Eine gesteigerte Aktivität hydrolysierender Enzyme im Boden kann zu verstärkten Strukturänderungen der organischen Bodenphase führen und dadurch eine erhöhte Mobilisierbarkeit des gesamten organischen Materials und einzelner organischer Schadstoffgruppen bewirken. Der Zusatz bodentypischer Enzyme zum Boden, die in der Lage sind, chemische Bindungen des SOM aufzubrechen oder umzuwandeln, bietet
daher nicht nur die Möglichkeit, den Einfluss der Enzyme auf die Verfügbarkeit organischer Stoffe zu untersuchen, sondern auch bevorzugte Sorptionsstrukturen für Schadstoffe im Boden aufzuklären.
Ein Problem derartiger Untersuchungen ist allerdings, dass freie Enzyme in aufgereinigter Form sofort effektiv inhibiert werden, sobald sie zum Boden zugegeben werden (Dick und Tabatabai, 1983; Hope und Burns, 1987). Dieser Effekt konnte auch für die drei in der vorliegenden Arbeit verwendeten Enzyme Invertase, Xylanase und CM-Cellulase im Überstand der Inkubationslösungen beobachtet werden. Dennoch wurde die Aktivität der Enzyme nicht vollständig inhibiert, so dass während der gesamten Inkubationsphase eine erhöhte Enzymaktivität vorlag. Bereits Burns (1977) bemerkte, dass es Beweise dafür gibt, dass ein Teil der zugesetzten freien Enzyme durch das Bodenmaterial diffundieren kann und nicht nur überlebt, sondern die katalytische Aktivität für lange Zeit beibehält.
Eine Möglichkeit, eine hohe und gleich bleibende Enzymaktivität während der Inkubationsphase des Versuches zu gewährleisten, wäre aber auch, in regelmäßigen kurze Abständen frische Enzymlösung zuzugeben, anstatt einer einmaligen Gabe zu Beginn des Versuchs.
Ein Problem für die Interpretation der Ergebnisse stellt außerdem die nicht vollständige Denaturierung der Enzyme des nichtaktiven Ansatzes dar. Dieser Ansatz sollte vor allem dazu dienen, Unterschiede im Freisetzungsverhalten der organischen Stoffe aufgrund des zusätzlichen lösungsvermittelnden Enzym-Kohlenstoffs aufzuzeigen. Allerdings muss durch die noch vorhandene Aktivität in der denaturierten Lösung davon ausgegangen werden, dass auch diese Lösung eine erhöhte Mobilisierbarkeit organischer Stoffe durch aktive Enzyme bewirkte. Die Intensität des Effektes, der durch die eigentliche Bodeninkubation mit aktivem Enzym ausgelöst wurde, ist dadurch verringert. Eine mögliche Aktivierung bodeneigener Enzyme wurde durch den Vergleich mit dem Wasser-inkubierten Boden ausgeschlossen.
Im anschließenden Elutionsversuch konnte kein Einfluss der Enzymlösung auf die Freisetzung des gesamten organischen Materials im Vergleich zur denaturierten Enzymlösung beobachtet werden. Der extrem hohe Kohlenstoff-Eintrag durch die Enzyme macht zum einen die Interpretation der DOC-Messungen in den ersten Eluaten unmöglich. Zum anderen besteht aber auch die Möglichkeit, da die DOC- und SAK254 nm -Messungen der späteren Eluate sowohl für die Wasser-, als auch für die Enzym-Inkubation ähnliche Werte ergaben, dass die zugesetzten Enzyme keinen Einfluss auf die Freisetzung des organischen Materials haben. Auch die Elutionskurven des gesamten organischen Materials, die durch Messung des SAK254 nm während der Elution erhalten wurden, sind sowohl in der Anfangsphase, als auch in der späteren Phase zwischen denaturiertem und aktiven Ansatz kaum verschieden. Deshalb wurden alle Eluate auf das
Freisetzungs-Verhalten der organischen Schadstoffgruppen untersucht, um mögliche kurzeitige Enzymeffekte, die eventuell nur in der Anfangsphase zu beobachten sind, nicht zu übersehen.
