Schwermetalle in Sedimenten der Donauauen östlich von Wien und des Donaudeltas in Rumänien

INHALTSVERZEICHNIS

1. KURZFASSUNG

ABSTRACT

2. EINLEITUNG
2.1. Definition des Begriffes Sediment
2.2. Eigenschaften und Vorkommen von Schwermetallen
2.3. Schwermetalle in den Sedimenten von Oberflächengewässern
2.3.1. Bedeutung der natürlichen und anthropogen verursachten Mobilität von Schwermetallen
2.4. Quellen der Verschmutzung durch Schwermetalle
2.4.1. Wie ist Verschmutzung definiert?
2.4.2. Diffuse Quellen der Verschmutzung durch toxische Metalle
2.4.3. Urbane Quellen

3. MATERIAL UND METHODEN
3.1. Untersuchungsgebiet
3.1.1. Geschichte des Nationalparks
3.2. Probennahme
3.3. Probenpunkte
3.3.1. Kreuzgrundtraverse
3.3.2. Schönau a. d. Donau
3.3.3. Orth a. d. Donau
3.3.4. Haslau a.d. Donau
3.3.5. Regelsbrunn
3.3.6. Witzelsdorf, Narrischer Arm Nord und Stopfenreuth
3.4. Chemische Analysen
3.4.1. Bestimmung des Wassergehaltes
3.4.2. Organischer Gehalt
3.4.3. Aufschlussverfahren
3.4.4. Schwermetallanalyse

4. ERGEBNISSE
4.1. Wassergehalt
4.2. Organischer Gehalt
4.3. Schwermetalle
4.3.1. Arsen
4.3.2. Platin
4.3.3. Aluminium
4.3.4. Cadmium
4.3.5. Chrom…
4.3.6. Blei
4.3.7. Eisen
4.3.8. Kupfer
4.3.9. Mangan
4.3.10. Nickel
4.3.11. Zink

5. DISKUSSION
5.1. Statistische Gegenüberstellung der gemessenen Parameter
5.1.1. Boxplots
5.1.2. Korrelationen der untersuchten Parameter
5.1.3. Faktorenanalyse
5.2. Bewertung der Schwermetallbelastung mit Hilfe der ÖNORM L 1075 und des
Geoakkumulationsindex
5.2.1. Bewertung der Belastung der Sedimente mit Schwermetallen laut ÖNORM L
5.2.2. Klassifizierung der Schwermetallbelastung von Sedimenten nach MÜLLER
( Geoakkumulationsindex)

6. ZUSAMMENFASSUNG

LITERATURVERZEICHNIS

ANHANG

1. KURZFASSUNG

Ab bestimmten Konzentrationen weisen fast alle Schwermetalle toxische Eigenschaften auf, die gleichermaßen bei Menschen, Tieren und Pflanzen zu Schädigungen führen können. In aquatischen Systemen sind diese nur in geringen Mengen im Wasserkörper selbst suspendiert, vielmehr sind es die Sedimente, die als Speicherreservoir für Schwermetalle und andere Substanzen dienen. In der vorliegenden Arbeit werden an acht verschiedenen Standorten in den Donauauen östlich von Wien und an einem Standort im Donaudelta Rumäniens Sedimentbohrkerne hinsichtlich ihrer Konzentrationen an den Metallen Arsen, Platin, Aluminium, Cadmium, Chrom, Blei, Eisen, Kupfer, Mangan, Nickel und Zink, sowie hinsichtlich ihres Wassergehaltes und organischen Anteils untersucht und charakterisiert. Es wurden zwei wichtige Fragestellungen bearbeitet:

- Unterscheiden sich die Sedimente der untersuchten Standorte in bezug auf ihren Schwermetallgehalt voneinander und auf welche Faktoren sind diese Unterschiede zurückzuführen?
- Verändern sich die Konzentrationen an Schwermetalle mit der Sedimenttiefe und können aufgrund des Tiefenprofils die untersuchten Sedimente als Zeiger für vergangene und aktuelle anthropogene Schwermetallbelastungen herangezogen werden?

