Renaturierung des Geländes des ehemaligen

Renaturierung des Geländes des ehemaligen Heizkraftwerkes und der Aschedeponie in

Brieskow - Finkenheerd

Untersuchung der Grundwasserqualität an ausgewählten Pegeln von 1992 bis 2002 -

Abschlussarbeit

Postgradualstudium Toxikologie der Universität Leipzig

Diplomchemikerin Cornelia Fredrich Frankfurt (Oder), den 08.05.2003

Inhaltsverzeichnis

Seite 1. Allgemeiner Teil ... 2 1.1 Einleitung

l .2 Historie des Standortes

1.3 Renaturierungsmaßnahmen auf dem Gelände des HKW und der Aschedeponie in

Brieskow - Finkenheerd

2. Grundwasser.

3. Ausgewählte toxikologischeParameter aus dem Grund-

wasseruntersuchungsprogramm 8 3.1 Nitrat / Nitrit

3.2 Ammonium / Ammoniak 3.3 Sulfat

3.4 Cyanid

3.5 Arsen

3.6 Mangan

4. Grundwasserbeprobung und - analytik ... 14 4.1 Lage und hydrogeologische Verhältnisse des Untersuchungs

gebietes

4.1.1 Stan dort des ehemaligen Heizkraftwerkes 4.1.2 Standort der Aschedeponie

4.2 Bewertungskriterien für das Grundwasser

4.3 Lage der zu untersuchenden Pegel la, l, 2, 3, 4, 5 und 6 4.4 Pegelwasserstände und meteorologisch - hydrologische

Charakterisierung der Jahre 1992 bis 2002 4.5 Grundwasserprobenahmen aus den Pegeln 4.6 Zusammenstellung der Analysenergebnisse

4.7 Auswertung der Analysenergebnisse aller untersuchten Grundwasserparameter

5. Beurteilung der Grundwasserqualität ... 37 5.1 Beurteilung der Grundwasserqualität an den untersuchten Pegeln

5.2 Bedeutung von Grenzwerten

5.3 Risikoabschätzung - Methode für Trinkwasser 5.4 Risikoabschätzung für Grundwasser (Beispiel Pegel 6)

6. Zusammenfassung und Schlussfolgerungen ... 53 7. Anlagen... 54

Grundwassermonitoring Aschedeponie und Heizkraftwerk in Brieskow - Finkenheerd, Übersichtsplan Grundwassermonitoring Aschedeponie und Heizkraftwerk in Brieskow - Finkenheerd, Lageplan der Grundwassermessstellen Karte mit den

Trinkwasserschutzzonen des Wasserwerkes in Brieskow -

Finkenheerd Literatur- und Quellenverzeichnis Glossar Danksagung

1. Allgemeiner Teil

1.1 Einleitung

Im November 1991 wurde für das Heizkraftwerk (HKW) Brieskow-Finkenheerd eine Gefährdungsabschätzung durch das Chemische Labor Dr. E Weßling durchgeführt.

Diese beinhaltete Bodenluft-, Boden- und Grundwasser-Untersuchungen. Der Anlass für diese Untersuchungen war die Planung eines neuen Heizkraftwerkes an der un- mittelbaren Stadtgrenze von Frankfurt (Oder) und mit dessen Fertigstellung die Außerbetriebnahme und der Rückbau des HKW Brieskow-Finkenheerd.

Im gleichen Jahr untersuchte die Dr. Pieles + Dr. Gronemeier CONSULTING GmbH die Aschedeponie mit dem Ziel, eine Abschätzung eines eventuell von der Nassdepo- nierung der Aschen ausgehenden Gefahrdungspotentials vorzunehmen.

Seit Ende der 50er Jahre wurden Kesselschlacke, Feuerraumasche und Filterasche in ein an das Heizkraftwerk angrenzendes Restloch einer ehemaligen Braunkohlegrube im Spülverfahren verkippt. Außerdem wurden hier Bauschutt und nicht mehr spezi- fierbarer Müll abgelagert.

Im Anschluss an diese Untersuchungen stellte man unter anderem ein Programm zur Grundwasserüberwachung an sieben ausgewählten Grundwasserpegeln auf. Die Grundwasserbeprobungen wurden halbjährlich bis Ende 1994 und ab Juli 1997 bis Oktober 1999 vom Chemischen Labor Dr. E Weßling durchgeführt.

Das Labor des Frankfurter Industrieservice GmbH ist seit 2000 mit der Durchführung dieser Grundwasserbeprobungen beauftragt.

Das Ziel der vorliegenden Arbeit ist die zusammenfassende Bewertung der Ergeb- nisse aus den Grundwasserpegelbeprobungen auf dem Gelände des ehemaligen Heizkraftwerkes und auf der Aschedeponie in Brieskow - Finkenheerd über einen Zeitraum von 10 Jahren.

Die Renaturierung des Geländes des ehemaligen Heizkraftwerkes und der Aschedeponie in Brieskow - Finkenheerd ist ein sehr komplexes Thema und in seiner Vielschichtigkeit nicht im Rahmen dieser Abschlussarbeit abzuhandeln. Die Autorin wird sich in ihren Ausführungen weitestgehend auf die Untersuchungen des Grundwassers beziehen und dabei auf ebenso wichtige Untersuchungen des Bodens, der Luft, der Fauna und Flora nur im entsprechenden Zusammenhang eingehen.

1.2 HIstorie des Standortes

Im September 1921 begann das Märkische Elektrizitätswerk (MEW) mit dem Aufbau des Kraftwerkes in Finkenheerd. Der kleine Ort, 10 km südlich von Frank- furt (Oder), bot für das zu errichtende neue Kraftwerk gute Vorraussetzungen. Seine Lage im vorgesehenen Versorgungsgebiet, Gebiete der Provinz Brandenburg, war verhältnismäßig zentral.

Heizkraftwerk Brieskow-Finkenheerd 1961 (Foto: Heinz Ain)

Der Brieskower See, an dem das Werk errichtet wurde, sicherte die bequeme und billige Versorgung mit Kühlwasser, und die Kohlengrube Finkenheerd, die vom MEW zu diesem Zweck erworben wurde, lieferte mit ihrer Braunkohle den erforderlichen Brennstoff. Für diesen fielen keine Transportkosten an, und er stand zu den Gestehungskosten zur Verfügung, da er in eigener Verwaltung gefördert

und Hochhalten der Preise durch das Kohlesyndikat) war damit gesichert. Das Kraftwerk ging 1923 mit 2 Maschinen in Betrieb. Der steigende Strombedarf führte zum weiteren Ausbau des Werkes. Bis 1928 waren insgesamt vier Generatoren in Betrieb.

Während der Nazidiktatur nahm die Rüstungsindustrie einen ungeheuren Umfang an.

Damit stiegen auch die Anforderungen an die Elektrizitätswerke. Die vorhandenen Kapazitäten reichten nicht mehr aus und so wurde auch das Kraftwerk Finkenheerd erweitert. Unter anderem wurden 1942 Maschinen in das Werk eingebaut, die zuvor aus holländischen Betrieben geraubt worden waren.

Im Verlaufe des Krieges wurden immer mehr Arbeiter zur Wehrmacht eingezogen.

Ihre Arbeitsplätze wurden durch Zwangsarbeiter, Juden und französische Kriegsgefangene eingenommen.

Im Februar 1945 erreichte die Sowjetarmee die Oder gegenüber dem Kraftwerk.

Nachdem schon vorher ein Teil des Betriebes stillgelegt war, wurde nun die letzte Maschine außer Betrieb genommen, ohne jedoch dabei die wichtigsten Teile auszubauen und zu verstecken.

Im April erfolgte die Besetzung des Werkes durch die Sowjetarmee. Ein Teil der Kessel und Turbogeneratoren wurde demontiert und in die Sowjetunion transportiert.

Trotzdem gelang es, auch mit Hilfe von Sowjetsoldaten und sowjetischen Fachoffizieren, noch bis Ende 1945 die Stromerzeugung wieder aufzunehmen.

Großen Anteil daran hatten auch die Kumpel der Grube Finkenheerd, die die notwendige Braunkohle lieferten [1].

Grube Finlcenlieerd mit Kraftwerk 1932 [1]

In der Folgezeit wurden Erweiterungen und Modernisierungen zur weiteren Kapazi- tätssteigerung des Kraftwerkes durchgeführt. Die Kohle kam bis Ende der 50er Jahre aus den Braunkohletage- und -tiefbauen in unmittelbarer Nähe. Nach ihrer Schließung wurde das Kraftwerk mit Braunkohle aus dem Lausitzer Raum beliefert.

Bis Ende der 60er Jahre ist im Kraftwerk ausschließlich Strom erzeugt worden. Mit dem Aufbau der Industrie in und um Frankfurt (Oder) siedelten immer mehr

Menschen in dieser Stadt. Der Wohnraum war knapp. Es wurden neue Wohnsied- lungen errichtet, die mit Fernwärme beheizt werden sollten. Das Kraftwerk Brieskow-Finkenheerd wurde zu einem Heizkraftwerk ausgebaut. Bis 1993 ist sowohl Strom als auch Heizwärme produziert worden. Im Jahre 1996 begann der Rückbau des Heizkraftwerkes, der erst 1998 beendet war. In der Zwischenzeit produzierte man nur noch Heizwärme mit Hilfe einer Container-Anlage (Warmwasser-Dampferzeuger).

