwachung und Nachsorge des Bergbaufolgesees. Eine Wiederversauerung muss
vermieden werden, da mit dem Eindringen mineralreichen Kippenwassers einerseits
der pH-Wert sinkt und damit die Nitrifikation zum Erliegen kommt und andererseits
die Ammoniumkonzentration wieder ansteigt, was das Beispiel Bernsteinsee belegt
(vgl. Abschn. 4.3.2.3).
Das Aufrechterhalten eines neutralen Zustandes oberhalb des
Aluminiumpuffers (pH > 5) durch Spülungs- und Verdünnungsflutung sollte auch aus
der Sicht des Stickstoffmetabolismus Vorzug gegenüber Maßnahmen der
chemischen Wasserbehandlung eingeräumt werden. Wie im Fall des Bärwalder
Sees müssen hierfür ggf. zeitweilig Kompromisse hinsichtlich des pH-Wertes des
Ausleitwassers eingegangen werden.

image
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Bärwalder See, Ausleiter (Daten 2010-2011) F 1.061
pH
max
= 7,2
T
max
= +24,7°C
NH
4
-N
max
= 1,1 mg/L
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Temperatur [°C]
0
5
10
15
20
25
30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Temperatur [°C]
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005
Ammoniak [mg/L]
Richtwert
Grenzwert
0,000
0,001
0,010
0,100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Ammonium-N [mg/L]
Ammoniak [mg/L] .
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005 Richtwert
Grenzwert
für pH
max
= 7,2
Bild 24:
Gemessene Ammonium-N-Konzentration und Berechnung der Ammoniak-
konzentration während der ersten Ausleitphase aus dem Bärwalder See in den
Jahren 2010 und 2011
4.3.3.3 Chemische Neutralisation
Die Daten zum Bernsteinsee aus dem Zeitraum der chemischen Neutralisation von
2009 bis 2011 zeigen (Bild 25),
dass hier vereinzelte Ammoniakkonzentrationen über
dem Grenzwert berechnet werden. Die Ursache liegt am zeitlichen Zusammenreffen
von hohen Ammoniumkonzentrationen mit hohen pH-Werten im Zuge der initialen
chemischen Wasserbehandlung.

image
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Bernsteinsee nördlicher Bereich (Daten 2009-2011) 1.222 (o/u)
pH
max
= 8,7
T
max
= +23,5°C
NH
4
-N
max
= 1,1 mg/L
Ammoniak [mg/L]
Richtwert
Grenzwert
0,000
0,001
0,010
0,100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
Ammonium-N [mg/L]
Ammoniak [mg/L] .
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005 Richtwert
Grenzwert
0
5
10
15
20
25
30
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8
Ammonium-N [mg/L]
Temperatur [°C]
0
5
10
15
20
25
30
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8
Temperatur [°C]
0,100
0,050
0,025
0,010
0,005
für pH
max
= 8,7
Bild 25:
Gemessene Ammonium-N-Konzentration und Berechnung der Ammoniak-
konzentration im Bernsteinsee während des In-lake-Verfahrens zur chemischen
Neutralisation in den Jahren von 2009 bis 2011
Die chemische Neutralisation der Bergbaufolgeseen erfolgt nach dem aktuellen
Stand der Technik bei der LMBV in zwei Stufen. In der ersten Stufe bis etwa pH
5
wird bevorzugt Kalksteinmehl (CaCO
3
) verwendet. Bei höheren pH-Werten von
pH > 5 bis zur Zielgröße von ca. pH
8 wird Kalkhydrat (Ca(OH)
2
) verwendet. Die
Verwendung von zwei unterschiedlichen alkalischen Rohstoffen erfolgt aus wirt-
schaftlichen Erwägungen. Kalksteinmehl ist kostengünstiger als Kalkhydrat. Die
Löslichkeit von Kalksteinmehl ist jedoch nur bei niedrigen pH-Werten (pH < 5)
befriedigend. Bei höheren pH-Werten verringert sich die Löslichkeit von Kalk-
steinmehl, so dass der Einsatz von Kalkhydrat hier wirtschaftlich günstiger wird. Im
Bereich pH
5 wird der Aluminiumpuffer überwunden. Da die sauren Bergbaufolge-
seen nur geringe Konzentrationen anorganischen Kohlenstoffs enthalten, ist der
Hydrogencarbonatpuffer nur schwach. Bei der Anwendung von Kalkhydrat kommt es

image
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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 69
deshalb örtlich zu sehr starken pH-Sprüngen. Hier können sich verfahrensbegleitend
pH-Werte pH > 9 einstellen. Das geschieht jedoch in der Regel nur lokal und
kurzzeitig.