Schließlich wurde eine Bewertung der Sedimentqualität vorgenommen, die in einem ersten Überblick zu folgenden Ergebnissen kommt:

- Die Belastung mit den Schwermetallen Cadmium, Nickel und Zink sind im allgemeinen als gering einzustufen.
- Chrom, Kupfer und Blei dagegen treten an fast allen Standorten in erhöhten Konzentrationen auf, und verursachen in Folge einen mäßigen bis starken Belastungzustand.

Weitere Einzelheiten über die Bewertung bezüglich der Schwermetallbelastung der untersuchten Sedimentkerne sind ausführlich in Tabelle 25 aufgelistet.

ABSTRACT

Nearly all known heavy metals, from a certain concentration upwards, display toxic properties which may lead to damage in plants, animals and humans. Such heavy metals are only suspended in aquatic systems in minute quantities, it is rather the sediment which functions as a storage system for both heavy metals and various other substances. Eight different locations, situated in the alluvials of the river Danube east of Vienna and one site in the delta of the Danube in Romania were examined regarding their concentrations of the metals Arsenic, Platinum, Aluminium, Cadmium, Chrome, Lead, Iron, Copper, Manganese, Nickel and Zinc, as well as their water content and amount of organic matter, in the course of this study. Two questions were formulated and the results examined:

- Do sediments of the examined locations differ in regard to amount of heavy metals present and which factors can be identified as causing these differences?
- Do concentrations vary due to sedimentary depth and can sediments therefore be utilized as indicators for past and present anthropogenic influences?
Finally, an attempt to evaluate the sediment quality yields to the following results:
- There are negligible loads with the heavy metals Cadmium, Nickel and Zinc.
- However, Chrome, Copper and Lead are present in nearly every location in increased concentrations, which result in a moderate to high state of pollution.

More Details about the evaluation in reference to the pollution with heavy metals of the investigated sediment cores are listed comprehensively in table 25.

2. EINLEITUNG

2.1. Definition des Begriffes Sediment

Nach CORRENS (MATTHES, 2001) verstehen wir unter Sedimenten „nach Transport abgelagerte Produkte mechanischer und chemischer Verwitterung der Gesteine“. Transportmittel sind im wesentlichen Wasser, Wind und Eis. Ablagerung erfolgt durch die Schwerkraft. Die transportierten Stoffe können sich mechanisch absetzen, sie können als Kolloide ausflocken oder in chemischen Lösungen zur Ausscheidung gelangen, auch auf dem Umweg über Organismen (MATTHES, 2001).

2.2. Eigenschaften und Vorkommen von Schwermetallen

Als Schwermetalle bezeichnet man im allgemeinen Metalle mit einer Dichte von mehr als 5g/cm3. Zu ihnen zählen Eisen, Kupfer, Zink, Chrom, Nickel, Cadmium, Blei, Thallium, Quecksilber, Arsen und Platin, um die wichtigsten Vertreter zu nennen. Von Natur aus kommen diese Elemente und ihre Verbindungen in der Biosphäre nur in Spuren vor und sind im biologischen Kreislauf nur in äußerst geringen Konzentrationen anzutreffen. Einige von ihnen sind für viele Lebewesen notwendig wie Fe, Cu, Cr, Ni und Zn. Daher nennt man diese essentielle Schwermetalle. Andere werden von den Lebewesen nicht benötigt und heißen daher „nicht-essentielle“ Metalle. Beide Gruppen können beim Menschen und anderen Organismen schon in leicht überhöhten Konzentrationen schwere Gesundheitsschäden hervorrufen. Die toxische Wirkung eines bestimmten Schwermetalls hängt zudem noch wesentlich davon ab, in welcher chemischen Form es vorliegt. So hat beispielsweise flüssiges Quecksilber keine unmittelbare toxische Wirkung, während Methylquecksilberchlorid ein sehr gefährliches Gift darstellt. Die toxische Wirkung ist also umso größer, je besser die chemische Verbindung, in der das Metall vorliegt, in Wasser oder Fett löslich ist. Bei zu geringen Konzentrationen an essentiellen Spurenelementen wie Eisen, Kupfer oder Zink treten Mangelerscheinungen auf. Die positive physiologische Wirkung der Schwermetalle zeigt aber bei einer bestimmten Konzentration ein Maximum. Höhere Konzentrationen wirken zunehmend toxisch. Bei Blei und Kupfer tritt dieser Effekt bereits bei niedrigen Konzentrationen auf (vgl. Abb.1).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.1: Schematische Darstellung der physiologischen Wirkung von Schwermetallen als Funktion ihrer Konzentration in Lösung einer Körperflüssigkeit, wie z. B. Blut (nach HEINTZ & REINHARD, 1996).