Im Jahre 1997 nahm das neue, moderne Heizkraftwerk am Stadtrand von Frankfurt (Oder) seinen Betrieb auf, und das Werk in Brieskow-Finkenheerd wurde endgültig abgeschaltet.

1.3 Renaturierungsmaßnahmen auf dem Gelände des HKW und der Aschedeponie in Brieskow - Flnkenheerd

Im Jahre 1991 begann man mit der Renaturierung der Aschedeponie. Um Winderosionen und Staubentwicklungen zu unterdrücken, strebte man die rasche Schaffung einer geschlossenen Vegetationsfläche an. Eine Großflächenbegrünung nach dem FRISOL-Verfahren erfolgte direkt auf dem anstehenden Aschematerial auf einer Fläche von ca. 15 ha. Dazu lockerte man das verkrustete Aschematerial auf und brachte Drillsaat, organische Langzeitdünger aus mikrobieller Pilz- und Bakterienmasse, Bodenverbesserungsstoffe (Zuckerphosphoramid), Bodenverfestiger (zur Verklebung von Saatgut und Aschepartikel) und Erosionsschutzfasern naß aus [22]. In den folgenden Jahren beobachtete man die Entwicklung der Flora und Fauna.

Bei Bedarf wurde die Fläche beregnet und gedüngt.

Aufbringen der Drillsaat, Aufnahme 1991

Entwicklung der Flora nach Düngung und Bewässerung, Aufnahme 2000

Auf dem Gelände des Heizkraftwerkes brachte man nach dem Rückbau des Werkes auf dem gesamten Gelände eine Bodenschicht von ca. 30 cm auf und säte Gräser und Wiesenkräuter. Anspruchslose Gräser und Krauter beherrschen heute das Gelände.

Der unmittelbar an das Gelände nördlich angrenzende Eisenbahndamm, wo sich früher die Kohlebunker befanden, wurde mit Wiesensaat und teils mit Strauchbe- pflanzung begrünt.

2. Grundwasser

Das Grundwasser wird definiert als unterirdisches Wasser, das den durchströmbaren Hohlraumanteil der Lithosphäre zusammenhängend und vollständig ausfüllt und einen Druck entsprechend dem atmosphärischen Druck (Luftdruck) oder höher aufweist. Es ist Wasser, das den Poren- oder sonstigen Hohlraum durchströmt, wenn ein natürliches oder künstliches Gefalle bzw. Druckpotential sowie Einflüsse durch das Temperaturregime vorliegen [4].

Grundwasser wird vorwiegend durch versickernde Niederschläge gebildet, teilweise auch durch Kondensation von Wasserdampf. Niederschläge nehmen gelöste und ungelöste Stoffe auf. Durch die Bodenpassage werden Mikroorganismen und ungelöste Stoffe zurückgehalten. Die gelösten Stoffe werden mineralisiert. Die in der Bodenluft enthaltene Kohlensäure, die vom einfließenden Wasser aufgenommen

wird, löst im Boden befindliche Salze, die unter anderem für den Geschmack eines Wasser von Bedeutung sind [5].

Das oberflächennahe Grundwasser ist in der Regel vollständig Niederschlagswasser.

Grundwasserneubildung und -abfluss unterliegen einem innerjährlichen und auch dem jährlichen meteorologisch/hydrologischen Regime, im Idealfall stehen sie im Gleichgewicht. Der überwiegende Anteil der jährlichen Grundwasserneubildung tritt im Winterhalbjahr in den Grundwasserleiter ein und wird dort zwischengespeichert.

Grundwasserabflussprozesse unterliegen vielen Randbedingungen, die stark von der lithologischen Ausprägung der Grundwasserleiter abhängig sind (6).

Jedes natürliche Wasser ist ein Glied der lebenden Natur und bedarf unseres Schutzes, weil wir uns so selbst schützen. Die Stoffe auf der Erde (auch die, die von den Menschen in unnatürlicher Art und Weise in die Umwelt eingetragen werden) sind ständigen Veränderungen und Verwandlungen unterworfen, bei denen das Wasser eine entscheidende Rolle als dynamischer Faktor spielt. Eine exakte Abgrenzung der Hydrosphäre von der Atmosphäre und der Lithosphäre ist dabei nicht möglich. Die folgende Abbildung zeigt die Bedeutung des Wassers beim Transport von Umweltschadstoffen zum Menschen.

3. Ausgewählte toxikologische Parameter aus dem Grund- wasseruntersuchungsprogramm

3.1 Nitrat / Nitrit

Ein Teil des natürlichen Nitrats im Boden entsteht durch die Umwandlung atmos- phärischen Stickstoffs durch Bodenbakterien. Ein anderer Teil gelangt mit Nieder- schlägen durch Auswaschung anthropogener Luftverunreinigungen und bei Gewitter durch die von Blitzentladungen aus Luftstickstoff entstehenden Stickoxide in den Boden. Der Stickstoffeintrag in Form von Nitrat in den Boden ist natürlich und anthropogen bedingt [7]. Das Nitrat spielt in den anthropogenen Belastungen des Grundwassers die größte Rolle [8]. Ursachen für das anthropogen bedingte Auftreten von Nitrat im Boden und im Grundwasser sind:

- Abbau stickstoffhaltiger organischer Substanzen, wobei das Nitrat als oxidatives Endprodukt entsteht (organische Substanzen: Gülle, Stallmist, Kompost, Grün- und Wurzelmasse, Laub und Nadern der Bäume)

Nitrat als Umwandlungsprodukt aus Düngern (Ammoniumverbmdungen, Harnstoff, Kalkstickstoff)

- Nitrat als mineralischer Dünger

Im Normalfall gelangen nur wenige Prozent des Gesamtstickstoffs als Nitrat in das Grundwasser. Werden aber Bodenflächen mit landwirtschaftlicher Nutzung über- düngt, was insbesondere bei Gemüseintensivkulturen und beim Weinbau beobachtet wurde, können Nitrat-Konzentrationen in großem Umfang in das Grundwasser eindringen. Erleichternd ist dabei auch die gute Wasserlöslichkeit und die Mobilität des Nitrats im Boden.

Nitrat selbst ist ungefährlich, d.h. die Eigentoxizität in nichtreduzierendem Millieu, ist gering. Allerdings soll das Trinken von einem Liter Wasser mit 500 mg Nitrat zu entzündliche Reaktionen z.B. der Darmschleimhaut und anderen Symtomen führen können. Beim Erwachsenen wurden nach Aufnahme von ca. 8 bis 10 g Nitrat schwere Vergiftungen mit lokaler Reizung und Diarrhöe durch Wasserentzug und blutigem Erbrechen beobachtet.

Nitrate werden schon in den oberen Darmabschnitten resorbiert, die normalerweise keimarm sind oder keine nitratreduzierenden Keime aufweisen. Dadurch sind weder Erwachsene noch Kinder (auch Säuglinge) im Normalfall gefährdet.

Es wird eine synergistische Wirkung von Nitrat bei der Strumaentwicklung unter Jodmangel diskutiert [8].

Nitrat hat aber eine Sekundärtoxizität. In anoxischen Zonen findet aufgrund des Stoffwechsels zahlreicher fakultativ anaerober, heterotropher Mikroorganismen, sog.

Denitrifikanten, die Reduktion des Nitrates bis zum Luftsauerstoff statt (Denitrifikation). Diese Denitrifikanten verwenden Nitrat - Stickstoff als Elektronenakzeptor zum oxidativen Abbau organischer Kohlenstoff- Verbindungen

Sind nicht genügend Wasserstoff - Donatoren (z.B. Methanol oder Essigsäure aus dem Kohlenstoff- Kreislauf) vorhanden, gelangen Zwischenprodukte in die Umwelt wie z.B. Nitrit.

Grundsätzlich muss bei Nitriten auch immer die Relation zu Ammonium berücksichtigt werden. In aeroben Zonen findet eine mikrobielle Oxidation von Ammonium - Ionen über die Stufe des Nitrits zum Nitrat statt - die Nitrifikation.

Nitrit kann sowohl auf biologischem Weg als auch ausschließlich auf chemisch- physikalischem Wege gebildet werden. In der Natur stellt Nitrit eine Zwischenstufe im gesamten Stickstoffzyklus dar. Wasser enthält normalerweise nur geringe Nitritmengen. Nitrit kann in oberflächennahem Grundwasser, in der Regel aber nicht im Grundwasser aus großer Tiefe vorkommen.

Das Auftreten von Nitrit im Wasser lässt an erster Stelle auf eine fakale Verunreini- gung oder an eine Belastung mit organischen (tierischen) Abfallstoffen im Abbau- zustand der unvollständigen Mineralisation schließen [7].