Die sauren Bergbaufolgeseen enthalten vergleichsweise hohe Ammoniumkonzen-
trationen. Aufgrund der niedrigen pH-Werte bildet sich jedoch praktisch kein
Ammoniak. Eine Schädigung der Fischfauna durch Ammoniak ist deshalb nicht zu
erwarten, da in den sauren Gewässern noch keine Fischfauna vorhanden ist.
Durch den Anstieg des pH-Wertes infolge der chemischen Neutralisation bildet sich
Ammoniak. Unmittelbar während und nach der Ausführung der chemischen Wasser-
behandlung resultiert hieraus auch keine Gefahr für die Fischfauna, weil diese in der
kurzen Zeit nicht entstehen kann.
Die Beobachtungen zeigen, dass sich in den chemisch neutralisierten Bergbaufolge-
seen nach einer Karenzzeit von einigen Monaten Nitrifikanten etablieren und
Ammonium zu Nitrat abbauen. Frühestens in diesem Zeitraum ist auch mit der
Entwicklung einer Fischfauna zu rechnen. Die Fischfauna trifft folglich aus der Sicht
der hydrochemischen und biologischen Genese eines chemisch neutralisierten
Bergbaufolgesees nicht mit den hohen Ammoniumkonzentrationen des ehemals
sauren Bergbaufolgesees zusammen. Die Gefahr einer Ammoniaktoxizität besteht in
dieser Phase deshalb nicht.
Aufgrund des schwachen Hydrogencarbonatpuffers in den chemisch neutralisierten
Bergbaufolgeseen neigen die meisten Seen unter dem Einfluss des Grundwasser-
zustromes, vor allem aus den Innenkippen, zur Wiederversauerung. Dieser Prozess
wurde am Bernsteinsee bereits mehrfach beobachtet (siehe Abschn. 4.3.2.3).
Im
Zuge der Wiederversauerung erhöht sich meist auch die Ammoniumkonzentration.
Das Ammonium wird überwiegend mit dem Grundwasser in den See eingetragen.
Die Versauerung bedroht zunächst die sich bereits entwickelten Fischbestände.
Zur Verhinderung der Wiederversauerung werden bei Unterschreitung eines
bestimmten Schwellenwerte, wofür in der Regel pH
6 gilt, chemische Nachbehand-
lungen durchgeführt. Aufgrund des pH-Wertes kommt für die Nachbehandlungen als
Neutralisationsmittel bevorzugt Kalkhydrat zur Anwendung. Die Anwendung von
Kalksteinmehl wäre in diesem Falle unwirtschaftlich. Die Anwendung von Kalkhydrat
führt infolge des schwachen Hydrogencarbonatpuffers bereits bei vergleichsweise
geringen Dosen zu einem drastischen Anstieg des pH-Wertes. Der pH-Anstieg und
die gestiegene Ammoniumkonzentration im See können einen kritischen Zustand der
Ammoniaktoxizität bewirken.
Die Ammoniaktoxizität ist folglich kein Problem der Initialneutralisation der Bergbau-
folgeseen, sondern ein Problem der chemischen Nachbehandlungen.

image
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Untersuchungen zu Ammonium in ostsächsischen Bergbaufolgeseen
Abschlussbericht (August 2012)
Seite 70
4.3.3.4 Mathematische Prozessbeschreibung der Nitrifikation
Unter sauren Milieubedingungen in den Bergbaufolgeseen ist das Wachstum der
nitrifizierenden
Bakterien
(z. B.
