Physikalisch-limnochemische Parameter

Die physikalisch-limnochemischen Parameter der untersuchten Oberflächengewässer sind in Tab. 4.5 dargestellt und gemäß der Richtlinien der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA 1998) klassifi-ziert. Wasserfärbung und -geruch waren nur an den beiden Elsenz-Standorten (El1, El2) und am Standort Forellenbach 1 (Fb1) auffällig. Eine erhöhte elektrischen Leitfähigkeit konnte für die Stand-orte Elsenz 1, 2 und Hilsbach (Hil) mit 900-1200 µS/cm und die Flachwasserzone des Neckars bei Eberbach (Eb1, Eb2; 850-880 µS/cm) nachgewiesen werden. Bei den beiden Standorte nach Kläranla-geneinleitungen (Eb2, Fb1) erhöhte sich die Leitfähigkeit jeweils signifikant gegenüber den Referen-zen, ansonsten konnten erhöhte Leitfähigkeiten mit löß- und karbonatreichen Einzugsgebieten erklärt werden. Bei den Wassertemperaturenwurden an allen Standorten die Zielvorgaben des Landes Ba-den-Württemberg für frei fließende Gewässer im Neckareinzugsgebiet und den gestauten Neckar ein-gehalten (LAWA 1998). Der niedrige Sauerstoffgehalt der beiden Standorte in der Neckarflachwas-serzone wurde mit 4,9 mg/L (Eb1) und 4,1 mg/L (Eb2) jeweils in die Klasse III (erhöhte Belastung) eingeordnet (LAWA 1998). Die geringen Sauerstoffkonzentrationen resultierten aus den hohen Was-sertemperaturen und am Standort Eberbach 2 vermutlich aus einer Sauerstoffzehrung in Kombination mit dem höheren TOC und BSB durch permanente Sedimentresuspension. Die pH-Werte können, abgesehen von den Standorten Fb1 und Fb2, durch die Pufferkapazitäten der anstehenden Substrate erklärt werden. Die für Buntsandsteingewässer hohen pH-Werte im Oberlauf des Forellenbachs (8 und 9) sind durch den hohen Anteil von Abwasser (Fb1) und durch die Kalkung des Wassers in dem Wasserbehälter oberhalb des Standortes Fb2 zu erklären. Am Regenerationsstandort des Forellenbachs konnte mit 6,1 wieder ein charakteristischer pH-Wert für Fließgewässer im Buntsandstein ermittelt werden (Braukmann & Vobis 1998).

Tab. 4.5. gibt einen Überblick über die Redoxpotentiale des Wassers und Abb. 4.8 über den In situ-Redoxzustand der Sedimente. Für alle Wasserproben konnten positive Redoxpotentiale ermittelt wer-den; diese Befunde korrelieren gut mit den Sauerstoffkonzentrationen. Die Redoxprofile der untsuchten Sedimente (unterschiedliche Tiefen, je nach Elektrodendurchlässigkeit des Sedimentes) er-gaben ein differenzierteres Bild: Während bei fast allen Sedimenten positive Redoxspannungen nach-gewiesen werden konnten, sanken sie bei den Standorten El1 und Eb2 schon in geringer Tiefe in den

Redoxspannung [mV]

-150 0 150 300

El1

El2 Hil

Eb1 Eb2 Mb1

Mb2 Fb1 Fb2 Fb3 Fb4

0 1 2 3 4 5 6 7

Sedimenttiefe [cm]:

Abb. 4.8. Vertikale Profile der Redox-Spannungen der Fließgewässersedimente. Nach Winn (2000).

Tab. 4.5 Übersicht über physikalisch-limnochemische Kenngrößen und Summenparameter, die bei einer Sedimenttriade im Einzugsgebiet des Neckars für das Kompartiment Wasser ermittelt wurden. a Klassifikation Gewässergüteklassen nach LAWA (1998). Die Referenzstandorte wurden fett und grau unterlegt dargestellt.