Die potentielle Nitritwirkung hat aus toxikologischer Sicht unterschiedliche Bedeu- tung für den Menschen, in Abhängigkeit von seinem Lebensalter. Für Säuglinge ist das Nitrit besonders in den ersten Lebensmonaten gefährlich. Das zweiwertige Eisen des Hämoglobins wird zu dem dreiwertigen Eisen des Methämoglobins oxidiert., das damit für den Sauerstofftransport ausfallt. Bei Säuglingen ist die für die Methämo- globinkontrolle erforderliche Methämoglobin-Reduktase noch nicht voll funktions- fähig, so dass es unter Nitriteinwirkung zur Anreicherung des Methämoglobins kommt (Blausucht). Das kann zu einem Defizit vor allem der zerebralen Sauerstoff- versorgung mit tödlichem Ausgang führen [8].

Eine weitere Bedeutimg der Nitrite ist in der Bildung der großenteils kanzerogen wir- kenden Nitrosaminen unter Mitwirkung der Nitrite. Damit liegt eine Tertiärwirkung der Nitrate vor. Nitrosamine bilden sich aus sekundären und tertiären Aminen, aus quaternären Ammoniumverbindungen oder aus Alkylamiden usw. mit Nitrit als Re- aktionspartner. Derartige Amine oder Amide können aus der Nahrung, aus Arznei- mitteln u.a. im Körper verfügbar sein [7].

3.2 Ammonium / Ammoniak

Der Eintrag von Ammonium/Ammoniak in das Grundwasser hat ähnliche Ursachen wie der Eintrag von Nitrat und Nitrit. Erhöhte Ammoniumgehalte lassen oft auf eine Verunreinigung durch Abfallstoffe schließen. In der Regel ist das Vorkommen von Ammonium ein Anzeichen für die unvollständige Mineralisation organischer Verun- reinigungen. Im häuslichen Abwasser ist u.a. die Zersetzung des von Mensch und Tier ausgeschiedenen Harnstoffs in Ammoniak und Kohlenstoffdioxid wesentlich [7].

Der flächendeckende, anthropogene Eintrag chemisch gebundenen Stickstoffs aus der Atmosphäre in den Boden hat heute nachhaltige Auswirkungen auf das Öko-

Stickstoffangebot verknüpft ist. Ein überhöhtes Angebot an Stickstoff in Form von Ammonium/Ammoniak führt zu schweren, den ganzen Pflanzenorganismus ergrei- fenden Veränderungen. Die großflächige Vergiftung von Biotopen mit Ammonium/

Ammoniak aus der Massentierhaltung, die zu Niederschlagswerten von bis zu 80 kg/ha Stickstoff im Jahr gehen kann, gehört neben dem Nitratproblem zu den gravierendsten Umweltproblemen , die sich aus der Überforderung des Stickstoffkreislaufs durch die Landwirtschaft während der letzten 100 Jahre ergeben haben [7].

Ammoniak wird vom Menschen hauptsächlich mit industriell hergestellten Lebens- mitteln aufgenommen, denen im Verlaufe des Produktionsprozesses Ammonium- verbindungen zugesetzt werden. Schätzungen zufolge liegt die tägliche Aufnahme durch Nahrung und Trinkwasser bei 18 mg Ammoniak, die inhalative Aufnahme unter 1mg und die Aufnahme durch Zigaretten ebenfalls unter l mg (bei 20 Stück täglich). Dieser von Außen zugeführten Menge an Ammoniak von 20 mg/d steht eine endogen im Intestinaltrakt des Menschen gebildeten Ammoniakmenge von 4000 mg/d gegenüber [7].

Ammoniak hat nur dann eine toxische Wirkung auf den gesunden Menschen, wenn die Aufnahme größer wird als die Kapazität, Ammoniak zu entgiften. Bei schweren Leberschäden entstehen oft Störungen im ZNS, die u.a. mit dem erhöhten Ammoniakgehalt des Blutes in Verbindung gebracht werden. Nur bei diesen Kranken und Dialysepatienten ist eine Gefährdung durch überhöhte orale Zufuhr an Ammonium-Mengen denkbar.

3.3 Sulfat

Schwefel ist ein überall vorkommendes Element. Er ist Bestandteil der lebenden Materie, insbesondere als Schwefelgehalt in den Aminosäuren. Schwefel ist in allen fossilen Energieträgern enthalten. Es sind weitreichende Maßnahmen notwendig, um den Ausstoß von Schwefeldioxid bei der Nutzung fossiler Energieträger in Grenzen zu halten. Außerdem sind viele technisch wichtigen Metalle in ihren Erzen an Schwefel gebunden [7].

Für den Gehalt an Sulfat in Grundwässern ist die aus dem Boden stammende Sulfatanlieferung von großer Bedeutung. Von ebenso großer Bedeutung sind die Schwefeldepots im Grundwasserleiter, die aus bestimmten geologischen Schichten bestehen können oder anthropogene Depots darstellen, wie Bauschutt- und Hausmülldeponien.

Außerdem ist der Gehalt von Grundwasserleitern an partikulär organischer Substanz (Braunkohle) zur Reduktion von Sulfat (Desulfürikation) in der Lage. Grubenabwäs- ser und Regenwasserabläufe von Kohlenhalden und deren Vorfluter sind immer sulfathaltig [7].

Sulfate kommen in Grundwässern in zum Teil erheblichen Mengen vor. Die toxikologische Hauptwirkung besteht in einer Flüssigkeitsretention, wenn es sich bei den Sulfaten um leicht lösliche Salze des Magnesiums, Natriums und Kaliums han- delt. Die Aufnahme großer Mengen kann jedoch auch Organschäden und den Tod

herbeiführen. Die letale Dosis für Magnesiumsulfat beträgt beim erwachsenen Menschen bei peroraler Aufnahme ca. 50 g. Bei peroraler Aufnahme von ca. 30 g und bei Vorliegen einer verlängerten Aufenthaltszeit der Substanz im Darm, kann es zur Ausbildung eines temporären Nierenversagens kommen. Die Dosis, die norma- lerweise bei der Anwendung von Magnesium- und Natriumsulfat als salinisches Ab- fuhrmittel eingenommen wird beträgt 10 bis 20 g [7]. Der laxierende Effekt gründet sich hauptsächlich auf die Volumenzunahme des Darminhalts. Diese kommt dadurch zustande, dass bei hypertonen Lösungen Wasser aus dem Gewebe entzogen und im Darmlumen festgehalten wird oder dass bei isotonen bzw. leicht hypotonen Lösungen die Absorption von Darmflüssigkeit erschwert ist. Hierzu gehört auch die verzögerte Rückabsorption von Verdauungssäften, die ständig in größerer Menge in den Darm abgesondert werden. Das Resultat ist eine Dehnung der Darmwandung und eine Erregung des nervalen Plexus in dem betroffenen Bereich. Dies löst wiederum eine stärkere Perestaltik, d.h. eine beschleunigte Darmpassage aus.

Schwer lösliche Salze der Schwefelsäure, z.B. Kalziumsulfat oder Bariumsulfat, bringen keine gesundheitlichen Probleme mit sich.

3.4 Cyanide

Cyanide sind Salze der Cyanwasserstoffsäure (Blausäure).

Die Atmosphäre unseres Planeten enthielt in der präbiotischen Phase reichlich Blau- säure, die wahrscheinlich als Grundbaustein für die Synthese der wichtigsten biolo- gischen Grundkörper, wie Aminosäuren, Purine und Pyrimidine diente [8].

Blausäure wird aus einer Vielzahl von Pflanzen freigesetzt. Bei der mechanischen Zersetzung von Pflanzengewebe kann Blausäure aus Blausäureglykosiden freigesetzt werden (z.B. bei der traditionellen Behandlung der Maniok-Knolle in Süd-Ost-Afri- ka).

Blausäure, Alkalicyanide und Nitrile werden in großen Mengen in der Edelmetall- industrie, zur Stahlhärtung nach erfolgter Werkstückherstellung, bei der Herstellung von Farben, in der Hüttenindustrie, in der Landwirtschaft als Düngemittel und zur Unkrautbekämpfung und nicht zuletzt in der Kunstoffher Stellung verwendet [8].

In Oberflächen-, Grund- und Trinkwässern kommen Cyanide quasi nicht vor. In früheren Zeiten konnten Belastungen an Cyaniden durch eingeleitete Abwässer aus Kokereien, Hüttenwerken, galvanischen und chemischen Betrieben in Gewässer gelangen. Heute liegen in Deutschland jedoch scharfe Einleitungsbeschränkungen vor. Diese haben dazu geführt, dass die Cyanidbelastungen in den Gewässern dras- tisch zurückgegangen sind [9].

Die Cyanide weisen unterschiedliche Giftigkeit auf. Hochgiftig sind die Alkali-und die Erdalkalicyanide. Kaliumhexacyanoferrat II (gelbes Blutlaugensalz), Kalium- hexacyanoferrat III (rotes Blutlaugensalz), Kaliumcyanoargentat und Natriumtetra- cyanomercurat werden als nahezu ungiftig betrachtet, da diese stabilen Komplexe im menschlichen Körper keine Cyanidionen abgeben [7].