Nitrosomonas,
Nitrobacter)
gehemmt
(vgl.
Abschn. 5.2.2).
Die natürliche mikrobiologische Oxidation von Ammonium über Nitrit
nach Gleichung
(2) zu Nitrat nach Gleichung
(3) findet deshalb praktisch nicht statt.
2NH
3O
2NO
4H
2H
2
O
2
MO
+
4
+
2
→
+
+
+
...............................................................(.2)
+
→
3
MO
2NO
2
O
2
2NO
..............................................................................................
(3)
Messreihen des LMBV-Monitorings zeigen, dass sowohl in Bergbaufolgeseen, die
durch Flutung neutralisiert wurden (z. B. Bärwalder See, siehe Abschn. 4.3.2.2),
als
auch in Bergbaufolgeseen, die chemisch neutralisiert wurden (z. B. Speicher Burg-
hammer, siehe Abschn. 4.3.2.3),
ein Abbau der Ammoniumkonzentration einsetzt.
Der Ammoniumabbau ist auf die Nitrifikation zurückzuführen, die sich erst unter
neutralen Milieubedingungen im Bergbausee als aerober mikrobiologischer Prozess
einstellt.
Die Nitrifikation in Bergbaufolgeseen kann als makroskopischer Ansatz mit einem
mathematischen Modell beschrieben werden. Die Nitrifikation wird als eine vom
Wachstum der Nitrifikanten, von der Wassertemperatur und von der Sauerstoff-
konzentration abhängige Monod-Kinetik abgebildet, siehe Gleichung
(4). Der Monod-
Term beschreibt die Konzentrationsabhängigkeit der Rate. Der Einfluss des Wachs-
tums der Mikroorganismen, der Wassertemperatur und der Sauerstoffkonzentration
werden in dieser Gleichung durch dimensionslose Faktoren berücksichtigt.
k(NH ) f(Nitr) f(T) f(O )
dt
d[NH ]
4
2
4
=−
+
+
.................................................................... (4)
NH4
4
1/2
NH4
4
4
max
K
[NH ]
k
[NH ]
mit k(NH )
+
=
+
+
+
....................................................................
(5)
[NH
+
]
4
................................
Ammoniumkonzentration [mg/L]
k(NH
+
)
4
................................
Abbaurate [mg/L/d]
NH4
k
max
................................
maximale Abbaurate [mg/L/d]
NH4
K
1/ 2
................................
Halbsättigungskonzentration [mg/L]
f(Nitr)................................
Faktor des Nitrifikantenwachstums [-]
f(T)
................................
Faktor der Temperaturabhängigkeit [-]
f(O
2
)
................................
Faktor der Sauerstoffabhängigkeit [-]

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Das Wachstum der Nitrifikanten ist in erster Linie vom pH-Wert des Seewassers
abhängig. Bei pH < 5…6 ist das Wachstum gehemmt. Nach Überschreitung von
pH
5…6 und nach einer Adaptionszeit setzt das Wachstum der Nitrifikanten ent-
sprechend einer logistischen Funktion ein. Damit ist zunächst ein Anstieg der
Umsatzrate verbunden. Die Konzentrationsabhängigkeit der Monod-Kinetik bedingt,
dass sich die Rate mit dem Verbrauch des Ammoniums wieder verringert (Bild 26).
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
0
200
400
600
800
Zeit [d]
Wachstumsfaktor
0
0,5
1
1,5
2
2,5
0
200
400
600
800
Zeit [d]
Konzentration (mg/L)
0,010
0,008
0,006
0,004
0,002
0,000
Rate mg/(L*d)
Rate
Konzentration
Bild 26:
Logistische Wachstumsfunktion, Monod-Kinetik der Abbaurate und resultierende
Substratkonzentration (Parametrisierung exemplarisch)
Für die Temperaturabhängigkeit der Nitrifikationsrate wurde der mathematische
Lösungsansatz des Temperaturfaktors aus dem Gewässergütemodell für Fließ-
gewässer CE-QUAL-W2 (Cole & Wells 2008) verwendet, siehe Gleichung
(6).
