4. TEIL
BODEN ALS FILTER
Der Transport von Immissionsstoffen im Bodenwasser
HANNES FLOHLER
1. Einführung
In einem weitgefaßten, nicht wertenden Sinne sind jene Stoffkomponenten im Bodenwasser als Immissionen zu betrachten, deren Konzentrationen durch unsere Art der Umweltnutzung erhöht werden. Die Erzeugung und der Verbrauch von Gütern führt in der Regel an irgendeinem gewollten oder ungewollten Ort zu einem Stoffinput in den Boden. Die landwirtschaftliche Nutzung beispielsweise verändert die Stofffracht im Bodenwasser erheblich. Siebenundsiebzig Millionen Tonnen Dünger betrug der Weltj ahresverbrauch 1973 (HARRE, 1974). Düngermengen von 50 bis 500 kg (SHAw, 1968), Pestizide von einigen Kilogrammen (GUENZI und BEARD, 197 4) ·und Tonnen von löslichen Salzen in Irrigationsgewässern (RHOADES et al., 1973, THORNE und PETERSON, 1967) sind mögliche Größenordnungen des landwirtschaftlichen Inputs pro Jahr und Hektare.
Staubpartikel und gasförmige Bestandteile der Luft kontaminieren den Regen und werden von der Vegetation ad- und absorbiert. Schwefel-, Stickstoff- und Metallverbindungen, radioaktive Stoffe, wie Strontium 90 oder Caesium 137 (HuFF und KRUGER, 1970, REITEMEIER et al., 1967) oder beispielsweise Fluorgasverbin
dungen bis zu 73 kg · a-1 · ha-1 (HLUCHAN, zit. in BoHN, 1972) werden entweder direkt aus der Atmosphäre oder indirekt über die Vegetation in den Boden ein
gewaschen (BoHN, 1972; GARBER, 1973; MENZEL, 1967).
Allein in den städtischen Agglomerationen der USA fielen (vor 1967) täglich rund 400 000 Tonnen Kehricht an (LAGERWERFF, 1967). Der Einfluß von Sicker
wässer aus Abfall- oder Klärschlammdeponien ist zwar lokal begrenzt, stellt aber schwerwiegende Probleme. Nach einer Erhebung von SMITH und FARREL (1973) besteht in rund einem Fünftel der Deponieplätze in den.USA die Gefahr einer Aus
waschung bedeutender Mengen von Abbauprodukten. Die Erhöhung der Stofffracht im Bodenwasser an solchen Standorten ist erheblich (GoLWER et al., 1972; KARDos, 1967). In Form von Klärschlamm gelangen beispielsweise 37,5 kg Zink, 15 kg Kupfer, 2,8 kg Mangan, 2,5 kg Blei und 0,7 kg Chrom pro Jahr und Hektare in den Boden der Deponiefläche einer Kläranlage in Uppsala (ANDERSSON und NILS
SON, 1972).
Die Frage, welche Anteile des Inputs an Dünger, Pestiziden, Salzen, Schwer
metallen und Radionukleiden in tiefere Bodenschichten oder ins Grundwasser ver
lagert werden können, ist sowohl aus wirtschaftlichen wie aus ökologischen Grün
den aktuell.
Unter gegebenen Standortbedingungen hat der Boden eine stoffspezifische Filter
wirkung. Kohlenwasserstoffe, die meisten Schwermetalle, die Elemente Kalium, Phosphor, Caesium und Strontium beispielsweise dringen nur wenige Zentimeter tief in den Boden ein (KURTZ und MELSTED, 1973; REITEMEIER et al., 1967; HAGHIRI, zit. in CoPENHAVER und WILKINSON, 1974). 'Anionen wie Nitrat und Chlorid oder die Hydroxide von Metallen sind verhältnismäßig mobiler.
Die Vielfalt der physikalischen, chemischen und biologischen Vorgänge, ihre Rückkoppelungen, die Zahl der Variablen und der Parameter bilden einen Regel
kreis, der für eine quantitative B�schreibung der Filterwirkung vereinfacht werden muß. In der Folge versuche ich, mögliche Ansätze im Hinblick auf den Stofftrans
port im natürlich gelagerten Boden d arzustellen.