Die Vergiftungserscheinungen sind abhängig von der Giftdosis. Kleinere inhalierte Blausäuremengen fuhren zuerst zu Tachypnoe und vertiefter Atmung. Dieser charak- teristische Effekt ist die Folge einer Reizung der Chemorezeptoren. Außerdem erregt Blausäuredampf die Schmerzrezeptoren, so kommt es zu Brennen der Zunge und der Augenbindehäute, Kratzen im Hals und in der Nase. In schweren Vergiftungsfällen kommt es schnell zur Bewusstlosigkeit und unter Krämpfen tritt der Atemstillstand ein. Bei oraler Aufnahme der Alkalisalze der Blausäure tritt die Vergiftung mit der- selben Symtomatik auf [8].

3.5 Arsen

Arsensulfide und Arsenoxide sind in Spuren in der natürlichen Umwelt allgegen- wärtig. Nur die Arsenoxide besitzen eine gewisse Wasserlöslichkeit [7]. Arsentrioxid ist die wichtigste anorganische Arsenverbindung, die bei der Verhüttung arsenhalti- ger Erze (sulfidischer Zink-, Blei- und Kupfererze) und Verbrennung arsenhaltiger Kohle entsteht. Elementar kommt Arsen in der Natur kaum vor. In vielen Organis- men kann man aufgrund biologischer Methylierung Arsen finden. Hauptprodukte im Säugetierorganismus sind Monomethylarson- und Dimethylarsinsäure [8].

Die Hauptmenge an Arsen wird als Arsentrioxid in der Glasindustrie und bei der Reinigung von Elektrolytlösungen bei der Zinkherstellung verwendet. Zink-, Chrom- und Kupferarsenate werden für den Holzschutz eingesetzt. Außerdem werden Arsen- verbindungen in der Landwirtschaft als Pestizide und Herbizide verwendet (nicht in Deutschland). Gallium- und Indiumarsenid und auch das Arsentrioxid finden heute Verwendung in der Halbleiterindustrie [8].

Die orale Exposition gegenüber Arsenoxiden in Lebensmitteln und im Trinkwasser ist unter Umweltgesichtspunkten heute am bedeutsamsten. Alle gut wasserlöslichen anorganischen Arsenverbindungen werden nach oraler Aufnahme besonders im Ma- gen-Darm-Trakt resorbiert. Danach verteilt es sich rasch im ganzen Körper. In der Anfangsphase nehmen Leber und Nieren das meiste Arsen auf. Nach der Elimination aus diesen Organen lagert sich das Arsen in das Keratin der Haut und der Haare ein, bindet dort an Sulfhydrilgruppen mit einer Halbwertszeit von mehreren Wochen und wird erst mit Schuppen und Haaren abgestoßen.

Die Vergiftungssymtome nach akuter oder chronischer Aufnahme von anorganischen Arsenverbindungen sind ähnlich. Dreiwertige Arsenverbindungen sind dabei um den Faktor 2-4 toxischer als fünfwertige. Die wichtigsten systemischen Wirkungen bei einer akuten Vergiftung mit anorganischem Arsen sind gastrointestinale (Übelkeit, Bauchschmerzen, Erbrechen und Durchfall), kardiovaskuläre (Arrhythmien mit cha- rakteristischen Veränderungen im Elektrokardiogramm) und neurologische ( Ence- phalopathie mit Kopfschmerzen, Zeichen der Verwirrung, Halluzinationen und Anfalle bis zum Koma) Wirkungen.

3.7 Mangan

Mangan ist das zwölfhäufigste Element, jedoch - nach Eisen — das zweithäufigste Schwermetall der Erdkruste. Es ist Bestandteil zahlreicher Mineralien, in denen es meist zusammen mit Eisen vorkommt. Mittlere Bodengehalte liegen meist bei 600 - 900 mg/kg. Mangan, mit Extremwerten zwischen l und 7000 mg/kg [7].

In die Atmosphäre gelangt und gelangte Mangan vor allem durch Vulkantätigkeit und über Verbrennungsgase aus fossilen Brennstoffen. Der Mangangehalt von Steinkohle kann 6-100 mg/kg und der von Braunkohle bis zu 5000 mg/kg betragen [7].

Mangan ist ein für Menschen (und überhaupt Säuger) essentielles Spurenelement. Es wird insbesondere als Cofaktor bei enzymatischen Umsetzungen mit aktiviertem Sauerstoff und des Kohlenhydrat - Stoffwechsels benötigt. Als Mangelerscheinungen sind Skelettdeformationen und Wachstumsstörungen, die auf den Ausfall des manganabhängigen Enzyms Glycosyltransferase zurückgeführt werden [7].

Mangan ist mit oralen LDso — Werten zwischen 100 und 500 mg/kg Mangan II Körpergewicht ein für die meisten Säugetiere akut relativ untoxisches Metall.

Resorbiertes Mangan verteilt sich im Körper in abnehmender Konzentration auf Leber, Pankreas, Niere, Gehirn und weitere Organe. Ab der Geburt bis zum Alter von 6 Wochen haben Säuglinge um 7 - 9 % höhere Mangangehalte in den Geweben als Erwachsene, besonders in den später manganärmeren. Junge Säuglinge sind gegen eine Manganüberladung schlechter geschützt als Kinder und Erwachsene.

Durch Untersuchungen ist belegt, dass sich kurz nach der Geburt das resorbierte Mangan bevorzugt im Gehirn oder bestimmten Gehirnbereichen ablagert, ohne allerdings - zumindest bis zu einer täglichen Dosis von 48 i-ig/kg Mangan - nachweisbare biochemisch - neurologische Schädigungen oder Verhaltensstörungen hervorzurufen. Es ist aber aus Versuchen bekannt, dass die Ausscheidung überschüssigen Mangans aus dem Gehirn bei Ratten und insbesondere bei Affen längeren Halbwertszeiten unterliegt als in den anderen Organen. Überhöhte Mangan - Belastungen in der ersten Lebensphase können deshalb auch beim Menschen eine Hypothek für spätere Lebensabschnitte darstellen und sind deshalb aus diesem Grund als toxikologisch unerwünscht zu bezeichnen [7].

Zur Wirkung inhalativer chronischer Belastungen des Menschen mit Mangan steht umfangreiches Material zur Verfügung, vor allem aus den Arbeitsplatzstudien.

Zielorgan ist das ZNS mit einem Krankheitsbild, das in seiner dritten, der schwersten Phase stark dem Parkinsonismus ähnelt. Festgestellte wirksame Dauerbelastungen lagen zwischen 330 und 250 000 jig/m³, so dass als inhalativer Langzeit - NOEL (Höchste Dosis ohne beobachtbare Wirkung unter Langzeitbedingungen) für systemische ZNS - Wirkungen 300 |j,g/m³ vermutet werden [7].

4. Grundwasserpegelbeprobung und -analytik

4.1 Lage und hydrogeologische Verhältnisse des Unter- suchungsgebietes

Die untersuchten Grandwasserpegel auf dem Gelände des ehemaligen HKW und der Aschedeponie liegen in der Gemeinde Brieskow-Finkenheerd, ca. 10 km südlich des Stadtgebietes von Frankfurt (Oder) (s. Karten in den Anlagen).

4.1.1 Standort des ehemalige Heizkraftwerkes

Der Standort des ehemaligen Heizkraftwerkes wird im Norden und im Osten durch den Brieskower See begrenzt, der im Norden mit einer Staustufe in die Oder mündet.

Südlich des Standortes geht der Brieskower See bei Finkenheerd in den Brieskower Kanal über. Die Standortflächen liegen in der Talaue der Oder. Das ursprünglich stark sumpfige Gelände liegt etwa auf einer Höhe 22,3 NN und wurde zur Verbesserung der Gründungsverhältnisse und zum Hochwasserschutz ca. 3 m angefüllt. Dadurch liegt das Flächenniveau heute bei 25,71 mNN .

Westlich des Geländes beginnt mit dem Fuße des „Weinberges" das lebhafte Relief der Oderberge, die bis über 60 m NN ansteigen. Ungefähr l km westlich des Standortes befindet sich ein zum größten Teil mit Asche aus dem Heizkraftwerk verfülltes, wassergefülltes Restloch eines ehemaligen Braunkohletagebaus, in dem früher die miozänen Braunkohlevorkommen abgebaut und im Kraftwerk verbrannt wurden.

Aus regionalgeologischer und hydrogeologischer Sicht werden die Verhältnisse am Standort des ehemaligen Heizkraftwerkes von glaziofluviatilen Ablagerungen bestimmt. Bei dem Höhenzug der Oderberge und des Weinberges handelt es sich um eine Endmoränenbildung des sogenannten „Frankfurter Stadiums" der Weichsel - Eiszeit. Laut der geologischen Karte der DDR, l : 25 000, Blatt Brieskow- Ziltendorfer Niederung, liegt unter einer dünnen Sanddecke Geschiebemergel. Dieser besteht hauptsächlich aus feinem Gesteinsmehl als Matrix, in dem Sterne und Blöcke unregelmäßig verteilt vorkommen (Geschiebemergel oder Geschiebelehm).