(
)
(
)
1
TT
1
TT
1
1Ke
K
Ke
f (T)
1
1
1
1
+
=
γ
γ
darin ist:
(
)
K(1 K)
K1K
ln
T
T
1
1
2
2
1
2
1
1
γ =
...........................................
(6)
mit
T............................
Wassertemperatur [°C]
T
1
, T
2
.....................
Stützstellen der Temperaturfunktion [°C]
K
1
, K
2
...................
Funktionswerte der Stützstellen [0 < K < 1]

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T1, K1
T2, K2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
0
5
10
15
20
25
30
Temperatur (°C)
Temperaturfaktor
Bild 27:
Funktionaler Ansatz zur Beschreibung der Temperaturabhängigkeit
biologischer Abbauprozesse (Parametrisierung exemplarisch)
Die Abhängigkeit der Nitrifikationsrate von der Sauerstoffkonzentration ergibt sich
aus dem spezifischen Sauerstoffbedarf der Reaktion. Der Sauerstoffbedarf beträgt
4,3 g O
2
/g NH
4
-N. Das Verhältnis der Diffusionskoeffizienten für Ammonium und für
Sauerstoff beträgt rund 0,7. Daraus resultiert ein stöchiometrisches Verhältnis von
rund 3 g O
2
/g NH
4
-N, unterhalb dessen die Sauerstoffkonzentration limitierend für die
Nitrifikationsrate wird (Nowak & Schweighofer 1998). Die Abhängigkeit wird durch
eine normierte Sättigungsfunktion für das Konzentrationsverhältnis von Sauerstoff zu
Ammonium ausgedrückt (Gleichung
(7)).
1/ 2
O2
NH4
O2
NH4
2
v
v
v
f(O )
+
=
darin ist
]
[NH
v
[O]
4
O2
2
NH4
=
+
.......................................................... (7)
mit
O2
v
NH4
....................
stöchiometrisches Verhältnis der Sauerstoffkonzentration [O
2
]
und der Ammoniumkonzentration [NH
+
]
4
v
1/ 2
.....................
Halbsättigungswert [-]
Die Nitrifikation wird in einem PHREEQC-Modul (Parkhurst & Appelo 1999) als
Kinetik definiert. Die maximale Nitrifikationsrate, die Halbsättigungskonzentration, der
pH-Schwellenwert, der Koeffizient der logistischen Wachstumsfunktion sowie die
Parameter des Temperaturfaktors basieren auf modellgestützten Auswertungen der
In-lake-Neutralisation des Speichers Burghammer (BTU 2010). Neben der guten
Abbildung des In-lake-Verfahrens anhand des pH-Wertes konnte mit dem oben
beschriebenen Modellansatz auch die Entwicklung der Ammoniumkonzentration im
Speicher Burghammer sehr gut nachgebildet und prognostiziert werden (vgl. Bild 28).
Das Nitrifikationsmodell spiegelt sowohl in den Phasen der chemischen Neutrali-
sation als auch in den Phasen der Wiederversauerung die gemessene Ammonium-
konzentration sehr gut wider.

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Jan.09
Jul.09
Jan.10
Jul.10
Jan.11
Jul.11
Jan.12
Jul.12
-250
-200
-150
-100
-50
0
50
100
150
200
250
Q [m³/min], gestapelt
0.5
1
1.5
2
2.5
NH
4
-N [mg/L]
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Stoffeinsatz In-lake-Verfahren [t/d]
104.0
104.5
105.0
105.5
106.0
106.5
107.0
107.5
108.0
108.5
109.0
Wasserstand [m NHN]
2
4
6
8
10
pH-Wert
Ausleitgrenzwert
Ausleitgrenzwert
Epilimnion
Hypolimnion
grundnah
Profilmischprobe
Modell
Flutung aus Kleiner Spree
Ausleitung in Kleine Spree
Gw-Zustrom/-Abstrom
CaCO
3
/ Ca(OH)
2
Wasserstand
Bild 28:
Modellgestützte Nachbildung des chemischen In-lake-Verfahrens im Bergbaufolge-
see Burghammer mittels hydrochemischer Modellierung, aus (IWB 2012)

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4.4
Fließgewässer
Zur Bewertung der Wasserbeschaffenheit in den Fließgewässern des Unter-
suchungsgebietes standen langjährige Datenreihen des LfULG zu folgenden Mess-
stellen zur Verfügung (Tabelle 12).