Dabei zeigte sich, dass in allen Eluaten und für alle untersuchten Schadstoffgruppen die höchsten Freisetzungsraten durch die Inkubation des Bodens mit der Enzymlösung ausgelöst wurden. Der Einfluss durch Inkubation des Bodens mit denaturiertem Enzym auf die Mobilisierbarkeit der Schadstoffe ist gering und die Werte sind eher mit denen des Wasser-Kontrollansatzes vergleichbar. Wie auch bei den anderen beiden untersuchten Faktoren Salze und Temperatur beobachtet werden konnte, nimmt die Intensität des Enzym-Effektes mit sinkender Hydrophobizität und Diffusivität der Schadstoffe zu.
Somit wurde die These bestätigt, dass eine erhöhte Enzymaktivität im Boden zu einer vermehrten Freisetzung organischer Schadstoffe führen kann. Die Art der eingesetzten Enzyme lässt vermuten, dass Strukturen des SOM verändert wurden, die entweder Cellulose, Xylan oder Sucrose gleichen. Die freigesetzten organischen Schadstoffe waren entweder an diese Strukturen sorbiert oder konnten durch die Auflockerung der Festigkeit der organischen Bodenphase schneller durch das SOM diffundieren. Da allerdings alle Schadstoffgruppen durch die Enzyminkubation vermehrt freigesetzt wurden und die drei Enzyme als Gemisch verwendet wurden, ist eine differenzierte Aussage über präferentielle Anlagerungsstellen der Schadstoffe am Boden mit den bisherigen Daten nicht möglich. Dazu bedarf es weiterer Untersuchungen, eventuell auch mit Enzymen anderer Klassen.
Problematisch bei der Auswahl der Enzyme ist dabei, dass relativ große Bodenmengen (300 g) in den Versuchen eingesetzt werden müssen, um die Schadstofffreisetzungen sicher bestimmen zu können und daher auch große Mengen aufgereinigter Enzyme benötigt werden, um einen Effekt auszulösen. Denkbar wäre zunächst, außer den drei bereits verwendeten Enzymen noch Amylase, Lipase, Protease, Phosphatase und Sulfatase einzusetzen. Diese Enzyme sollten ebenfalls einen Einfluss auf die organische Substanz im Boden haben, greifen aber jeweils andere chemische Strukturen des SOM an (Anhang D Tab. 38 und Tab. 39). Somit wäre eine differenzierte Aussage über das Freisetzungsverhalten der Schadstoffe möglich. Phosphatase und Sulfatase sind in den benötigten Mengen allerdings sehr teuer. Lipase erwies sich in bereits durchgeführten Vorversuchen als wenig geeignet, da die bei der Reaktion entstehenden Fettsäuren zu einer starken Versauerung der Inkubationslösung führten (Daten nicht gezeigt). Ein Einfluss der veränderten pH-Wert-Bedingungen auf die Freisetzungsraten der Stoffe wäre daher mit diesem Enzym nur schwer auszuschließen.