Hydrogeologisch sind Geschiebemergel als Grandwassergering- oder Grundwasser- nichtleiter anzusehen. Eine gewisse Wasserwegsamkeit ist lediglich an den Korngrenzen zu Geschieben oder durch Klüfte in großen Geschieben gegeben.

Vereinzelt kann in Sandlinsen Schichtenwasser auftreten. Der Geschiebelellm wird von fluviatilen Sanden überlagert bzw. verzahnt sich lateral mit diesen .

Das Heizkraftwerk lag im Bereich der Oderniederung, so dass hier als jüngste Sedimente zunächst Talauenablagerungen vorhanden sind (Auelehm, zum Teil Sande auf Schlick, teilweise mit Pflanzenresten und Torflagen), darunter alluviale Flusssedimente der Oder.

Unter den quartären Lockersedimenten folgen in gestörter Lagerung als nächstältere die tertiären Ablagerungen (Miozän und Oligozän), darunter Oberkreide. Das Miozän enthält Braunkohlenflöze, die nahe des Heizkraftwerkes in einem Tagebau bzw. Tiefbau (Jugendschacht und Oktoberschacht) abgebaut wurden. Während das Miozän sandig ausgebildet ist, besteht das Oligozän aus Feinsand, Schlurf und Ton.

Die Oberkreide besteht aus Mergelstein.

Die hydrogeologischen Verhältnisse werden durch die unmittelbare Nähe zur Oder und zum Brieskower Kanal und dem parallel hierzu verlaufenden Flüsschen Schlaube bestimmt. Die Grundwasserfließrichtung ist auf diese Vorfluter hin gerichtet zu vermuten.

Grundwasserstauende Schichten stellen die Geschiebemergelvorkommen dar.

Allerdings sind das keine großräumig, durchgehenden Schichten an der Basis der Aquifere. Derartige Schichten sind erst in den Ablagerungen des Tertiärs (Oligozäns) bzw. der Oberkreide zu sehen, die in einigen 10er bis 100 Metern vorkommen [2].

Im Süden, in unmittelbarer Nähe des Gebietes des ehemaligen Standortes des Heizkraftwerkes, befand sich zum Anfang des Untersuchungszeitraumes das Brunnenfeld eines kleinen Wasserwerkes. Im Durchschnitt wurden hier 350 m³/d Wasser gefordert. Der Betrieb des Wasserwerkes endete im November 1994.

4.1.2 Standort der Aschedeponie

Die Aschedeponie wurde in einem Restloch einer ehemaligen Braunkohlegrube angelegt. Seit den 50er Jahren und bis 1993 wurden die im Heizkraftwerk anfallenden Aschen im Spülverfahren verbracht. Das Spülwasser wurde dem Brieskower See entnommen und versickerte im Spülfeld unkontrolliert in den Untergrund und damit in das Grundwasser.

Nach Angaben von 1991, die das Unternehmen dem untersuchenden Auftragnehmer zur Verfügung stellte, beliefen sich die jährlichen Aschemengen auf ca. 40 Kt Kesselschlacke, 20 Kt Feuerraumasche und 60 Kt Filterasche. Neben den Aschen wurden jährlich ca. 200 t Bauschutt aus dem Heizkraftwerk auf dem Spülfeld deponiert. Außerdem wurden während der Untersuchung des Geländes illegale Müllablagerungen festgestellt.

Das Restloch ist heute bis über die östliche Hälfte mit Asche verfüllt. Der westliche Teil ist wassererfüllt.

Die steilen Böschungen des Braunkohle Restloches stellen die äußere Begrenzung des Spülfeldes dar.

Das Umfeld der Deponie weist im Norden mit bis zu 30 m Höhenunterschied sehr bewegte morphologische Strukturen auf, die den Grundwasserabfluss maßgeblich beeinflussen.

Im Norden der Spülfläche, oberhalb der steilen Böschung trennt ein dichtbewaldeter Saum die Aschedeponie von den angrenzenden landwirtschaftlich genutzten Flächen.

Im west- und nordwestlichen Bereich des Spülfeldes sind kleinräumig nebeneinander Aufschüttungen und Restlöcher zu sehen.

Im Dezember 1990 wurden Rammkernsondierungen durch Dr. Pieles Engineering GmbH durchgeführt. Dabei wurden Mächtigkeiten der Ascheeinspülungen zwischen 17,2 bis 21,9 m u. GOK nachgewiesen. Darunter wurden Feinsande und Schluffe angetroffen.

Unter der Annahme einer mittleren Sohlentiefe von 20,0 m und eines Böschungswinkels von 45 ° ergibt sich ein Aschedeponiekörper mit einem ungefähren Volumen von 3 740 000 m³.

Aus gemessenen Grundwasserständen wurde unter Berücksichtigung der regionalen Morphologie und der freien Wasserfläche innerhalb der Deponie eine Hauptgrund- wasserabflussrichtung nach Osten zum Vorfluter Brieskower See abgeleitet. Damit liegt die Aschedeponie im Anstrom zum Gelände des HKW. Das im Spülfeld zu Tage tretende Oberflächenwasser kommuniziert mit dem Grundwasser. Im Vergleich der NN-Daten der Grundwasserspiegel eingemessener Pegel zeigten sich nur geringe Abweichungen des auf NN angegebenen Wasserstandes im Aschespülfeld [3].

4.2 Bewertungskriterien für das Grundwasser

Als Grundlage für die Bewertung der Untersuchungsergebnisse dienen als Richtwerte die Grenzwerte der deutschen Trinkwasserverordnung (TrinkwV) von 1990 und die Prüfwerte zur Beurteilung des Wirkungspfads Boden - Grundwasser nach der Bundes - Bodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV) von 1999, da sich das Gelände in unmittelbarer Nähe zum Hauptvorfluter (Brieskower See bzw.

Oder) befindet, bis November 1994 ein Wasserwerk in unmittelbarer Nähe Trinkwasser produzierte und außerdem ein Fischer im Brieskower See eine Fischzucht betreibt. Einige der angegebenen Grenzwerte in der Ergebniszusammenstellung haben nur orientierenden Charakter, da sie auf Grund- und nicht auf Trinkwasser angewendet werden. Weitere Ausführungen zu den Bewertungskriterien folgen in Punkt 5.

4.3 Lage der zu untersuchenden Pegel la, l, 2, 3, 4, 5 und 6

Die Lage der zu untersuchenden Pegel sind im Lageplan in der Anlage gekennzeich- net. Für die Grundwasserbeurteilung des Standortes des ehemaligen HKW Brieskow- Finkenheerd werden die Untersuchungsergebnisse für die Pegel l, 2, 3 , 5 und 6 herangezogen. Dabei werden die Pegel l - 3 als Abstrompegel und die Pegel 5 und 6 als Anstrompegel betrachtet [2].

Die Pegel l a und 6 sind als Abstrompegel der Aschedeponie anzusehen. Die Pegel 5 und 4 grenzen zwar unmittelbar an die Deponie an, liegen aber hydraulisch im seitlichen Oberstrom [3].

4.4 Pegelwasserstände und meteorologisch-hydrologische Charakterisierung der Jahre 1992 bis 2002

Die Probenahmezeiträume wurden so festgelegt, dass im Frühjahr und im Herbst die Grundwasserbeschaffenheit an den Pegeln untersucht werden sollte. Bis auf wenige Ausnahmen gelang es, dieses Zeitregime einzuhalten. Die Festlegung der Beprobungstermine macht Sinn; die innerjährlichen meteorologisch-hydrologischen Verhältnisse haben Einfluss auf die Grundwasserbeschaffenheit, da diese aus dem Eintrag in den unterirdischen Wasserkreislauf im Zusammenhang mit der Neubildung resultiert.

Nicht das gesamte Niederschlagswasser steht der Grundwasserneubildung zur Verfügung. Das Sickerwasser im Boden ist im Bereich der Grenzfläche zur Atmosphäre der physikalischen Verdunstung (Evaporation) unterworfen, die im wesentlichen eine Funktion der Wassersättigung der Luft und der Temperatur ist.

Außerdem wird Bodensickerwasser von Pflanzenwurzeln aufgenommen und über die Blattoberflächen wieder an die Atmosphäre abgegeben (Transpiration). Beide Phänomene zusammen werden als Evapotranspiration bezeichnet [12]. Die Messung der Niederschlagsmengen an den Wetterstationen erfolgen ohne Berücksichtigung beider Phänomene, da die Meteorologen andere Auswertekriterien für die Niederschlagssummen haben.

Im Folgenden soll eine Kurzcharakterisierung der Niederschläge für die Jahre 1992 bis 2002 gegeben werden, vor deren Hintergrund die Pegelwasserstände und Analysenwerte zu interpretieren sind. In den Jahren 1995 und 1996 erfolgte keine Auftragserteilung für die Beprobung der Gmndwasserpegel. Deshalb liegen für diesen Zeitraum keine Messwerte vor. Auf den folgenden Seiten sind der innerjährliche Gang der Niederschläge an der Station des Deutschen Wetterdienstes in Brieskow-Finkenheerd für die Jahre 1992 bis 2002 [11] und die Pegelwasserstände im Untersuchungsgebiet dargestellt.