Tabelle 12:
Messstellen und Daten des LfULG zur Beschaffenheit der Fliessgewäserr
Fließgewässer
Proben
nahmestelle
Nummer
Bezugspegel
Anzahl
Daten
von
Daten
bis
Lausitzer Neiße
uh. Steinbach
OBF17600
Görlitz
215
Jan 1999
Dez 2011
Spree
Lieske
OBF21000
Lieske
130
Jan 2002
Dez 2011
Spree
Tzschelln
OBF21200
Sprey
105
Jan 2001
Dez 2011
Spree
Zerre oh. ESPAG
OBF21400
Spreewitz
214
Jan 1999
Dez 2011
Kleine Spree
Spreewitz - KS
OBF22100
Burgneudorf
141
Jan 1999
Jun 2011
Schwarzer Schöps
Sproitz
OBF23800 Reichwalde 2
125
Jan 1999
Dez 2010
Schwarzer Schöps
Sprey
OBF24100
Boxberg
142
Jan 2000
Nov 2011
Die saisonale Spannweite der Ammonium-N-Konzentration an den Messstellen des
LfULG ist für das gesamte zur Verfügung stehende Datenkollektiv nachfolgend
anhand von Boxplots (Bedeutung eines Boxplots siehe Abschn. 4.1)
vergleichend
dargestellt (Bild 29).
N =
114 91
65 59
48 51
39 41
62 66
70 55
72 64
24100
23800
22100
21400
21200
21000
17600
NH4-N [mg/L]
1,2
1,1
1,0
,9
,8
,7
,6
,5
,4
,3
,2
,1
0,0
Sommer
Winter
Bild 29:
Vergleich der saisonalen Spannweite der Ammonium-N-Konzentration in den
Fließgewässern des Untersuchungsgebietes (Messstellenkennzeichnung siehe
Tabelle 12
,Daten: LfULG)
Die sommerlichen Ammonium-N-Konzentrationen liegen erwartungsgemäß deutlich
niedriger als die winterlichen. Das ist vor allem in der Lausitzer Neiße und in der
Spree der Fall. In der Spree lässt sich im Längsverlauf eine tendenzielle Abnahme
der sommerlichen und winterlichen Ammonium-N-Konzentration feststellen. Im

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Schwarzen Schöps sind die saisonalen Unterschiede geringer ausgeprägt, wobei die
sommerliche Grundlast höher ist, als in der Spree. Die Zunahme der Ammonium-N-
Konzentration zwischen den Messstellen Sproitz und Sprey ist im Wesentlichen auf
den Einfluss der GWBA Kringelsdorf zurückzuführen. Sie dominiert die sommerlichen
Durchflüsse im Weißen und im Schwarzen Schöps und damit auch die Ammonium-
konzentration. In der Kleinen Spree lassen sich am Pegel Burgneudorf nur geringe
saisonale Unterschiede feststellen.
Für die Fließgewässermessstellen lassen sich anhand der Messwerte und der
Durchflüsse an den Stichtagen folgende langjährige mittlere Ammonium-N-Frachten
ableiten (Tabelle 13).
Es sei bereits an dieser Stelle darauf hingewiesen, dass die in
die Auswertung einbezogenen Daten nur bis in das Jahr 2009 reichen.
Tabelle 13:
Ammonium-N-Frachten an ausgewählten Fließgewässerprofilen im
Untersuchungsgebiet (Daten: LfULG)
Fließgewässer
Messtelle
Gütemessstelle
zugeordneter
Durchflusspegel
Datenreihe
Mittlere
Ammonium-
N-Fracht in
[kg/d]
OFB23800
Sproitz
Reichwalde 2
1999-2010
16
Schwarzer
Schöps
OFB24100
Sprey
Boxberg
2000-2010
92
Kleine Spree
OFB22100
Spreewitz
Burgneudorf
1999-2010
11
OFB21000
Lieske
Lieske
2002-2010
91
OFB21200
Tzschelln
Sprey
2001-2009
105
Spree
OFB21400
Zerre oh.