Schwermetalle kommen in den Gesteinen der Erdkruste vor und sind dort als Oxide, Sulfide und Carbonate fest eingebunden und auch in Silikaten eingeschlossen. Die Hintergrundkonzentration, das ist die natürliche Konzentration an Schwermetallen in der Hydrosphäre, Atmosphäre und Pedosphäre, ist äußerst gering. Natürlich können höhere Konzentrationen nur lokal in Lagerstätten oder in der Umgebung von Vulkanen und anderen natürlichen Staubquellen auftreten.

2.3. Schwermetalle in den Sedimenten von Oberflächengewässern

Die Senken für Schwermetalle stellen die Böden und Sedimente unserer Gewässer dar. Dort werden die Schwermetalle akkumuliert, da sie nicht wie andere Umweltchemikalien chemisch oder biologisch abbaubar sind. Sie stellen jedoch kein sicheres Endlager für Schwermetalle dar, da sie durch verschiedene Prozesse aus diesen Zwischenlagern wieder mobilisiert werden können. Sie können durch Pflanzen aufgenommen werden, durch Prozesse wie Versauerung von Oberflächengewässern infolge sauren Regens, sowie durch bakterielle Tätigkeit aus den Sedimenten wieder herausgelöst werden, und so weiter am Kreislauf in der Biosphäre teilnehmen. Die Menge an Schwermetallen, die durch die Aktivität des Menschen emittiert und so in diese Kreisläufe eingeschleust wird, übertrifft die Stoffmenge, die von Natur aus an diesen Kreisläufen teilnimmt, bei weitem. Als Maß dafür wird das Verhältnis der anthropogen in die Atmosphäre emittierten Menge eines Schwermetalls zu derjenigen Menge angegeben, die auf natürliche Weise freigesetzt würde. Dieses Verhältnis beträgt bei Blei 340, bei Cadmium 19 und bei Quecksilber 275 (HEINTZ & REINHARDT, 1996).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Der Schwermetallgehalt in den Sedimenten von Flüssen und Seen ist ein deutlicher Indikator für die Belastung vergangener Jahrzehnte. In die Sedimente gelangen die Schwermetalle durch Eintrag in die Flüsse, Seen und Meere aus der Luft und über die Abwässer. Die Einträge selbst stammen vorwiegend aus anthropogenen Quellen wie Industrie, Verkehr, Verbrennung fossiler Brennstoffe und Müllverbrennungsanlagen (vgl. Abb.2).

Abb.2: Kreislauf der Schwermetalle (nach HEINTZ & REÌNHARDT, 1996)

2.3.1. Bedeutung der natürlichen und anthropogen verursachten Mobilität von Schwermetallen

Heutzutage ist die Meinung weit verbreitet, daß nicht nur die absoluten Mengen und Konzentrationen eines zu untersuchenden Schwermetalls eine Rolle spielen, sondern auch den Flüssen in und zwischen den einzelnen Umweltkompartimenten eine tragende Bedeutung für das ökologische Verhalten eines metallischen Elements zukommt. Die Mobilität von schwermetallhältigen Schadstoffen basiert auf einem komplexen Netzwerk von Interaktionen zwischen vielfältigen chemischen Reaktionen sowie auf Partikelkoagulation und Ausflockungsphänomenen. Hydrolyse- und Komplexierungsvorgänge in gelösten Komponenten erhöhen die Löslichkeit, während Fällungen und Adsorption die Verfügbarkeit und das Transportvermögen herabsetzen (vgl. Abb.3).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.3: Zustandsformen von Schwermetallen

1. Fällungen: Unter gegebener chemischer Zusammensetzung des Wassers, welche durch Interaktionen mit Feststoffen des porösen Mediums, in dem das Wasser zirkuliert, bestimmt wird, begrenzt die Fällung von Feststoffen wie, metallische Carbonate, Oxide, Phosphate, Silikate, Sulfide oder Mischungen daraus, die Löslichkeit der metallischen Komponenten. Die Konzentrationen an Blei in aquatischen Systemen beispielsweise, postuliert von NRIAGU (1974), sind über die Immobilisierung durch gemischte Blei-Phosphat-Minerale (Pyromorphite und Plumbogummite) limitiert.