Forellenbach MühlbachElsenzgebietEberbach EinheitFb1 Fb2Fb3 Fb4 Mb1Mb2 Hil El1 El2 Eb1 Eb2 Physikalisch-limnochemische Parameter Farbe qualitativ braun-rosa unauffälligunauffällig unauffälligunauffälligunauffälligunauffälligleicht braununauffälligunauffälligunauffällig Geruch qualitativ Abwasser unauffälligunauffällig unauffälligunauffälligunauffälligunauffälligunauffällig H2S unauffälligunauffällig Leitfähigkeit µS/cm604 225 316 146 95 341 841 1098 1186 841879 Temperatur °Ca 18,2 11,7 14 1216 18,6 21,414,6 17,325,619,7 pH-Wert 7,9 9,2 7,2 6,1 6 7,5 8,2 7,7 7,7 7,5 7,6 Sauerstoff mg/L9,9 (I) 11,1 (I) 9,2 (I) 9,8 (I) 8,8 (I) 7,5 (II) 9,6 (I) 8,1 (I) 7,9 (II) 4,9 (III) 4,1(III) Sauerstoff %99111 92 9393 7698 82 80 60 43 Redoxpotenzial (W) mV142 122 140 137 280 107 160 256 276157208 Gesamthärte °dH 4 1 5 34 7 25 26 32 19 18 Carbonathärte °dH1 1 3 11 9 20 22 26 13 16 Nitrit mg/La 0,23 (III) 0,01 (I)0,04 (I-II) 0,01 (I)0,01 (I) 0,07 (II) 0,11 (II-III) 0,08 (II) 0,5 (III-IV) 0,11 (II-III) 0,15 (II-III) Nitrat mg/La 126 (IV) 17 (III-IV)50 (IV) 19 (III-IV) 10 (III) 10 (III) 18 (III-IV) 22 (IV)16 (III-IV)14 (III-IV) 11 (III-IV) Ammonium mg/La 1 (III) 0,01 (I)0,5 (II-III)0,01 (I) 0,5 (II) 0,5 (II) 0,17 (II)0,08 (I-II)13,4 (IV) 0 (I) 1 (III) Ortho-Phosphat mg/La 8,0 (IV) <0,03 (I-II) 3,1 (IV) 0,4 (III) <0,01 (I) <0,01 (I)1 (IV) 0,14 (II-III) 0,4 (III-IV)0,24 (III)0,17 (II-III) Sulfat mg/La 44 (I-II)28 (I-II) 27 (I-II)13 (I) 35 (I-II)42 (I-II) 86 (II) 243 (III) 225 (III) 148 (II-III)151 (II-III) Chlorid mg/La 58 (II) 33 (I-II) 33 (I-II)17 (I) 4,7 (I) 15 (I) 57 (II) 42 (I-II) 56 (II) 750 (III-IV) 738 (III-IV) Summenparameter BSB5 mg/La 70 (III-IV)9 (II-III)9 (II-III) 7 (II-III)36 (III-IV) 18 (III-IV)29 (III-IV) 81 (III-IV)76 (III-IV)60 (III-IV) 42 (III-IV) KMnO4 als O2 mg/L5,3 0,4 1,8 0,9 2,380,83 12,83,5 7 2,4 2,8 SAK254 AE2,07 0,63 1,21 0,79 0,830,30 10,32,3 6,3 9,6 12,3 AOX (ohne Schwebstoffe) µg/La 120 (III-IV) 5 (I-II) 43 (II-III)16 (II)12 (II) 10 (I-II) 6 (I-II) 17 (II)15 (II)17 (II) 29 (II-III) AOX (mit Schwebstoffen) µg/La 121 (III-IV) 9 (I-II) 45 (II-III)17 (II)12 (II) 9 (I-II)17 (II) 27 (II-III) 17 (II)42 (II-III)34 (II-III)