ESPAG
Spreewitz
1999-2009
146
4.4.1
Kleine Spree
Die Entwicklung der Ammonium-N-Konzentration in der Kleinen Spree nahe der
Mündung in die Spree (behördliche Gütemessstelle OBF22100) ist in Bild 30
dar-
gestellt. Die Ammonium-N-Konzentration unterliegt starken Schwankungen. Die
typische jahreszeitliche Saisonalität mit hohen Ammonium-N-Konzentrationen im
Winter und niedrigen Ammonium-N-Konzentrationen im Sommer ist hier nicht aus-
geprägt. Konzentrationsspitzen treten zu unterschiedlichen Jahreszeiten auf. Etwa
seit dem Jahr 2007 lässt sich eine starke Zunahme der Ammonium-N-Konzentration
in der Kleinen Spree beobachten.
Die Ammoniumbelastung der Kleinen Spree durch kommunale Einleiter und Flächen-
einträge ist gering. Eine geringe Ammoniumvorbelastung hat die Kleine Spree am
Wehr Spreewiese aus dem Zulauf der Spree. Der Speicher Lohsa I bewirkt einen
Abbau des Ammoniums (vgl. Abschn. 4.3.2.5)
und damit eine Verringerung der
Ammoniumkonzentration in dem teilbewirtschafteten Volumenstrom. Die Kleine
Spree dient im Oberlauf bis zum Pegel Burg 2 zunächst als Ressource für die
Flutung und für die Nachsorge der Bergbaufolgeseen Dreiweibern, Scheibe und
Burghammer. In diesem Bereich fließt der Kleinen Spree kein bergbaulich belastetes
Grundwasser zu, so dass hier keine stofflichen Belastungen aus dem Sanierungs-
bergbau nachweisbar sind. Erst unterhalb des Pegels Burg 2 unterliegt die Kleine

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Spree bergbaulichem Einfluss. Zunächst mündet am Flusskilometer 7,700 der Berg-
baufolgesee Scheibe ein. Hier wird künftig ein Abfluss in einer Größenordnung von
MQ
0,220 m³/s erwartet. Bislang wurde noch kein Wasser aus dem Scheibesee
ausgeleitet. Die Ausleitung steht aber kurz bevor.
Kleine Spree in Spreewitz (OBF22100)
0
5
10
15
20
25
30
2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011
Durchfluss [m³/s],
Wassertemperatur [°C]
0,0
0,3
0,6
0,9
1,2
1,5
1,8
Ammonium-Stickstoff [mg/L]
Durchfluss
Wassertemperatur
Ammonium-Stickstoff
Bild 30:
Entwicklung und Dynamik der Ammonium-N-Konzentration in der Kleinen Spree an
der Gütemessstelle Spreewitz (Daten: LfULG)
Am Flusskilometer 4,500 mündet der Ausleiter des Speichers Burghammer in die
Kleine Spree. Das ist der einzige Ausleiter des Speichersystems Lohsa II. Der Aus-
leiter soll gemäß den technischen Planungen im Regelbetrieb der Speicherbewirt-
schaftung des Speichers Lohsa II bis maximal 7 m³/s ausleiten. Diese Wassermenge
ist im Unterlauf von der Kleinen Spree abzuführen. Dazu muss die Kleine Spree noch
ausgebaut werden.