2. Adsorption: Böden und Sedimente stellen Oberflächen für heterogene Reaktionen mit

gelösten Stoffen zur Verfügung, wobei verschiedene Böden und deren Mineralien unterschiedlich gute Adsorptionseigenschaften besitzen, die sich nach der Größe der jeweiligen Oberfläche richten.

An Feststoffpartikel adsorptiv gebunden, gelangen Schwermetalle entweder direkt durch Sedimentation in den Seeboden oder liegen zuerst als gelöste Ionen im Wasser vor, und werden erst dann an organische oder anorganische Schwebeteilchen gebunden und absedimentiert. Von dort aus können Schwermetalle durch verschiedene Mechanismen wieder in Lösung gehen:

- durch Bildung eines Aquokomplexes (hydratisiertes Schwermetallion), dessen Konzentration umso höher sein wird, je niedriger der pH-Wert des Wassers ist:

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

(R-O)n-SMad. + nH3O+ nR-OH + SMn+ + nH2O

- durch Komplexierung mit organischen Komplexbildnern, die mit dem Abwasser in die Oberflächengewässer gelangen (z. B. EDTA)
- durch Bildung von Chlorokomplexen in Gegenwart von Chloridionen (im Meerwasser bzw. bei Abwasserbelastung)
- durch bakterielle Umwandlung von schwermetallhältigen organischen Sedimentpartikeln in lösliche oder flüchtige organische Schwermetallverbindungen (z. B. Methylierungen – Bildung von Methylquecksilberchlorid oder Methylcadmium)
- durch die Gegenwart von Luftsauerstoff, der oxidierend wirkt und der beispielsweise schwerlösliche Metallsulfide in erheblich besser lösliche Sulfate umwandeln kann.

2.4. Quellen der Verschmutzung durch Schwermetalle

Schwermetalle stammen sowohl aus natürlichen als auch aus anthropogenen Quellen. 13 Metalle und Metalloide gelten als potentielle Gefahrenträger für die menschliche Gesundheit und aquatische Lebensräume und wurden durch Umweltkontrollorganisationen auf der ganzen Welt in einer „Liste der vorrangigen Schadstoffe“ zusammengefasst. Folgende Metalle wurden durch die „U.S. Environmental Protection Agency“ darin angeführt: Antimon, Arsen, Beryllium, Cadmium, Chrom, Kupfer, Blei, Quecksilber, Nickel, Selen, Silber, Thallium und Zink (vgl. Tab. 1). Die Europäische Union inkludierte solch metallische Schadstoffe in der „black list“ der verunreinigenden Substanzen.

Die natürlichen und diffusen anthropogenen Quellen von toxischen (vorrangigen) Metallen wurden beschrieben und sowohl qualitativ als auch quantitativ bewertet. Die städtischen Emissionen scheinen dabei die signifikanteste Rolle zu spielen, denn die meisten Umweltprobleme im Zusammenhang mit Schwermetallen treten in Gewässern in der Nähe von Stadtzentren auf.

Eine gewisse Konzentration an Metallen tritt auch in unbeeinflussten Gewässern natürlicherweise auf, die von der Art des umgebenden Bodens und Gesteins abhängig ist. Überschreitungen dieser natürlichen Hintergrundkonzentration werden üblicherweise von Metallabflüssen und –emissionen aus Aktivitäten von Menschenhand verursacht. Daher muß eine Unterscheidung zwischen natürlichen und kulturellen Gründen der Kontaminationen von aquatischen Systemen getroffen werden.