aerobe als auch anaerobe Vorgänge ablaufen (Rump & Krist 1992). Schon ab 3 cm Tiefe herrschten bei El1 Redox-Spannungen von unter -100 mV vor, so das hier mit Sulfatreduktion gerechnet werden muss (Ahlf et al. 1999, Klee 1993). Bemerkenswert war der große Unterschied der Redoxprofile von El1 und El2, obwohl die Probenstandorte weniger als 500 m auseinander lagen und die Sedimente sich in ihrer Korngrößenverteilung weitgehend glichen: Die bis in 7 cm Tiefe aeroben Bedingungen im Sediment El2 sind daher aller Wahrscheinlichkeit nach auf den Einfluss der Kläranlage Eppingen zu-rückzuführen.

Bei der Gesamt- und Karbonathärte des Wassers fielen beinahe alle Werte entsprechend ihres geo-logischen Untergrunds aus (Braukmann 1987). So spiegelten sehr hohe Härtegrade bei der Elsenz und beim Hilsbach (Gesamthärte 25-32 °dH, Karbonathärte 20-26 °dH) löß- und karbonatreichen Unter-grund wider, während das vom Buntsandstein geprägte Wasser des Forellenbachs und des oberen Mühlbachs sehr weich war (Mb1, Gesamthärte 1-5 °dH, Karbonathärte 1-3°dH). Lediglich beim unteren Mühlbach (Mb2, Gesamthärte 7°dH, Karbonathärte 9°dH) waren höhere Härtegrade zu erwar-ten, außerdem lag hier der Wert der Karbonathärte über dem der Gesamthärte, was auf einen erhöhten Gehalt an Natriumbicarbonat hinweist (Klee 1993).

Erhöhte bis sehr hohe Konzentrationen der Nährstoffe Nitrit, Nitrat, Ammonium und Ortho-Phos-phat dominierten vor allem bei den Standorten nach Kläranlageneinleitungen (El2 und FB1). Die Gewässergüte dieser Standorte wurde jeweils mit den LAWA-Güteklassen III (erhöhte Belastung) oder IV (sehr hohe Belastung) klassifiziert. Am Standort El1 war die extrem hohe Nitratbelastung von 22 mg/L (Güteklasse IV) auffällig. Die hohen Nitrit- und Ammoniumkonzentrationen, die bei El2 unterhalb der Kläranlage gemessen wurden, könnten auf Denitrifikationsprozesse hinweisen (Ahlf et al. 1999). Dies würde auch mit den gemessenen Redox-Spannungen übereinstimmen (Tab. 4.5 und Abb. 4.8). Insgesamt konnte unterhalb der Kläranlage Eppingen eine relative Verschlechterung der Belastungssituation bezüglich der Nährstoffe festgestellt werden. Da ein pH-Wert über 7 gemessen wurde, muss davon ausgegangen werden, dass sich bereits ein Teil des Ammoniums bei El2 in das stark fischtoxische Ammoniak umgewandelt hat (Gunkel 1994a). In der Wasserprobe Hilsbach fanden sich sowohl hohe Nitrat-, Nitrit- als auch Ortho-Phosphatgehalte, was an diesem Standort auf Dünge-maßnahmen bei den angrenzenden landwirtschaftlichen Flächen oder die Einleitung einer Kläranlage oberhalb der Probestelle zurückzuführen ist.

Bei der Flachwasserzone Eberbach fielen ebenfalls erhöhte Nährstoffkonzentrationen, insbesondere bei Nitrat auf. Die hohe Ammoniumkonzentration am Standort Eb2 in Kombination mit pH Werten von 7,5 bis 8 und hohen Temperaturen erscheinen insbesondere vor dem Hintergrund des Ammo-nium/Ammoniak-Gleichgewichtes und der Nutzung der Flachwasserzone als Laichrefugium für Fische als problematisch (Gunkel 1994a). Die Ergebnisse der Wasseruntersuchungen an den Stand-orten des Mühlbachs weisen auf eine erhöhte Nitrat- und eine deutliche Ammoniumbelastung hin.