2. Der «Ingenieuransatz»
Der Input M (0) und der Output M (z) seien jene Stoffmengen, die pro Flächen
einheit während der Zeitperiode M durch die Bodenoberfläche in z = 0 und durch eine Ebene in der Tiefe z transportiert werden. Die Mengen M(O) und M (z) sind also die über die Zeitperiode M integrierten Stoffflüsse J (0) und J (z). Der Wir
kungsgrad w des Bodenfilters, bezogen auf die Stoffkomponente j, kann durch folgenden Ausdruck beschrieben werden:
w ( j ) M ( O ) - M ( z )
M ( 0 ) (1)
Langfristig betrachtet, das heißt unter stationären Bedingungen, beträgt w zwi
schen null und eins. Mit dieser Definition wird die Quantifizierung der Filterwir
kung auf eine einzige Größe reduziert. Dies ist eine handliche, aber grobe Verein
fachung. Die experimentelle Bestimmung von w ist aufwendig (vgl. GERMANN, 1975).
Mit dem folgenden Beispiel möchte ich diese «ingenieurmäßige» B etrachtungs
weise veranschaulichen:. Wir vergleichen die Nitratmengen im ausgebrachten Dün
ger und im Drainageausfluß einiger B ewässerungsböden (berechnet nach Daten von LETEY et al., 1 974). In der Abbildung 1 ist der Wirkungsgrad w (N03) als Funktion der Düngergabe N (Abbildung 1 a) und als Funktion des Drainageaus
flusses V (Abbildung 1 b) dargestellt. Der tonreiche Boden «Imperial» ist gegen
über Inputänderungen unempfindlich (Abbildung 1 a). Die biologische Reduktion des Nitrations beziehungsweise die Nitrataufnahme der Pflanzen fällt offenbar ins Gewicht. Der Wirkungsgrad des sandigeren, nitratreichen Bodens «Oxalis» reagiert 256
0.5
0 0 0O 0 0
<X>
-1---_..1�---,.----�-,----,--
0.0 +--
0---.,--�0 500 0
N03-N Düngergabe N, (kg · ha-1 ) Abbildung 1 a
1000 2000
Orainageau s f l u ss V (rnm�O ) Abbildung 1 b
auf Inputänderungen sehr empfindlich. Die Sickergeschwindigkeit _war in diesen beiden Böden ähnlich. Eine Erhöhung der Sickergeschwindigkeit scheint den Wir
kungsgrad w zu verkleinern (Abbildung 1 b). Die große Streuung der Werte zeigt aber deutlich, daß die Wasserbewegung nicht allein-ausschlaggebend ist. Für Phos
phor ist w nahezu eins. Vergleichen wir die Phosphormengen im Sickerwasser einer Klärschlammdeponie mit jenen im Drainageausfluß, dann ist w (P) = 0,999 (nach Daten von BEER und KoELLIKER, 1973).
3. Der «Kausalansatz»
Für die Schätzung - nicht aber die Messung - des maximalen Outputs M (z) bei gegebenem Input M (0) oder für die Schätzung des möglichen Inputs bei einem gerade noch tragbaren Output müssen wir die Wechselbeziehungen zwischen dem Transportgut, dem Bodenwasser und dem Bodengerüst kennen. Die ursächlichen Zusammenhänge zwischen Stoff- und Wassertransport werden meistens unter Laborbedingungen an Bodensäulen untersucht, die einige Zentimeter, im besten Falle einige Dezimeter lang sind. Die Betrachtungsweise des Laborversuchs ist auf Feldbedingungen viel eher übertragbar als die Resultate.
Wir betrachten eine Bodensäule des Querschnittes A und der Länge L, durch die eine konstante Menge Wasser (v · A) sickert. Mit v ist die Filtergeschwindig
keit gemeint. Vor Versuchsbeginn sei die Konzentration c (z, t) des Stoffes j im Bodenwasser konstant, nämlich c (z, 0) = cto· Ab Versuchsbeginn wird dem infiltrie
renden Wasser eine bestimmte Menge des Stoffes j zusätzlich beigegeben oder ent
zogen. An der Bodenoberfläche in z = 0 betrage die · Konzentration c also stets c (0, t) = czo . Das Wasser wird in der Tiefe z = z1 aufgefangen oder extrahiert. Die Konzentration im Eluat sei c (z1, t) = cz� . Diese Meßgröße cz1 wird in der Regel als dimensionslose Grösse C ausgedrückt:
C ( t ) (2) Die Ausflußmenge in z = z1 ist gleich A · v (z1) . Sie wird über die Zeit aufsummiert und als Anteil PV ( «Porenvolumina») der gesamten in der Säule vorhandenen Wassermenge ( 6) · VOL) ausgedrückt, wobei 6) den volumetrischen Wassergehalt und VOL das Volumen der Säule bezeichnet (VOL = A · z1).