Die statistisch höchsten Niederschlagsmengen waren im Jahr 1998. Hier sollte der Grundwasserstand in den Pegeln am höchsten sein. An den Pegeln, die den Grundwasserabstrom des Geländes des ehemaligen Heizkraftwerkes charakterisieren (Pegel l, 2, 3) waren im Jahr 1998 die höchsten Grundwasserstände zu verzeichnen.

Die entsprechenden Anstrompegel für dieses Gebiet (Pegel 5, 6) zeigten keinen Einfluss der relativ hohen Niederschlagsmengen auf den Grundwasserstand. Ebenso verhält es sich mit den Pegeln, die den Grandwasserstrom der Aschedeponie kennzeichnen (Pegel l a, 4). Am Pegel l a wurden im Oktober 1998 und Juni 1999 die niedrigsten Grundwasserstände innerhalb des Untersuchungszeitraumes gemessen. In den folgenden Jahren war der Pegel trocken gelaufen, führte also kein Grundwasser mehr. Eine Ursache dafür können Setzungen innerhalb des Aschedeponiekörpers sein, die den Anstrom des Grundwassers zu diesem Pegel verhindern.

Die höchsten Grandwasserstände an den Pegeln l a, 4, 5 und 6 wurden im Mai 1994 gemessen. Eine Erklärung aus den gefallenen Niederschlagsmengen für diesen Zeitraum ist nicht möglich. Es ist eher anzunehmen, dass die hohen Grundwasserstände aus Maßnahmen der Renaturierang resultieren (Beregnung der Aschedeponie).

Die niedrigsten Grundwasserstände an den Pegeln 4 und 5 wurden im Oktober 2001 gemessen. Auch hier ist eine Erklärung aus den gefallenen Niederschlagsmengen nicht möglich. Der Mittelwert der Monatssummen der Nieder Schlagshöhen ftir die Sommermonate 2001 ist sehr hoch. Besonders der September war sehr niederschlagsreich. Gleichzeitig haben die Pegel 4 und 5 aber auch das höchste Gefalle zum Vorfluter Brieskower See, so dass ein schneller Abfluss der relativ hohen Niederschlagsmengen gewährleistet ist.

Die niedrigsten Grundwasserstände an den Pegeln l, 2 und 3 (Abstrompegel HKW) wurden im Oktober 1999 gemessen. Das Jahr 1999 war ein relativ niederschlagarmes Jahr. Besonders in den Sommermonaten fiel wenig Niederschlag, was in den gemessenen Grundwasserständen im Oktober seinen Ausdruck findet. Ein überraschendes Ergebnis sind die Grundwasserstände im Jahr 1997 an diesen Pegeln.

Obwohl dieses Jahr geprägt war vom Hochwasser der Oder, zeigen die Grundwasserstände zum Messzeitpunkt Oktober nur geringe Erhöhungen.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die Grundwasserstände der Abstrompegel des Geländes des Heizkraftwerkes (Pegel l, 2 und 3) konform mit den gefallenen Niederschlägen gehen. Die Grundwasserstände an den Pegeln zur Charakterisierung der Grundwasserverhältnisse der Aschedeponie lassen einen direkten Zusammenhang mit den gefallenen Niederschlägen nicht aufzeigen. Hier sind die Grundwasserverhältnisse eher stark durch Renaturierungsmaßnalimen (Beregnung des Aschedeponiekörpers) und durch geologische bzw.

hydrogeologische Veränderungen innerhalb des Deponiekörpers (Setzungen, Verdichtungen) geprägt.

Für alle beprobten Pegel ist festzustellen, dass hydrologisch keine ausgeprägten typischen Frühjahrs- und Herbstverhältnisse vorherrschen. Es war nicht festzustellen, dass im Frühjahr die höchsten Grundwasserstände und umgekehrt im Herbst die niedrigsten vorlagen.

Monatssummen der Niederschlagshöhen für die Meßstation in Brieskow-Finkenheerd

Niederschlagshöhen in 0,1 mm

Monat

11992 H 1993 D 1994 D 1995 H1996 B 1997 «1998 O 1999 «2000 B2001 D2002

19 2500

2000 1500

1000 50 0

mit den der für die in Werte Im 0,1

Jahr/Monat Januar Februar März April Mai Juni Juli August September Oktober November Dezember

1992 358 315 920 310 120 263 474 410 167 311 520 453

1993 637 421 136 124 402 727 1126 317 692 274 419 1081

1994 703 167 782 601 861 242 232 1160 649 227 375 543

1995 488 667 588 233 546 904 339 680 487 97 450 319

1996 12 356 126 87 1064 422 1012 340 342 457 306 62

1997 74 552 179 729 549 839 1154 460 295 475 51 682

1998 517 210 642 650 442 851 547 786 571 974 422 484

1999 337 645 434 544 553 561 405 263 273 213 315 575

2000 669 539 1136 312 243 174 654 508 665 193 290 378

2001 285 324 746 488 250 669 440 281 1484 183 302 617

2002 403 782 381 623 388 265 693 1158

20

Pegel Mai 93

Okt 93

Mai

94 Okt 94

Juni 97

Okt 97

Mai 98

Okt 98

Juni 99

Okt 99

Juni 2000

Okt 2000

Juni 2001

Okt 2001

Juni 2002

Okt 2002

POK mNN 1 6,05 6,21 5,36 6,16 5,73 5,53

H

2 5,48 5,66 4,68 5,61 5,19 5,00 4,41 5.65 5,82 5,17 5,52 5,12 4,56 n.g. n.g. 26,70 3 3,64 3,78 2,87 3,70 3,35 3,14

•II

5 9,30 9,44 • 8,90 9,60 9,25 9,13 9,95 9,60 10,00 10,04 10,43 10,66 10,71 9,96 10,04 41,28 6 6,23 n.g. •II 5,63 5,57 5,4 5,46 5,21 5,56 6,09 5,63 5,96 5,68 5,28 5,69 5,67 29,59

*** 382 653 599 629 350 687 461 639 628 375 500 500 369 718 460 705

Pegel Äug 93

Mai

94 Okt 94

Juli 97

Okt 97

Mai 98

Okt 98

Juni 99

Okt 99

Mai 2000

Okt 2000

Juni 2001

Okt 2001

Juni 2002

Okt 2002

POK mNN la 12,4

M

•

5 9,30

lii

6 6,23

•

*** 486 599 629 411 636 461 639 628 375 319 449 369 718 460 705

n.g

Mittelwerte der Monatssummeii der Niederschlagshöhen In 0,1 mm für die Monate zwischen den Probenahmen nicht gemessen (Besitzerwechsel des Grundstücks und keine Weiterführung der Beprobung) höchster

Grundwasserstand im Pegel

21

4.5 Grundwasserprobenafame aus den Pegeln

Die Durchführung der Probenahmen an den Grundwasserpegeln erfolgte in Anlehnung an die DIN 38 402, Teil 13 vom Dezember 1985 „Probenahme aus Grundwasserleitern" [10].

Vor jeder Probenahme wurde mit Hilfe eines Lotes der Grundwasserpegelstand ausgelotet. Im Anschluss daran pumpte man mittels einer 2" - Tauchpumpe Grundwasser aus den Pegeln ab, bis die gemessenen Leitparameter pH-Wert, Redoxpotential, elektrische Leitfähigkeit, Sauerstoffgehalt und Temperatur konstant blieben.

Die Messung der physikochemischen Parameter erfolgte simultan in einer Durchflusszelle unter weitestgehendem Abschluß von Luftsauerstoff. Die Durchflusszelle wurde dabei von dem gefördertem Volumenstrom ohne Über- und Unterdruck kontinuierlich durchströmt.

Sobald die Konstanz der Messwerte erreicht war, wurden die im Labor vorbereiteten Probeflaschen (parameterspezifische Konservierung) blasenfrei befüllt und für den Transport in das Labor in Kühlbehälter abgestellt.

Nach der Probenahme in einem Zeitabstand von ca. 5 Minuten erfolgte eine erneute Messung des Grundwasserstandes, um festzustellen, ob Grundwasser in den entsprechenden Pegel nachläuft.

Während der Probenahme wurden organoleptische Untersuchungen durchgeführt und im Probenahmeprotokoll fixiert. Durchgehend über den gesamten Probenahmezeitraum von 1992 bis 2002 sind an allen untersuchten Pegeln l a, l, 2, 3, 4 und 5 keine Auffälligkeiten an den entnommenen Grundwässern festzustellen gewesen. Die Wasserproben waren klar, ohne Färbung und ohne Geruch. An den Pegeln l a und 4 waren die entnommenen Proben gelegentlich trüb. Das Grundwasser am Pegel 6 zeigt über den gesamten Probenahmezeitraum Auffälligkeiten im Geruch (modrig, nach Schwefelwasserstoff), in der Trübung (trüb) und in der Färbung (braun bis schwärzlich).