Beim Standort Mb2 muss ebenfalls mit einer Verschiebung des Gleichgewichtes in Richtung der Am-moniakbildung gerechnet werden (pH-Wert = 7,5). Am Forellenbach konnten vor allem hohe Gehalte an Nitrat und Ortho-Phosphat gemessen werden. Insbesondere bei den Nitratkonzentrationen ergaben sich an den Standorten Fb1 und Fb3 Extremwerte, die in der Kläranlageneinleitung begründet liegen.

Tab. 4.5. zeigt eine deutliche Verringerung der Nährstoffbelastung des Forellenbaches in Fließrich-tung. So wurde am Standort Fb1 zum Beispiel eine Nitratkonzentration von 126 mg/L gemessen, bei Fb3 50 mg/L und bei Fb4 nur noch 19 mg/L. Das Wasser am Referenzstandort Fb2 war, abgesehen von einem ebenfalls hohen Nitratgehalt, durch Nährstoffe von allen Standorten am geringsten belastet (Tab. 4.5). Nach den Zielvorgaben der LAWA (1998) für freifließende Gewässer im Neckarein-zugsgebiet und für den gestauten Neckar waren die Nitrit-Werte aller Standorte mit Ausnahme von Mb1, Fb2 und Fb4 erhöht. An den Standorten El2, Eb2 und Fb1 wurden die Ammonium-Werte überschritten. Erhöhte Ortho-Phosphat-Konzentrationen zeigten sich bei El2, Hil, Eb1, Fb1, Fb3 und Fb4. Die Zielwerte für Nitrat konnten an keinem der Probennahmestandorte eingehalten werden.

Das Wasser der Standorte des Mühlbachs, des Forellenbachs und des Hilsbachs konnte hinsichtlich der Sulfat- und Chloridkonzentration als unproblematisch eingestuft werden. Im Gegensatz dazu konnte an den Standorten El1, El2, Eb1 und Eb2 erhöhte Sulfatgehalte (Gewässergüteklassen II-III) festgestellt werden, die sich an der Elsenz auf den geogenen Untergrund mit seinen gipshaltige Schichten des mittleren und oberen Keupers zurückführen lassen (Winn 2000). Die erhöhte Chlorid-belastung der Flachwasserzone Eberbach (Eb1, Eb2) kann auf landwirtschaftliche Düngesalze (Brehm

& Meijering 1990) und Ladeverluste im Heilbronner Salzhafen (Pinter 1991) zurückgeführt werden.

Beim Spektralen Absorptionskoeffizient 254 nm (SAK₂₅₄) als Summenindikator für die Menge an gelösten organischen Inhaltsstoffen mit konjugierten Doppelbindungssystemen fällt eine Belastung der Standorte El1, El2, Hil, Eb1, Eb2 und Fb1 auf. Die Abwassereinleitungen der Kläranlage Eppingen bewirkten eine Zunahme des SAK₂₅₄ um 200 % gegenüber dem Standort El1 oberhalb der Kläranlage.

Die hohe Belastung des Hilsbachs kann durch eine Kläranlageneinleitung oberhalb des Proben-nahmestandortes oder durch landwirtschaftliche Gewässereinträge erklärt werden. Auch die Klär-anlage am Kohlhof bewirkte eine signifikante Zunahme des SAK₂₅₄ am Standort Fb1 gegenüber der Referenz Fb2, wobei im weiteren Verlauf des Fließgewässers eine deutliche Verbesserung der SAK₂₅₄-Werte festgestellt werden konnte, die auf eine Verdünnung der gelösten organischen Inhalts-stoffen der Punktquelle oder eine Adsorption an Partikeln zurückzuführen ist.