t 1
PV ( t ) . dt (3)
Die dimensionslose Größe PV gibt an, wie viele Male das Bodenwasser in der Säule von oben nach unten verdrängt wurde. Die Änderung des Stoffinputs zur Zeit t = 0 (v[z0] • ßc0) äußert sich im Eluat als sogenannte «Durchbruchskurve» (KIRKHAM und POWERS, 1972; NIELSEN und BIGGAR, 1962). In der Abbildung 2 sind fünf
1.0
01 -
N N
u u
<l <l
u
C 0
�
C
:,,:: 0 0
0
�
1 . 0 2 . 0
H20-A u s t l u ss meng e , Anzahl " Porenv olurnina" PV 1
1 z e i t
>
S tandor t A 4 Jahre Standort B 1 Jahr Standort C 0 . 5 Tage
durchschnittlich am F lie s svorgang be te i l igter Wasser-
gehalt e ( cm3cm-3 )
0 . 4 0 0 . 3 0 0 . 0 0 5
Abbildung 2
Pro f i l mächtigke i t
z ( cm )
Tiefensickerung
3 0 0 3 0 0 mm · a- 1
2 0 0 6 0 0 mm , a - 1
2 0 0 2 0 mm · d - 1
3 . 0
Durchbruchskurven dargestellt (Kurve 1 nach NIELSEN und BIGGAR, 1962; Kurven 2-4 nach BIGGAR und NIELSEN, 1967). Kurve 1 zeigt den hypothetischen Fall, wenn das Wasser ohne jede Durchmischung verdrängt wird («piston flow»). Die rasche Infiltration durch das Gröbstporensystem natürlich gelagerter Böden nach heftigen 258
Regenfällen kommt diesem Transportmechanismus vermutlich sehr nahe. An einem solchen Vorgang ist nur ein Bruchteil des Porenvolumens beteiligt (0,2 %v, nach EHLERS, 1974). Die Kurven 2 und 3 zeigen den Durchbruch des :mobilen Chlorid
ions, das vom Boden praktisch nicht absorbiert wird. Die geringere Steigung der Kurve 3 bedeutet eine erhöhte Durchmischung. Diese. kann au� eine langsamere Sickerbewegung zurückgeführt werden oder, in einem ähnlichen Ausmaß, auf eine stärkere Bodenaggregierung. Kurve 3 kommt den natürlichen Bedingungen ver
mutlich näher. Wird das Transportgut vom B oden sorbiert, dann wird die Durch
mischung verzögert und die Kurvensteigung verkleinert (Kurve 4). Die. Sorptions
vorgänge können das Kurvenbild des Durchbruchs entscheidend verändern. Der Durchbruch von Schwermetallen beispielsweise ist verglichen mit dem von Magne
sium (Kurve 4) um ein Vielfaches verzögert. Wird ein Teil des Transportgutes abgebaut, dann nähert sich die Kurve asymptotisch einem Wert C
<
1,0 (Kurve 5).Die Mobilität des Nitrations ist dem des Chloridions ähnlich. Deshalb ist die Dauer - jedoch nicht das Ausmaß - des Durchbruchs der b�iden Ionen ähnlich.
Die Variable der Abszisse PV kann auch als dimensionslose Zeit· interpretiert werden. D ie über ein Jahr aufsummierte Tiefensickerung natürlich gelagerter B öden, ausgedrückt als Anteil PV des durchschnittlich wassergefüllten Poren
volumens, beträgt oft weniger als eins. Unter der Abszisse der Abbildung 2 ist für drei hypothetische Standorte der Zeitbedarf für eine Durchflußmenge von PV = 1,0 angegeben. Diese Beispiele sollen drei B odenprofile mit sehr verschiedenen Infiltra
tionseigenschaften darstellen. Der B oden A sei gehemmt, der Boden. B übermäßig durchlässig. Der Boden C entspreche einem B odenprofil, 'in welchem in erster Näherung praktisch nur das Wasser im kommunizierenden Gröbstporensystem an der Infiltration beteiligt sei. Unter solchen Voraussetzllngen genügte schon ein ein
ziger heftiger Gewitterregen, um oberflächlich aufgebrachte Stoffmengen in größere Tiefen zu verlagern. Die Zeitangaben dieser Beispiele sind rein qualitativ'. Damit will ich zeigen, daß die Wasserbewegung mit der im Bodenprofil am Sickervorgang beteiligten Wassermenge in Beziehung gebracht werden muß.