An den Grundwasserpegeln 4 und 5 war eine DIN- gerechte Probenahme ab dem Jahr 2000 nicht mehr durchzuführen. Diese Pegel mussten bis zu 3 Mal vor der eigentlichen Probenahme leergepumpt werden, was die Vor-Ort-Parametermessung beeinträchtigte (z. B. irreguläre Sauerstoffgehalte).

4.6. Zusammenstellung der Analysenergebnisse

In den folgenden Seiten erfolgt die Zusammenstellung der Analysenergebnisse und die Darstellung von Auffälligkeiten einzelner Parameter aus dem Untersuchungsprogramm.

Analysenergebnisse der Beprobung der Pegel 1,2 und 3 auf dem Gelände des HKW in Brleskow - Finkenheerd

Äug 92 Mal 93 Okt93 Mal 34 OM34 JUI97 Nov97 Mai 98 Okt9B OktS9 | Mal 00 OktOO ) JunOI CM 01 OM91 Äug 92 Mal 93 Okt93 Mai 9-1 Okt94

OktB!

Mal DO OktOC JunD1 OhtOI Dkt91 Äug 92

JUI97 NovS7 Mal 58

Okt9 9 Mal 00 OktOO

BBnrfBchV

ingsgre

1412 1467 1B75 14D1

2,9 1,3 0,2

1.6 2.8

<0,01 D,01 0,01

0,011 <0.01 <0,01

<0,01 <0,01 <0,01

3,4 D,22

0,5 Je K.PJD.P-

<D,Z «0.2

0,2 0,2 « 0,2 <0,2

l nicht bestimmt Richtwerte übe

n.n. nicht nachweisbar, Wert liegt unterhalb der angegebenen BestlmmungsgrenzE (Angabe «in Fa. Dr. Weüllng)

vort getnaü TrinkwasservErotdnung PrOfwerte lt. Anh. 2 Pkt 3.1

Analysenergebnisse der Beprobung der Pegel 1a, 4, 5 und 6 am Gelände der Aschedeponie in Brieskow - Finkenheerd

Sep92 Mal 93 Mal 94 Okl 94 Jul97 No» 97 Mal 98 OH 98 Jun99 OM99 Mal 00 OktOO JunOI OW01 Jun02 Okl 02

(Angabe von Fa. Dr. Weßling) nicht nachweisbar, Wert liegt unterhalb der angegebenen Beslimmungsgrenze

Jnich! bestimmt Prüfwerte überschrilten

pH-Werte der Pegel 1, 2 und 3 (Heizkraftwerk)

9,00 -,

Okt 94 Jul97 Nov97 Mai 98 Okt 98 Jun 99 Okt 99 Mai 00 OktOO Jun 01 Okt 01 Monat* Jahr

pH-Wert der Pegel 1a, 4, 5 und 6 (Aschedeponie)

Monat + Jahr 7,00

5,00

12,00

8,00

6,00

4,00

2,00

Gehalt an Nitrat am Pegel 5 (Anstrompegel HKW) 500 450

400 350

_ 300 ^i E H 250 £

Z 200

150

100

50

0

Sep 92 Äug 93 Okt 93 Mai 94 Okt 94 Jul 97 Nov 97 Mai 98 Okt 98 Jun 99 Okt 99 Mai 00 Okt 00 Jun 01 Okt 01 Jun 02 Okt 02 Monat + Jahr

Ammonium-Konzentration an den Pegeln 1, 2 und 3 (Abstrompegel HKW)

Ammonium in mg/l

2,50-r-Ä'••::.

2.00

0,00

Äug _Mi

Pegel 1 ,e!3 92 93

Monat + Jahr

Eisen - Konzentration in mg/1 an den Pegeln 1 a, 4, 5 und 6

SP1a BP4 DP5 OP6

Eisen-Konzentration in mg/1 an den Pegeln 1, 2 und 3 Eisen

Pegel Probenahmen in zeitlicher Folgi

Gehalte an Bor an den Pegeln 1a, 4, 5 und 6

Pegel

SP1a HP4 DP5 DP6

Gehalte an Bor an den Pegeln 1, 2 und 3 Probenahme

Bor in ug/l 3000

Pegel Probenahmen in zeitlicher Foige

Sulfat-Konzentration in mg/1 an den Pegeln 1a, 4, 5 und 6

Pegel

BP 1a BP4 DP5 OP6

Sulfat-Konzentration in mg/1 an den Pegeln 1, 2 und 3 Sulfat in mg/l

Probenahmen

Pegel Probenahmen in zeitlicher Folge

4.7 Auswertung der Analysenergebnisse aller untersuchter Grundwasserparameter

pH-Werte

Der natürliche pH-Wert im Grundwasser schwankt um 7. Im wesentlichen wird der pH-Wert im Boden und Gmndwasser durch die Anwesenheit von Substanzen, die Puffereigenschaften haben (z.B. Kalk) gesteuert. In einem normal funktionierenden Boden laufen Reaktionen ab, bei denen sich Protonen bilden. Die Atmung von Bodenorganismen setzt große Mengen an Kohlenstoffdioxid frei, das teilweise mit dem Bodenwasser Protonen bildet. Außerdem wird das Vorkommen von Kalk von geogenen Bodenzusammensetzungen und anthropogenen Beeinflussungen (Ablagerungen von Bauschutt und Aschen) bestimmt. Fehlen derartige Puffersubstanzen, werden Säureeinträge durch Niederschläge nicht abgepuffert und es kommt zu einer Versauerung des Grundwassers.

Die pH-Werte des Grundwassers an den Pegeln l, 2 und 3 (Abstrompegel HKW) schwanken immer um den pH-Wert 7. Es waren über den gesamten Probenahmezeitraum keine Auffälligkeiten zu verzeichnen.

Anders liegen die Verhältnisse an den Pegeln zur Charakterisierung der Grundwasserverhältnisse der Aschedeponie. Hier wurden nur an den Pegeln l a und 5 pH-Werte um 7 gemessen. An den Pegeln 4 und 6 schwanken die pH-Werte um z.T.

mehr als 5 Einheiten. Besonders auffällig sind die pH-Werte des Grundwassers am Pegel 6. Während im Untersuchungszeitraum von 1992 bis 1998 pH-Werte zwischen 10,55 bis 12,00 gemessen wurden, fielen danach die pH-Werte auf 7 und z.T. unter 7. Im Oktober 2001 stieg der pH-Wert bis 10,73 an und sank in den Folgemessungen 2002 wieder auf einen pH-Wert um 7. Diese Schwankungen beruhen auf chemische und biologische Prozesse im Boden, deren Ursachen vielfältig sein können. Eine Ursache für die höheren pH-Werte (> 8) ist der Einfluß des hohen Kalkgehaltes der abgelagerten Braunkohleasche (ca. 15 %) auf den Abstrompegel der Deponie. Die Erniedrigung der pH-Werte kann eine Folge der Verminderung der Pufferkapazität des Bodens und/oder der Oxidation von Pyrit (auf die noch später eingegangen wird) aus den Kohlenebenengesteinen (abgehaldete Braunkohlensande).

Elektrolytische Leitfähigkeiten

Die Leitfähigkeit ist ein typischer Summenparameter. Sie ist abhängig von der Konzentration der in Wasser gelösten Ionen, dem Dissoziationsgrad der Elektrolyte, der elektrochemischen Wertigkeit der Ionen, deren Wanderungsgeschwindigkeit und von der Temperatur der Lösung. Aussagen über die Art der Elektrolyten im untersuchten Wasser können nicht getroffen werden, doch gibt die elektrolytische Leitfähigkeit Auskunft über die Konzentration der im Wasser gelösten, dissoziierten Stoffe, die in den meisten Fällen mit dem Salzgehalt identisch ist.

Für das Grundwasser ist die Leitfähigkeit ein Maß für die Versalzung (Mineralisierungsgrad). Im Untersuchungsprogramm sind nicht alle Parameter

enthalten, die die Leitfähigkeit beeinflussen. Einen hohen elektrolytischen Anteil an der Leitfähigkeit liefern sowohl die Carbonate und Hydrogencarbonate, als auch die Calcium- und Magnesium - Ionen u.a. .

Die Werte der elektrischen Leitfähigkeit für das Grundwasser an den Pegeln weisen Schwankungen über den betrachteten Probenahmezeitraum auf. Die höchsten Leitfähigkeiten wurden an den Pegeln l a (Abstrompegel Aschedeponie), 2, 3 (Abstrompegel HKW) und 5 (Anstrompegel HKW) gemessen. Die niedrigsten Werte sind am Pegel 4 (Oberstrompegel Aschedeponie) zu finden. Einen direkten Bezug zu gefallenen Niederschlägen und damit stärkeren Auswaschungen von Salzen aus dem Boden in das Grundwasser lässt sich bei den einzelnen Grundwasserpegeln nicht finden. Vergleiche der pH-Werte mit den entsprechenden elektrischen Leitfähigkeiten lassen keine unmittelbare Schlussfolgerung zu, z.B. in der Weise, dass bei sinkenden pH-Werten durch Löseprozesse im Boden mehr Salze in das Grundwasser gelangen.

