Nährstoffgehalte

Schwefel

Der in Sedimenten enthaltene Schwefel stammt im Wesentlichen aus zwei Quellen, nämlich aus abgestorbenen Organismen (Schwefel in organischer Bindungsform) und aus der Ausfällung und Akkumulation von Sulfiden (anorganische Bindungsform).

Dabei kann die Herkunft des Sulfid-Schwefels sowohl aus der Mineralisation der or-ganischen Substanz stammen als auch aus dem bereits in oxidierter Form als Sulfat (SO4

2-) im Gewässer vorhandenen Schwefel. Schwefel geht im Sediment eine Reihe von Bindungsformen unterschiedlicher Oxidationsstufen ein. Neben Sulfiden (Oxidati-onsstufe -2) treten auch elementarer Schwefel (Stufe 0) und Sulfatester (Stufe +6) auf.

In carbonathaltigen (Locker-) Gesteinen liegt nicht selten ein erheblicher Anteil des Schwefels als Gips (CaSO4*2H2O) vor.

Innerhalb des Gewässers können die Sedimente einen erheblichen Schwefelpool darstellen, die S-Fracht ergibt sich aber vor allem aus den Anteilen gelösten Sulfats in der Wassersäule.

Die Schwefelgehalte in Sedimenten sind dann von ökologischer Relevanz, wenn durch Belüftung (z.B. bei der Landablagerung oder der Remobilisierung im Gewässer) die sulfidischen Verbindungen sowie der elementare Schwefel oxidiert werden. Dabei treten häufig sehr hohe Sulfatgehalte in den Sedimentporenwässern auf, die - im Falle der Landablagerung - zu Grundwasserproblemen führen können. Die Oxidation sufidi-scher Verbindungen bewirkt eine Verschiebung der Bindungsformen der Metalle zu leichter löslichen Fraktionen, wodurch der Schwermetallgehalte in der Lösungsphase ansteigen kann. Bei gering gepufferten Sedimenten wird eine Abnahme des pH-Wertes durch die mit der Sulfidoxidation einhergehende interne Säureproduktion beo-bachtet.

Innerhalb der Tideelbe treten hohe Gesamtschwefelgehalte in den Sedimenten des Untersuchungsabschnitts "Hamburg" auf, da hier auch die höchsten Anteile an organi-scher Substanz zu finden sind (Tabelle 4-8). Aufgrund der Korrelation von Gehalten organischer Substanz mit den Feinkorngehalten der Sedimente sind die "Schlicke" im Mittel besonders schwefelhaltig und die "Sande" schwefelarm, Mischsedimente ver-mitteln dazwischen.

Tabelle 4-8: Schwefelgesamtgehalte und C/S-Verhältnisse der Untersu-chungsabschnitte (jeweils nur oberste Sedimentschicht, Pro-ben 1994)

Abschnitt Schwefelgehalt (g/kg TM) C/S-Verhältnis

Probenzahl Minimum Maximum Median Median

AUS 18 < 0,01 1,37 < 0,01 3,9

CUX 20 < 0,01 4,10 0,57 4,6

BRU 19 < 0,01 12,20 1,25 6,3

GLU 32 < 0,01 4,80 1,30 7,4

WED 20 < 0,01 7,57 1,75 8,8

HH 22 < 0,01 12,50 5,00 10,6

VML 11 < 0,01 5,30 0,04 15,8

Nebenflüsse 16 0,39 4,36 2,63 10,8

Alle Proben 158 < 0,01 12,50 0,98 7,7

Im Längsverlauf der Tideelbe steigt der auf die organische Substanz bezogene Schwefelgehalt (C/S-Verhältnis) an, so dass im äußersten Untersuchungsabschnitt der Tideelbe das C/S-Verhältnis auf ein Viertel gegenüber dem Untersuchungsab-schnitt "Vierlande" verengt ist. Dieser relative Anstieg ist durch die fortschreitende Mineralisation der organischen Substanz sowie durch den steigenden Einfluss mariner und damit auch sulfatreicher Wässer zu erklären.