Diese hier beschriebenen Durchbruchkurven kommen alle durch die plötzliche Änderung des Inputs J ( z0) zur Zeit t0 zustande. Verwenden wir anstelle dieser Treppenfunktion J (z0, t) eine andere Inputfunktion· wie beispielsweise einen Kon
zentrationsimpuls, dann ändern wir das Kurvenbild des Durchbruchs grundsätzlich (RrcH, 1973). Die Form der Durchbruchkurve hängt von den Transport-, den Sorptions- und den Abbaumechanismen ab. Dies kommt in der allgemeinen Trans
portgleichung zum Ausdruck (BoAST, 1973; FRISSEL et al., 1970).
a ( e • cw )
a t - div J ( z ) - S ( z , t , . . . )
( 1 ) ( 2 )
(4)
cw und cB sind die Konzentrationen. des im Bodenwasser gelösten beziehungsweise am B odengerüst sorbierten Stoffes; ea ist die scheinbare Dicllte, (9 der volumetri-
sehe Wassergehalt, J (z) der Stofffluß in der Tiefe z und S die pro Zeit- und Volu
meneinheit Boden abgebaute Stoffmenge. In dieser Form beschreiben die drei Terme der Gleichung die drei wesentlichen Vorgänge Transport (1), Sorption (2) und Abbau (3). Unser Interesse gilt dem langfristig betrachtet stationären Vorgang beziehungsweise dem Zeitbedarf für die Einstellung eines neuen Gleichgewichts.
So gesehen ist die linke Seite der Gleichung null. Das Gewicht der drei Summan
den nimmt in der Regel von rechts nach links zu. In den nächsten drei Abschnitten versuche ich zu zeigen, wie die drei Terme quantifiziert werden können. Erst die quantitative Beschreibung aller Terme erlaubt eine gezielte Vernachlässigung be
stimmter Vorgänge.
3.1. Der Stofffluß J
Drei Transportmechanismen bestimmen den Stofffluß J; nämlich die Konvek
tion (1), die Dispersion (2) und die Diffusion (3):
J (z) - v(z) • c(z) (1 )
D --W dcw dz (2)
(5) ( 3)
Makroskopisch betrachtet bewegt sich der im Transportmittel Wasser gelöste Stoff mit der Filtergeschwiridigkeit v. Diese auf den gesamten Bodenquerschnitt bezogene Stoffflußkomponente nennt man Konvektion oder auch Massenfluß. Die Front einer Konzentrationsveränderung bewegt sich jedoch schneller, nämlich mit der Porengeschwindigkeit Vp = v/Beff· Mit Beff ist jene Wassermenge pro Volumen
einheit Boden gemeint, welche effektiv am Fließvorgang beteiligt ist. DM ist der molekulare Diffusionskoeffizient des Stoffes j im Bodenwasser. Der Beitrag der Diffusion ist in der Regel klein (MICHNA und BouRODINOS, 1973). Er fällt dann ins Gewicht, wenn die Wasserbewegung sehr langsam ist. Die sehr unterschied
lichen Fließgeschwindigkeiten in den verschiedenen_Porenbereichen führen zu einer Durchmischung der mikroskopisch kleinen «Wasserpakete». Dieser Mischeffekt, die hydrodynamische Dispersion, ist also eine Konvektion im Kleinbereich. Da der Dispersionskoeffizient Dw und der Diffusionskoeffizient DM beide mit dem Kon
zentrationsgradienten dcw/dz multipliziert werden, faßt man sie im «scheinbaren Dispersionskoeffizienten D» zusammen. Kurve 2 und 3 in der Abbildung 2 deuten an, daß dieser Parameter zunimmt, wenn das Wasser langsamer fließt oder wenn die Aggregierung zunimmt (BAETSLE, 1967; DAY und FORSYTHE, 1957; DAVIDSON et al., 1968). Vernachlässigen wir den Einfluß der Dispersion und der Diffusion, dann behandeln wir den Transportvorgang als «piston flow» (Kurve 1). Bezogen auf den Beitrag der Konvektion fällt jener der scheinbaren Dispersion dann ins Gewicht, wenn die Wasserbewegung sehr langsam ist, also dann, wenn der Stoff
transport ohnehin klein ist. Der Konvektionsterm (1) darf deshalb unter Feld- 260
bedingungen als gute Näherung angenommen werden. Die Fehler, welche wir bei der Bestimmung der Wasserbewegung in Kauf nehmen müssen (FLÜHLER, 1975 a und 1975 b) sind vermutlich wesentlich größer als der Fehler, welcher durch diese Vereinfachung verursacht wird.