20 Schlussfolgerungen
Die Untersuchungen des Rieselfeldbodens haben gezeigt, dass hydrophobe organische Schadstoffe trotz Sequestrierung und damit verbundener schlechterer Bioverfügbarkeit und Mobilisierbarkeit in gefährdungsrelevanten Mengen aus dem Boden freigesetzt werden können. Nach DIN 38414–4 (1984) liegen die Grenzwerte für PCB in Bodeneluaten bei 0,05 µg/L (nach Ballschmiter, [Σ6 PCB * 5]) und für die PAK bei 0,2 µg/L (Σ15 EPA-PAK ohne Naphthalin). Bei 15 °C und Elution des Bodens mit Wasser unter kinetisch-kontrollierten Bedingungen wurden allein von einem einzigen TriCl-BP des verwendeten Rieselfeldbodens 0,03 µg/L im Eluat gemessen. Insgesamt wurden 8 TriCl-BP und 25 weitere PCB untersucht. Auch ohne Anwendung des Balschmiter-Faktors wird daher der Grenzwert unter „normalen“ Bedingungen im Labor schon deutlich überschritten. Ähnlich ist die Situation bei den PAK, wo bereits Konzentrationen eines einzelnen PAK aus der Gruppe der PAK 1 zu Konzentrationen im Eluat von 0,06 µg/L führten. Allerdings ist zu berücksichtigen, dass die gesättigte Fahrweise der Säulen zu einer ständigen Wasserverfügbarkeit im Boden führte und somit auch maximal mögliche Schadstoffmengen ausgetragen wurden. Die in den Versuchen vorherrschenden Bedingungen werden so im Feld höchstwahrscheinlich nicht auftreten. Weiterhin wird vernachlässigt, dass neben der Mobilisierung und Desorption auch eine Re-Adsorption organischer Stoffe an das SOM möglich ist. Dennoch ist davon auszugehen, dass der verwendete Rieselfeldboden, aufgrund der möglichen Verlagerung der Schadstoffe ins Grundwasser, immer noch ein erhebliches Risiko für die Umwelt und höherer Organismen darstellt.
Bereits geringfügig veränderte Bedingungen, wie die Erhöhung der Temperatur von 5 °C auf 20 °C oder Salzlösungen haben im Laborversuch die organische Bodenphase derart beeinflusst, dass sowohl für das gesamte organische Material, als auch für die untersuchten Schadstoffgruppen deutliche Unterschiede in den Freisetzungsraten ermittelt wurden.
Allerdings deuten die Ergebnisse daraufhin, dass Böden mit unterschiedlicher Zusammensetzung der organischen Phase auch verschieden auf Einflussfaktoren reagieren können, so dass die Untersuchungen auch noch mit weiteren Böden durchgeführt werden müssen, um allgemeingültige Aussagen treffen zu können.
Weiterhin zeigten die Untersuchungen, dass die Freisetzung hydrophober organischer Schadstoffe nicht allein ratenlimitiert abläuft, sondern eine Kombination kinetischer und thermodynamischer Prozesse darstellt. So lassen sich die Freisetzungsraten aller untersuchter Schadstoffgruppen durch die verschiedenen Faktoren verändern, die freigesetzten Mengen nehmen aber mit zunehmender Hydrophobizität innerhalb einer Schadstoffklasse (z.B. PCB) ab, weil die Diffusion der größeren, hydrophoberen
Schadstoffmoleküle verlangsamt ist. Hydrophobere Verbindungen, wie die TetraCl- und PentaCl-BP, sind zudem deutlich stärker von den Einflüssen betroffen als etwa die DiCl-BP. Da diese Beobachtungen konsistent für alle untersuchten Faktoren sind, kann generell vermutet werden, dass sehr hydrophobe Verbindungen zwar stärker an das SOM sorbieren als hydrophilere Verbindungen und aufgrund von Sequestrierungsprozessen gleich bleibende Umweltbedingungen mit der Zeit zu einer deutlich verminderten Desorption dieser Stoffe führen, Strukturänderungen des SOM durch äußere Faktoren die Freisetzbarkeit dieser hydrophoben Schadstoffe aber besonders stark beeinflussen.
Somit wird deutlich, dass das Risikopotentials eines hydrophoben organischen Schadstoffs von vielen unterschiedlichen Faktoren abhängt und zur realistischen Gefährdungsabschätzung nicht nur Daten zu den Stoffeigenschaften, sondern auch Eigenschaften des jeweiligen Bodens mit in die Desorptionsmodelle eingehen müssen.
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