Etwa ab dem Schulze-Wehr (Flusskilometer 3,800) unterliegt die Kleine Spree dem
Grundwassereinfluss. Die diffusen Grundwasserzutritte zur Kleinen Spree zwischen
dem Schulze-Wehr und der Mündung in die Spree wurde mittels Durchfluss-
messungen im Auftrag der LMBV (IWB 2011a) bei sommerlichen Niedrigwasser-
abflüssen als Differenz mit etwa 0,3 m³/s ermittelt. Mit dem Grundwasserzutritt
erhöhen sich in der Kleinen Spree messbar die Sulfat-, Eisen- und Ammonium-
konzentrationen. Der Einfluss des Grundwassers auf die Kleine Spree ist derzeit vor
allem durch die hohe Eisenbelastung deutlich sichtbar. Das Grundwasser hat
außerdem einen Versauerungseinfluss auf die Kleine Spree. Der pH-Wert in der
Kleinen Spree wird bei Niedrigwasserabflüssen am Pegel Burg 2 bis Spreewitz auf
etwa pH
6 verringert.
Durch eine Wassermengen- und Stoffmengenbilanz (Bild 31)
wurde die mittlere
Stoffkonzentration des diffus zutretenden Grundwassers für die Stichtage berechnet.
Die Ergebnisse der beiden Stichtagsmessungen sind vergleichbar. Für die
Ammoniumkonzentration des Grundwassers wurden 1,6 bzw. 1,8 mg/L ermittelt
(Tabelle 14).
Diese Ammoniumkonzentration ist für das bergbaulich beeinflusste
Grundwasser der Spreewitzer Rinne typisch. Damit treten der Kleinen Spree derzeit
etwa 40 bis 50 kg/d Ammonium-Stickstoff diffus zu. Diese Größenordnung der

image
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diffusen Ammoniumzutritte wurde in der behördlichen Messreihe von 2000 bis 2009
(vgl. Tabelle 13)
überwiegend noch nicht erfasst. Der Einfluss des Grundwassers auf
die Kleine Spree ist etwa ab dem Jahr 2007 nachweisbar. Im Jahr 2009 wurde in
(IWB 2010a) durch Stichtagsmessungen diffuse Zuflüsse in einer Größenordnung
von 70 bis 90 L/s gemessen und damit etwa ¼ bis
der im Jahr 2011 ermittelten
Mengen.
Vorbelastung der Kleinen Spree:
Q
KS0
C
KS0
Ausleiter Burghammer:
Q
BGH
C
BGH
Grundwasser:
Q
GW
C
GW
Kleine Spree in Spreewitz:
Q
KS
C
KS
Bild 31:
Schema der wesentlichen Mengen- und Stoffströme im Abschnitt der Kleinen
Spree zwischen Ausleiter Burghammer und Spreewitz (Quelle: (IWB 2011a))
Tabelle 14:
Aus der Stoffmengenbilanz berechnete mittlere Konzentrationen des diffusen
Grundwasserzuflusses zur Kleinen Spree im Abschnitt zwischen Ausleiter
Burghammer und Spreewitz (Quelle: (IWB 2011a))
Kennwert
Maß-
einheit
Grundwasser
(berechnet)
08.06.2011
Grundwasser
(berechnet)
21.06.2011
Grundwasserzutritt
L/s
289
294
Elektrische Leitfähigkeit
μS/cm
1.100
1.000
SO
4
mg/L
590
490
NH
4
-N
mg/L
1,8
1,6
K
S4,3
mmol/L
-0,42
-0,35
Eisen
mg/L
75
59
Die Dominanz der diffusen Quellen des Ammoniums in der Kleinen Spree erklärt die
fehlende Saisonalität der Ammoniumkonzentration im Fließgewässer, zumindest
seitdem dieser Einfluss in der oben nachgewiesenen Größenordnung stattfindet. Die
Ammoniumkonzentration in der Kleinen Spree ist immer dann sehr hoch, wenn der
diffuse Grundwasserzutritt am Durchfluss anteilig hoch ist. Das ist unabhängig von
der Jahreszeit der Fall bei niedrigen Durchflüssen am Pegel Burg 2 und bei geringen
Ausleitungen aus dem Speicher Burghammer. Aufgrund des hohen Bewirt-
schaftungsanteils der Durchflüsse in der Kleinen Spree fehlt die jahreszeitlich
typische Saisonalität der Ammoniumkonzentration. Der Fließweg und entsprechend
GW
KS
KS
KS0
KS0
BGH
BGH
GW
Q
Q
C
Q
C
Q
C
C
=

image
image