3.2. Die Senke S
Die eigentliche (langfristige) Filterwirkung hängt weitgehend davon ab, ob das Transportgut tatsächlich abgebaut wird. Scheinbare Senken wie die irreversible Adsorption oder der Stoffentzug durch die Pflanzen sind über eine genügend lange Zeit betrachtet unwirksam. Die in der Pflanze aufgenommene Stoffmenge führt im natürlichen Biotop nach einer gewissen Zeit zu einem erneuten Input. Die irrever
sible Adsorption wird dann unwirksam, wenn der Sorptionskörper aufgesättigt ist, was zum Beispiel im Falle der Schwermetalle allerdings sehr lange dauern kann.
Der eigentliche Abbau S = dc/dt = d(cB + cw)/dt ist ein fließender Übergang zwi
schen rein biologischen und rein physikalisch-chemischen Vorgängen (HELLING et al., 1971). Der Senkenterm S ist eine Funktion von gegenseitig abhängigen Varia
blen wie z. B. Konzentration des Stoffes, Zeit, Populationsdichte der Mikroorga
nismen, Verfügbarkeit von energieliefernden Verbindungen, Temperatur und Was
sergehalt. Sehr oft werden Reaktionen nullter und erster Ordnung für die Beschrei
bung der Senke S benutzt (HAMAKER, . 1972 a). Der Abbau von Ammonium zu Nitrat beispielsweise ist eine Konstante (McLAREN, 1974).
dt de k O (Reaktion nullter Ordnung) (6)
Der Abbau von Pestiziden oder der Zerfall radioaktiver Stoffe ist von der Konzen
tration abhängig (KEARNY et al., 1969).
de dt (Reaktion erster Ordnung) (7)
Die Persistenz von Pestiziden beispielsweise wird mit einer Konstanten angegeben, die dem Zeitbedarf für einen mehr als 7 5prozentigen Abbau entspricht (KEARNY et al., 1969).
t o . 75 = kl ln � 1 • c ( t0 ) , wobei c (t) = 0,25 c (t0)
Die Persistenz t0,75 von DDT beispielsweise beträgt 4,2 Jahre, jene des Herbizides Parathion nur eine Woche (KEARNY et al., 1969). Eine besondere Stellung nimmt die Michaelis-Menton-Gleichung ein:
de dt kM 2 + C kMl • C (8) Dieser hyperbolische Ansatz ist bei hohen Konzentrationen praktisch gleich einer Reaktion nullter Ordnung, bei kleinen Konzentrationen jedoch gleich einer Reak
tion erster Ordnung. Die Denitrifikation, also die Reduktion von Nitrat zu Nitrit und Stickstoffgasen, wird oft mit diesem Ansatz beschrieben (ARDAKANI et al., 1974).
Die Dynamik der mikrobiellen Population im Boden spielt dann eine Rolle, wenn der Stoffinput oder ein entscheidender Standortparameter ändert (KEARNY et al., 1969; ARDAKANI et al., 1974). Für die langfristige Betrachtungsweise darf die Bio
masse des Bodens jedoch als eine Konstante behandelt werden.
3.3. Die Sorption
Die relativen Anteile der Gleichgewichtskonzentrationen des Stoffes j in den drei Phasen Festsubstanz, Wasser und Luft cB, cw und cL sind für die Mobilität des Transportgutes . wichtig. Der Anteil des Stofftransportes in der Gasphase des Bodens kann erst dann vernachlässigt werden, wenn cw/cL
<
30 000 ist (GoRING, zit. in HELLING et al., 1971), also dann, wenn der betrachtete Stoff einen niederen Dampfdruck hat. Nach HoRNSBY und DAVIDSON (1973) stellt. sich das Gleichgewicht zwischen Cw und cB bei einer Filtergeschwindigkeit von weniger als 2 mm pro Stunde «sofort» ein. Unter dieser Voraussetzung .. gehorcht die Sorption der sogenannten Adsorptionsisotherme, also der Gleichgewichtsbeziehung zwischen der Konzentration· im Bodenwasser (cw) · und am Bodengerüst (cB). GILES et al.
(1960) unterscheiden vier Grundformen von Adsorptionsisothermen (Abbildung 3).
Die häufigste Formist die logarithmische. beziehungsweise die hyperbolische Sätti
gungskurve (L-Typ) (GREEN, 1974).
CB
kp • Cw 1/n
k L l • CW 'kL 2 + CW
(Freundlich-Gleichung)
(Langmuir-Gleichung)
Da der Exponent 1/n für viele Substanzen zwischen 0,8 und 1,0 liegt (HAMAKER, 1972 b ), wird sehr oft eine lineare Beziehung zwischen cw und cB angenommen (BoAST, 1973; FRISSEL et al., 1970). Die Langmuir- und die Michaelis-Menton
Gleichungen (Gleichung 8) haben mathematisch gesehen ähnliche Eigenschaften.