Eine Untersuchung des Kaliumpermanganatverbrauches (Summenparameter für oxidierbare orga-nische Stoffe im Wasser) ergab eine geringe Belastung des Wassers und eine gute Korrelation mit dem SAK₂₅₄.

Die AOX-Werte der Wasserproben fast aller Standorte der Sedimentbewertungstriade lagen im Be-reich der Gewässergüteklasse II (mäßig belastet) oder II-III (mäßig bis kritisch belastet, Tab. 4.5).

Abb. 4.9 zeigt die hohe Belastung des Forellenbachs nach der Kläranlageneinleitung mit organischen Halogenverbindungen (Güteklasse III-IV, kritisch bis stark belastet) in Vergleich zur geringer belaste-ten Referenz Fb2. Auch bei diesem Parameter wird die Regeneration der Wasserqualität des Forellen-baches in Fließrichtung deutlich. Verantwortlich für die hohe AOX-Belastung von Fb1 könnte ein hoher Anteil von Klinikabwasser am eingeleiteten Gesamtabwasser sein: Reinigungs-, Desinfektions- und Lösungsmittel sind als wichtige Quellen für organische Halogenverbindungen bekannt (LfU 1997). Der von der LAWA (1998) angegebene AOX-Zielwert von 30 µg/L für freifließende Gewässer im Neckareinzugsgebiet und für den gestauten Neckar wird von den Proben Eb1, Eb2 (jeweils unfil-triert), Fb1 (filtriert und unfiltriert) und Fb3 (filtriert und unfiltriert) überschritten. Insgesamt zeigt das Verhältnis der AOX-Werte von

filtrierten zu unfiltrierten Proben (Abb. 4.9), dass fast alle halo-genierten Verbindungen der Mühlbaches und Forellenbaches nicht schwebstoffgebunden, son-dern gelöst vorlagen. Dies bedeu-tet entweder, dass der Schweb-stoffgehalt im Wasser gering war, oder dass ein Großteil der Halogenverbindungen durch di-rekten (Abwasser) oder indirek-ten Eintrag (Niederschlag) ins Wasser gelangt sind (Hammer 1995). Im Gegensatz dazu konnte über den Vergleich der filtrierten mit den unfiltrierten Proben an den Proben Hil und Eb1 eine

0 20 40 60 80 100 120 140

El1 El2 Hil Eb1 Eb2 Mb1 Mb2 Fb1 Fb2 Fb3 Fb4

unfiltriert filtriert

AOX-Zielwert Baden-Württemberg Grenzwert für Güteklasse III-IV AOX-Konzentration [µg/L]

Abb. 4.9. AOX-Konzentrationen von filtrierten und unfiltrierten Wasserproben bei der Sedimentbewertungstriade. Es ist der Zielwert für AOX in Baden-Württemberg und der Grenzwert der AOX-Güteklasse III-IV (kritisch bis stark belastet; nach LAWA 1998) angegeben.

Dominanz von schwebstoffgebundenen Halogenen nachgewiesen werden. Keppler et al. (2000) sowie Schöler und Haiber (1997) beschreiben neben den anthropogenen auch die Existenz von natürlichen AOX-Quellen. Dabei konnten teilweise extrem hohe AOX-Konzentrationen gemessen werden (Seese-dimente/Interstitialwasser mit AOX-Gehalten von >400 µg/L, datierter Sedimentkern mit AOX-Ge-halten von >90 mg/kg vor 1880). Als biogene Quellen haben Mikroorganismen, Vegetation und die enzymatische Halogenierung bereits vorhandener organischer Verbindungen eine Bedeutung (Schöler

& Haiber 1997). Beim Forellenbach kann durch die deutlichen Unterschiede zwischen dem Standort nach der Kläranlageneinleitung und der Referenz, der Großteil der AOX-Belastung auf anthropogene Quellen zurückgeführt werden.