Stickstoff

Vor allem durch die Düngung im Einzugsgebiet der Elbe werden große Mengen an Stickstoff in die Elbe eingetragen. Daneben sind auch Punktquellen (z.B. Klärwerke) an der Stickstoffbelastung beteiligt. Die hohen N-Frachten stellen für die Nordsee ein besonderes Umweltproblem dar [LOZAN et al. 1990]. Eine Abschätzung der N-Bilanz ergab für 1985 eine Fracht aus der Elbe von 168.000 t/a [ARGE ELBE 1990], von der ein relativ hoher Anteil (20 %) aus Nebenflüssen im Bereich des Unterlaufs stammt.

Die Sedimente spielen bei diesem Nährstoff eine mäßig bedeutsame Rolle für die Stoffbilanz: Stickstoff wird zunächst in planktischen und benthischen Organismen angereichert und gelangt beim Absterben der Organismen in das Sediment. Dort er-folgt eine aerobe oder anaerobe Mineralisation organischer Substanzen unter Freiset-zung von Ammonium (Ammonifikation, Bildung von NH4

+). Im anoxischen Milieu rei-chert sich das NH4+

stark an und belegt als Kation auch einen Teil der Austauscher-plätze. Unter oxischen Bedingungen erfolgt eine Nitrifikation mit der Bildung von Nitrit (NO2) und Nitrat (NO3), wobei ein erheblicher Sauerstoffverbrauch auftritt. Die Nitrifika-tion findet in der Regel erst in der Wassersäule statt, wenn Ammonium entweder dif-fusiv aus dem Sediment gelangt oder bei der Resuspension der Sedimente im Wasser freigesetzt wird. Das bei der Ablagerung von Sedimenten eingeschlossene Nitrat wird als primärer Elektronenakzeptor gleich nach dem gelösten Sauerstoff zur Zersetzung organischen Materials verbraucht, wobei die Stickstoffverbindung zur elementaren Stufe (N2) reduziert wird und aus dem Gewässer an die Atmosphäre entweicht (De-nitrifikation). Da frische Sedimente zu einem hohen Anteil aus vorher resuspendiertem Sedimentmaterial bestehen, erfolgt der wesentliche Eintrag in das Sediment durch den partikulär gebundenen Stickstoff.

In der Summe der Prozesse ist das Sediment als ein Stickstoff-Speicher zu betrach-ten, der den als Ammonium mineralisierten Stickstoff an die Wassersäule zurückge-ben kann und der - infolge der Denitrifikation - auch zu Verlusten in der Stickstoffbi-lanz beiträgt. Obwohl im Sedimentspeicher mehr Stickstoff gebunden ist als in dem darüber stehenden Wasserkörper, erfolgt der wesentliche Stofffluß über die gelöste Nitratfracht. Die partikuläre N-Fracht innerhalb der Wassersäule trägt allerdings auch zum N-Eintrag in die Nordsee bei.

Der Stickstoffgehalt von Sedimenten ist auch bei der Landablagerung relevant. Früher wurde der hohe N-Gehalt als willkommene Nährstoffquelle für die landwirtschaftliche Nutzung ehemaliger Spülfelder angesehen, aktuell werden vor allem die hohen Stick-stoff-Emissionen in Form von Ammonium im Sickerwasser sowohl beim Eintrag in das Grundwasser wie auch in die Oberflächengewässer als problematisch betrachtet.

Tabelle 4-9: C/N-Verhältnisse der Untersuchungsabschnitte (jeweils nur oberste Sedimentschicht, Daten 2005)

Abschnitt Probenzahl Minimum Maximum Mittelwert

AUS 6 4,5 11,0 7,4

CUX 6 8,0 10,2 9,2

BRU 8 9,3 11,8 10,5

GLU 7 9,0 13,5 11,3

WED 7 6,0 15,4 11,2

HH 7 9,3 21,0 11,9

VML 8 9,5 17,0 13,4

Alle Proben 49 4,5 21,0 10,8

Der Gesamtstickstoffgehalt der Sedimente ist direkt proportional zu dem Gehalt an organischer Substanz, da N zum dominierenden Anteil in organischer Bindung vor-liegt. Das C/N-Verhältnis der Sedimente, d.h. der Quotient aus dem TOC-Gehalt und dem Gesamt-N-Gehalt liegt im Untersuchungsgebiet zwischen 7 und 13 (Tabelle 4-9) und steigt von der Außenelbe stromaufwärts an..