Bei sehr kleinen Konzentrationen verhält sich Gleichung 10 ebenfalls linear. Der lineare Ansatz entspricht dem C-Typ ( « constant partition» ). Der Verteilungs
koeffizient K (K::::: kF bzw. K::::: kL1/kL2) ist für die Reichweite der Auswaschung ausschlaggebend (0DDSON et al., 1970). Dieser Parameter und damit auch die Mobilität des Stoffes variieren um mehrere Zehnerpotenzen (HAMAKER, 1972 b).
262
L - Ty p C -Typ H - Typ S - Ty p
Abbildung 3
Sehr einfach, aber selten, ist die Adsorptionsisotherme des H-Typs ( «high affinity» ).
Diese ist eine ganz extreme Form des L-Typs. Das Sättigungsplateau wird-schon bei sehr geringen Konzentrationen erreicht. Die Sorption des Herbizides Paraquat beispielsweise ist praktisch konzentrationsunabhängig. Sie gehorcht also dieser Gesetzmäßigkeit. Die Anwendung des S-Typs für die Beschreibung des Stofftrans
portes im Boden scheint nicht üblich zu sein.
Mit der Gleichgewichtsbetrachtung setzen \vir voraus, daß das · ganze Boden
volumen homogen durchsickert wird,. daß der Diffusionsvorgang aus dem Boden
wasser zur sorbietenden Oberfläche also kurz ist. Da das Wasser im natürlich ge
lagerten Boden sehr verschieden schnell durch die verschiedenen Porenbereiche fließt, ist es unwahrscheinlich, daß der ganze Sorptionskörper gleichermaßen an der Sorption beteiligt ist. Dies führt dazu, daß die Sorption . transportkontrolliert und somit zeitlich abhängig wird (LETEY und ÜDDSON, 1972).
(11) Im Gleichgewicht ist der Klammerausdruck und damit auch die Adsorptionsrate gleich null. Der Klammerausdruck entspricht den linearisierten Gleichgewichts
ansätzen in den Gleichungen 9 und 10. Der Grund für die Vielfalt der Adsorptions
beziehungen liegt in der Fülle der möglichen .physikalisch-chemischen Wechsel
beziehungen zwischen Transportgut und Bodengerüst (BAILEY und WHITE, 1970;
GILES et al., 1960). Es ist eine offene Frage, inwiefern der heterogene, natürlich gelagerte Boden den Annahmen gerecht wird, -welche den verschiedenen Ansätzen zugrundeliegen. Da die Wasserbew�gung je nach Standort und Zeitpunkt in sehr verschiedenen Strukturbereichen des Bodens erfolgt,· ist der dyn�mische Ansatz (Gleichung 11) vermutlich wirklichkeitsbezogener als die anderen.
4. Zusammenfassung
Die Transport-, die Sorptions- und die Abbaumechanismen beeinflussen die Auswaschung verschiedener Stoffkomponenten äußerst unterschiedlich. Die Wech-
selbeziehungen zwischen dem Transportgut, dem Boden und dem Bodenwasser sind komplex und müssen für eine quantitative Beschreibung vereinfacht werden.
Die Anwendung bekannter Gesetzmäßigkeiten ist dann durchführbar, sinnvoll und erfolgreich, wenn die unwesentlichen Vorgänge erkannt und damit vernachlässigt werden können. In dieser Arbeit werden mögliche Vereinfachungen und Ansätze im Hinblick auf den Stofftransport im natürlich gelagerten Boden besprochen.
5. Literaturverzeichnis
ANDERSSON, A., NILSSON, K. 0., 1972: Enrichment of trace elements from sewage sludge fertilizer in soils and plants. Ambi.o 1, 5: 176-179.
ARDAKANI, M. S., BELSER, L., McLAREN, A. D., 1974: Dissimilation of nitrate in a soil column during continuous flow. Ann. Rep., Kearney Foundation, University of California,
s.
131-150.BAETSLE, L. H., 1967: Computational methods for the prediction of underground movement of radionuclids. Nuclear Safety 8, 6: 576-588.
BAILEY, G. W., WHITE, J. L., 1970: Factors influencing the adsorption, desorption and move
ment of pesticides in soil. Residue Reviews 32: 29-92.
BEER, C. E., KoELLIKER, J. K., 1971: Using soil filtration to reduce pollution potential of lagoon effluent entering ground water system. IOWA State Water Resources Research Inst., Completion Rep. Project No. A-021-lA, 37 S.
BIGGAR, J. W., NIELSEN, D. R., 1967: Miscible displacement and leaching phenomenon. In: Irri
gation of agricultural lands. Agronomy 11: 254--274.