Sauerstoff-Gehalte

Die Löslichkeit des Sauerstoffs in Wasser ist abhängig von der Temperatur und dem Druck, von der Zusammensetzung des Gases, das mit dem Wasser in Verbindung steht oder gestanden hat, und von den Inhaltsstoffen des Wassers. Ist ein Zustand erreicht, bei dem Sauerstoff weder aufgenommen noch abgegeben wird, ist die Sättigungskonzentration erreicht. Die Löslichkeit von Sauerstoff in Wasser steigt mit sinkender Temperatur, deshalb ist kaltes Wasser sauerstoffreicher als warmes.

Da wirkliche Grundwässer normalerweise sauerstofffrei bzw. -arm sind, deuten höhere Sauerstoffgehalte bei Grundwässern darauf hin, dass diese einen ungünstigen Zufluss von wenig filtriertem Oberflächenwasser besitzen [5] oder über das Pegelrohr Außenluftkontakt haben.

Das Grundwasser an den Pegeln l, 2, 3 (Abstrompegel HKW) und l a, 4 (Pegel Aschedeponie) und 6 (Anstrompegel HKW, Abstrompegel Aschedeponie) kann als sauerstoffarm bezeichnet werden, obwohl an allen Pegeln einzelne Spitzenkonzentrationen von > l mg/1 Sauerstoff gemessen wurden.

Das Grundwasser am Pegel 5 (Anstrompegel HKW) weist bei allen Beprobungen im Untersuchungszeitraum Sauerstoff-Gehalte von 2,5 - 13,8 mg/1 auf. Lediglich im Jahr 1999 wurden Sauerstoff-Gehalte < l mg/1 gemessen. An diesem Pegel liegt also sauerstoffreiches Grundwasser vor. Einschränkend muss hier aber erwähnt werden, dass an diesem Pegel, zumindest ab dem Jahr 2000, keine normgerechte Probenahme möglich war. Sauerstoffeintrag und damit höhere Messwerte können durch die Tauchpumpe selbst in das Probewasser gelangt sein. Weil das Wasser im Pegel nicht schnell genug für die vorgesehene Volumenentnahme nachlief , befand sich der Kreisel der Tauchpumpe nicht immer im Grundwasser.

Nitrat - Gehalte

Die Nitrat - Gehalte des Grundwassers an den Pegeln l a, l, 2, 3, 4 und 6 liegen weit unter dem Grenzwert den die Trinkwasserverordnung (50 mg/1) vorgibt. Natürliche Grundwässer, die abbaubare organische Substanz enthalten, weisen keine oder nur geringe Sauerstoff- und Nitrat - Gehalte auf. Gleichzeitig sind in diesen Wässern Mangan- und Eisen - Gehalte erhöht, da in nitratarmen oder -freien Grundwässern oxidische Mangan- und danach Eisenminerale mikrobiell reduziert werden. Diese Schlussfolgerung kann auch an den vorliegenden Pegeln gezogen werden. Alle weisen im Grundwasser erhöhte Eisen- und Mangan - Konzentrationen auf, was typisch für das Odertal und die Einzugsgebiete ist.

Das Grandwasser am Pegel 5 fällt mit seinem hohen Gehalt an Nitraten auf, bei allen Proben des betrachteten Untersuchungszeitraumes. Diese Werte resultieren eindeutig aus anthropogenen Einflüssen. Es ist zu vermuten, dass durch die unmittelbare Nähe des Pegel 5 (Anstrompegel HKW) zum Aschespülrohr für die Verkippung der Heizkraftwerksaschen Einträge an Nitraten durch Rohrlecks in den Boden und das Grundwasser erfolgten. Gleichzeitig liegen an diesem Pegel relativ hohe Sauerstoff- Konzentrationen vor. Es liegt also ein oxidierendes Millieu vor. Es ist denkbar, dass das hier vorliegende Nitrat das Abbauprodukt der Nitrifizierung ist, wobei Ammonium durch Bakterien über Nitrit zu Nitrat oxidiert wird. Die Nitrit- und Ammonium - Konzentrationen sind sehr gering. Eisen- und Manganmineralien werden in diesem oxidierenden Millieu weniger gelöst. Die Konzentrationen an Eisen und Mangan sind in diesem Grandwasser verhältnismäßig zu den Konzentrationen an den übrigen Pegeln gering.

Nitrit - Gehalte

Nitrit als Zwischenprodukt der Reduktion von Nitrat zu Ammonium wird im Grundwasser , infolge seiner geringen Stabilität, nur in Ausnahmefällen nachgewie- sen.

Das Grundwasser an allen Pegeln weist geringe Nitrit - Konzentrationen auf. Am Pegel 6 (Abstrompegel Aschedeponie, Anstrompegel HKW) gehen leicht erhöhte Nitrit - Konzentrationen konform mit erhöhten Ammonium - Konzentrationen, wobei Nitrat nur in kleinen Konzentrationen vorliegt. Ein Hinweis für den unvollständigen Ablauf denitrifizierender Prozesse.

Ammonium - Gehalte

Reines Wasser (Grandwasser, Quellwasser) enthält normalerweise kein Ammonium.

Das Vorhandensein dieses Ions im Grundwasser lässt immer auf eine Verunreinigung schließen (so, wie bei Nitrat und Nitrit).

Die Konzentrationen an Ammonium im Grundwasser der Pegel 2, 3(Abstrompegel HKW), 4 (Pegel Aschedeponie), 5 und 6 (Abstrompegel Deponie, Anstrompegel

HKW) wiesen in den ersten Untersuchungsjahren erhöhte Werte auf, die aber mit jedem folgendem Untersuchungsjahr bis auf Konzentrationen unterhalb des Grenzwertes der Trinkwasserverordnung für Ammonium sanken. Die Konzentrationen am Pegel l weisen über den gesamten Untersuchungszeitraum Ammonium - Konzentrationen zwischen 1 - 2 mg/1 auf, wobei keine messbaren Nitrat- und Nitrit - Konzentrationen festzustellen waren. Der Pegel l befindet sich auf dem Gelände des ehemaligen Heizkraftwerkes, in unmittelbarer Nähe zum Brieskower See (ca. 10 m vom Ufer entfernt) . Auf diesem Gelände befanden sich auch Klärgruben, die beim Rückbau des HKW nur zugeschüttet wurden. Inwieweit diese Klärgruben gegen das Austreten von Abwasser abgedichtet waren, lässt sich nicht mehr feststellen. Es ist anzunehmen, dass die konstant erhöhten Ammonium - Konzentrationen durch austretende Abwasserinhaltsstoffe in das Grundwasser dieses Untersuchungspegels gelangen. Der Nitrifizierungsprozess ist liier unvollständig, weil an diesem Pegel sehr wenig bis kein Sauerstoff zur Verfügung steht, den die Bakterien für die Oxidation des Ammoniums zum Nitrat benötigen.

Chlorid- und Sulfat - Gehalte

Sulfate und Chloride sind Salze, die natürlich vorkommen und zudem eine gute Wasserlöslichkeit besitzen. Chlorid wird nicht abgebaut oder in Bodensedimenten zurückgehalten. Die Abbaubarkeit von Sulfat ist als gering einzustufen. Sulfat ist geochemisch sehr beweglich und stellt in nahezu allen Grundwässern einen geogen bedingten Hauptbestandteil dar. Die Zusammensetzung des Grundwassers wird durch eine Vielzahl von Prozessen beeinflusst. Das Niederschlagswasser entspricht hinsichtlich seiner Zusammensetzung in seinem Bildungsgebiet einem verdünnten Meerwasser. Der wichtigste Bestandteil ist deshalb das Natriumchlorid. Mit zunehmender Entfernung von der Küste nehmen die Konzentrationen, der aus der Verdunstung des Meerwassers stammenden Inhaltsstoffe ab [13].

Insbesondere beim Sulfat, aber auch beim Chlorid wird die natürliche Beschaffenheit der Niederschläge durch Emissionen von Verbrennungsanlagen verändert, dies betrifft aufgrund der höheren Schwefeldioxid - Emissionen insbesondere die Sulfat - Gehalte, während die Chlorid — Zufuhr nicht wesentlich erhöht wird. Weitere anthropogene Einträge von Chloriden und Sulfaten in das Grundwasser erfolgen durch intensive landwirtschaftliche Nutzung (Getreidedüngung), unsachgemäße Ablagerung und Verwertung von Schlacken oder Aschen aus Verbrennungsprozessen und von Bauschutt, Streusalzeinsatz auf Straßen. Außerdem können hohe Einträge an Sulfat in das Grundwasser durch die mikrobielle Oxidation feinverteilter Pyrite in Bergematerial (z.B. auch in Braunkohlesanden) stattfinden [14]. Die mikrobielle Oxidation verläuft über mehrere Zwischenprodukte bis zum Sulfat, das die stabile Endstufe der Mineralisierung darstellt. Zur Oxidation von gebundenem Schwefel sind hauptsächlich einige chemoautotrophe Bakterien befähigt, welche die so gewonnene Energie zur Reduktion von Kohlendioxid benötigen [20]. Als Folge sinken die pH-Werte. Nun steigt die Pyritoxidationsrate