Phosphor

Durch die intensive Verwendung von Phosphor in der Landwirtschaft sowie durch die Einleitung stark P-haltiger Abwässer aus Kläranlagen ohne Phosphat-Eliminierung wurde in den Gewässern die natürliche Hintergrundkonzentration stark erhöht. Im Gegensatz zum Stickstoff hat der Nährstoff Phosphor eine deutlich geringere Löslich-keit und wird daher im Gewässer besonders partikulär gebunden. Die von der ARGE ELBE [1990] für den Eintrag in die Nordsee abgeschätzte Fracht von 10.600 t/a (1985) resultiert daher auch zu über 50 % aus dem Transport von Schwebstoffen.

Phosphor geht im Sediment unterschiedliche Bindungsformen ein. Bereits in der Was-sersäule wird Phosphat besonders an Eisen- und Aluminiumoxide gebunden und ge-langt so zur Ablagerung. Bei niedrigen Redoxpotentialen bildet sich Vivianit, ein zwei-wertiges Eisenphosphat (Fe3(PO4)2*2 H2O). Mit der Reduktion von Eisen unter Bildung von Sulfiden gelangen die an das Eisen gebundenen Phosphate verstärkt in Lösung, so dass im Porenwasser der Sedimente erhöhte P-Gehalte auftreten können.

Der Gehalt an Gesamtphosphor schwankt in den Gewässersedimenten des Untersu-chungsgebietes zwischen 0,16 und 5,76 g/kg TM und liegt damit häufig weit oberhalb der mittleren Gehalte der Erdkruste (0,5 g/kg TM [SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL 2002]). Die regionale Verteilung auf die Gewässerabschnitte weist den Hamburger Bereich als am stärksten mit Phosphor angereichert aus (Tabelle 4-10). Bereits im Untersuchungsabschnitt "Wedel" ist der mittlere P-Gehalt auf rund 20% der Hambur-ger Werte zurückgegangen, zum Untersuchungsabschnitt "Glückstadt" findet aber wieder ein leichter Anstieg statt. In der Außenelbe sind der Schwankungsbereich und der Mittelwert der P-Gehalte weit nach unten verschoben.

Zwischen dem Phosphor-Gesamtgehalt und dem Gehalt an organischer Substanz, ergibt sich ein Kohlenstoff/Phosphor-Verhältnis (C/P-Verhältnis) von 20. Bereits die-ses Verhältnis ist wesentlich enger, als für typische organische Substanz angesetzt wird (50 bis 120 nach SCHEFFER/SCHACHTSCHABEL [2002]). Die C/P-Verhältnisse von Sanden weisen mit C/P = 7 eine noch stärkere Einengung auf.

Tabelle 4-10: Phosphorgesamtgehalte und C/P-Verhältnisse der Untersu-chungsabschnitte (oberste Sedimentschicht, Daten 1994)

Phosphorgehalt (g/kg TM) C/P-Verhältnis Daten 1994 Daten 2005 Daten 1994 Abschnitt

Probenzahl Minimum Maximum Median Median Median

AUS 18 0,16 0,28 0,19 0,32 9,3

CUX 20 0,19 0,74 0,31 0,47 10,4

BRU 19 0,22 1,11 0,55 0,56 15,2

GLU 32 0,28 1,41 0,75 0,73 16,1

WED 20 0,20 1,70 0,52 0,37 15,4

HH 22 0,33 4,89 2,77 0,98 18,7

VML 11 0,22 5,76 0,43 0,79 9,6

Nebenflüsse 16 0,43 2,20 1,13 - 18,5

Alle Proben 158 0,16 5,76 0,55 0,53 15,9

Diese Verhältnisse zeigen, dass Phosphor nicht ausschließlich in die organische Sub-stanz eingebunden sondern an Eisenoxiden angelagert sein kann, die wiederum alle Partikel als Überzüge umgeben. Daher steigen die relativen P-Gehalte auch in TOC- armen Sanden an, da in diesen Fällen Eisenoxide an den Mineralpartikeln haften.