BoAST, C. W., 1973: Modeling the movement of, chemicals in soils by water. Soil Sei. 115:
224-230.
BoHN, H. L., 1972: Soil Absorption of air pollutants. J. Environ. Quality 1, 4: 372-377.
COPENHAVER, EMILY D., WILKINSON, BENITA K., 1974: Transport of hazardous substances through soil processes. (Bibliographie) Bd. 1, 148 S., Tennessee, Oak Ridge National Labo
ratory.
DAVIDSON, J. M., RIECK, C. E., SANTELMANN, P.
w.,
1968: Influence of water flux and porous material on the movement of selected herbicides. Soil Sei. Soc. Amer. Proc. 32:629-633.
DAY, P. R., FoRSYTHE, W. M., 1957: Hydrodynamic dispersion of solutes in the soil moisture stream. Soil Sei. Soc. Amer. Proc. 21: 477-480.
EHLERS, W., 1974: Botlenstruktur und Wasserhaushalt im bearbeitungsfreien Ackerbau auf Löß
Parabraunerden. Mitt. dtsch. bodenkundl._Ges. 19: 86-89.
FLÜHLER, H., GERMANN, P., RICHARD, F., LEUENBERGER, J., 1975 a: Die Bestimmung der hydrau
lischen Parameter für Wasserhaushaltsuntersuchungen im natürlich gelagerten, vege
tationsbedeckten Boden - ein Vergleich von Feld- und Labormethoden (in Vorberei
tung in Z. Pfl'ernähr. Bodenkde.).
FLÜHLER, H., STOL2Y, L. H., ARDAKANI, · M. S., 1975 b: Error propagation in field data analysis of water transport studies (in Vorbereitung).
FRISSEL, M. J ., PoELSTRA, P ., REINIGER, P ., 1970: Sorption and transport in soils. In: Sorption and transport processes in soils. Monogr. Soc. ehern. Ind., London, 37: 135-151.
GARBER, K., 1973: Luftverunreinigungen, eine Literaturübersicht. Bericht 102 Eidg. Anst. forstl.
Vers'wes., 216 S.
GERMANN, P., 1975: Wasserhaushalt und Elektrolytverlag,;!rung in einem mit Wald und einem mit Wiese bestockten Boden in ebener Lage. Diss. ETH Nr. 5450, 205 S.
GILES, C. H., MAcEwAN, T. H., NAKHWA, S. N., SMITH, D., 1960: Studies in adsorption. Part XI.
264
A system of classification of solution adsorption isotherms, and its use in diagnosis of adsorption mechanisms and in measurements of specific surface areas of solids.
J. Chem. Soc., S. 3973-3993.
GoLWER, A., MATTIIESS, G., SCHNEIDER, W., 1972: Contamination de l'eau souterraine par des depots deehets et implieations pour les methodes d'evaeuation des residus. Centre Beige d'Etude et de Doeumentation des Eaux, Oet. 1972, No 347: 428-433.
GREEN, R. E., 1974: Pestieide-clay-water interaetions. In: W. D. GUENZI (Hrsg.), Pesticides in soil and water. Soil Sei. Soe. Amer., Madison, 562 S. (S. 3-37).
GuENZI, W. D., BEARD, W. E., 1974: Volatilization of pestieides. In: W. D. GuENZI (Hrsg.), Pesti
cides in soil and water. Soil Sei. Amer., Madison, 562 S. (S. 107-122).
HAMAKER, J. W., 1972 a: Deeomposition: Quantitative aspeets. In: C. A. I. GORING, J. W. HAMA
KER (Hrsg.), Organie ehemieals in the soil environment. Bd. 1, 440 S. (S. 253-340), New York, M. Dekker.
HAMAKER, J. W., 1972 b: Adsorption. In: C. A. I. GORING, J. W. HAMAKER (Hrsg.), Organie ehem
ieals in the soil environment. Bd. 1, 440 S. (S. 49-143), New York, ,M. Dekker.
HARRE, E. A., 1974: Fertilizer trends 1973. 57 S., Nat. Fertilizer Development Center, Bull. Y-77, Tennessee Valley Authority, Muscle Shoals, Alabania.
HELLING, C. S., KEARNY, P. C., ALEXANDER, M., 1971: Behavior of pestieides in soils. Advanees of Agronomy 23: 147-240.
HoRNSBY, A. G., DAVIDSON, J. M., 1973: Solution and adsorbed fluometuron eoneentration distri
bution in a water-saturated soil: Experimental and predieted evaluation. Soil Sei. Soe.
Amer. Proe. 37: 823'....828.
HUFF, D. D., KRUGER, P., 1970: Simulation of hydrologie transport of radioaetivs aerosols. In:
E. C. FREILING (Hrsg.), Radionuclides in the environment. S. 487-505, Amer. ehern.
Soc., Adv. in Chemistry 93.
KAR.DOS, L. T., 1967: Waste water renovation by the land - a living filter. In: N. C. BRADY (Hrsg.), Agrieulture and the quality of our environment. 460 S. (S. 241-250), Amer.
Assoe. for the Advaneement of Sei. Publ. 85, Washington.
KEARNY, P. C., NASH, R. G., IsENSEE, A. R., 1969: Persistenee of pestieide residues in soils. In:
M. W. MILLER, G. G. BERG (Hrsg.), Chemieal fallout, S. 54-67, Proe. Publ. Roehester Conferenees on Toxieity, Springfi�ld, Illinois, Ch. Thomas.
KIRKHAM, DoN, PoWERS, W. L., 1972: Advaneed soil physies. 534 S. Wiley-Interseienee. New York.
KURTZ, L. T., MELSTED, S. W., 1973: Movement of ehemieals in soils by water. Soil Sei. 115:
231-239.
LAGERWERFF, J. V., 1967: Heavy-metal eontamination of soils. In: N. C. BRADY (Hrsg.), Agri
eulture and the quality of our environment. 460 S. (S. 343-364), Amer. Assoe. for the Advaneement of Sei. Publ. 85, Washington.
LETEY, J., BLAIR, J., DEVITT, D., 1974: Nitrates in tile drainage effluents. S. 255-269, Ann. Rep., Kearney Foundation, Univ. of California.
LETEY, J., ÜDDSON, J. K., 1972: Mass Transfer. In: C. A. I. GORING, J. w. HAMAKER (Hrsg.), Organie ehemieals in the soil environment. Bd. 1, 440 S. (S. 399-440), New York, M. Dekker.
McLAREN, A. D., 1974: Rate eonstants for nitrifieation and denitrifieation in soils. S. 119-129, Ann. Rep., Kearney Foundation, Univ. of California.
MENZEL, R. G., 1967: Airborne radionuclides and plants. In: N. C. BRADY (Hrsg.), Agrieulture and the quality of our environment. 460 S. (S. 57-75), Amer. Assoe. for the Advanee
ment of Sei. Publ. 85, Washington.
MICHNA, L., BoURODIMUS, E. L., 1973: Seepage flows - field data measurements for evaluation of potential eontribution of fertilizers to ground water pollution. Soil Sci. 115: 401-408.
NIELSEN, D. R., BIGGAR, J. W., 1962: Miseible displaeement. III. Theoretieal eonsiderations.
Soil Sei. Soe. Amer. Proe. 26: 216-221.
ÜDDSON, J. K., LETEY, J., WEEKS, L. V., 1970: Predieted distribution of organie ehemieals in solution and adsorbed as a funetion of position and time for various ehcmieal and soil properties. Soil Sei. Soe. Amer. Proe. 34: 412-417.
REITEMEIER, R. F., HoLLISTER, HAL, ALEXANDER, L. T., 1967: The extent and signifieanee of soil eontamination with radionuclides. In: N. C. BRADY (Hrsg.), Agrieulture and the qual
ity of our environment. 460 S. (S. 269-282), Amer. Assoe. for the Advaneement of Sei. Publ. 85, Washington.
RHOADES, J. D., INGVALSON, R. D., TUCKER, J. M., CLARK, M., 1973: Salts in irrigation drainage waters. 1. Eff ects of irrigation water composition, leaching fraction, and time of year on the .salt composition of irrigation drainage waters. Soil Sei. Soc. Amer. Proc. 37:
770-774.
RICH, L. G., 1973: Environmental systems engineering. McGraw-Hill Ser. in water resources and environrnental engineering. 448 S., New York, McGraw-Hill.
SHAW, E. J. (Hrsg.), 1968: Western fertilizer handbook. 4. Aufl., 2. Druck, 200 S., Sacramento, Calif. Calif. Fertilizer Association.
SMITH, J. E., FARREL, J. B., 1973: Sludge disposal practices: How safe are they? Water and wastes engineering, Dec. 1973, S. 39-41.
THORNE, WYNNE, PETERSON, H. B., 1967: Salinity in United States waters. In: N. C. BRADY (Hrsg.), Agriculture and the quality of our environment. 460 S. (S. 221-240), Amer.
Assoc. for the Advancement of 'Sei. Publ. 85, Washington.
266