Unter den am häufigsten freigesetzten Metallen aus punktuellen Verschmutzungsquellen befinden sich Kupfer, Zink, Chrom, Blei und Nickel.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab.1: Natürliche Quellen von Metallen und anderen Elementen in der Liste der „vorrangigen Schadstoffe“ (aus SALOMONS & FÖRSTNER, 1995)

2.4.1. Wie ist Verschmutzung definiert?

Der Begriff „Verschmutzung“ leitet sich vom lateinischen Wort „pollere“ ab, was soviel bedeutet wie verunreinigen oder besudeln. Um Verschmutzung und damit zusammenhängende Begriffe zu erklären, wurden zahlreiche Definitionen offeriert (KRENKEL und NOVOTNY, 1980).

- Die wahrscheinlich am meisten anerkannte Definition, die von Wissenschaftlern getroffen wurde, lautet folgendermaßen: Verschmutzung ist die unvereinbare Interferenz mit dem nützlichen Gebrauch der Ressourcen.

- In den Vereinigten Staaten ist die gesetzliche Definition von Verschmutzung in der Wasserqualitätsverordnung – Sec. 502-19 (U.S. CONGRESS 1987) – verankert: Der Begriff „Verschmutzung“ bezeichnet anthropogen verursachte oder induzierte Veränderungen der chemischen, physikalischen, biologischen und radiologischen Integrität eines Gewässers.

- Mit dem Term Integrität ist gemeint, daß keinerlei Beeinträchtigung vorliegt, daher bezeichnet eine Veränderung der Integrität das Auftreten eines Schadens. Eine Alternativdefinition lautet sodann folgendermaßen: Verschmutzung ist eine Veränderung der physikalischen, chemischen, radiologischen oder biologischen Qualität einer Ressource (Luft, Boden oder Wasser), die durch Menschenhand oder deren Aktivitäten verursacht wird, was zu einer Beeinträchtigung des existierenden, beabsichtigten oder zukünftigen Gebrauches der Ressource führt.

Gemäß dieser Definition wird die Verschmutzung von Qualitätsänderungen in der Umwelt, die aufgrund natürlicher Ereignisse, wie Vulkanausbrüchen, Erosion, Verwitterung der Gesteine und natürliche Freisetzung von Mineralien, um nur einige Beispiele zu nennen, auftreten, deutlich abgegrenzt und differenziert. Die Tatsache, daß beide erwähnte Quellen zur Veränderung der Wasserqualität beitragen, bringt zwei wichtige Konsequenzen mit sich:

1. Wenn der Metallgehalt des Sediments oder des Wasserkörpers durch natürliche Vorgänge bestimmt wird, wird dieser als natürlicher „Background“ der Wasser-Sediment-Qualität angesehen.
2. Nur Kontaminationen von kulturbedingten Quellen, welche die Ressource beeinträchtigen, werden als Verschmutzung bezeichnet (vgl. Abb.4).

2.4.2. Diffuse Quellen der Verschmutzung durch toxische Metalle

Diffuse Einträge von giftigen Substanzen in die Umwelt tragen vermutlich am meisten zu deren Verunreinigung bei. Toxische Chemikalien und deren Bestandteile sind entweder anorganischen oder organischen Ursprungs. Anorganische Verseuchungssubstanzen fallen zum Großteil in die Kategorie der Schwermetalle, wobei Ammoniak, Cyanide, Asbest, und Schwefelwasserstoff andere anorganische giftige Bestandteile, die in aquatischen Systemen detektiert werden können, darstellen.

Das Periodensystem beinhaltet mehr als 90 Elemente, wobei alle außer 20 als Metalle charakterisiert werden können. 59 davon können als Schwermetalle klassifiziert werden und sind potentiell toxisch. Doch nur 17 dieser Metalle werden sowohl als sehr giftig, als auch als verfügbar, wenn sie in höheren Konzentrationen vorkommen, angesehen. Wiederum 9 von diesen werden in weit höheren Mengen emittiert, als es den natürlichen geologischen Prozessen entsprechen würde ( CHAPMAN, 1978; WEISS et al., 1975) (vgl. Tab. 2).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.4: Wasserqualität und Verschmutzung durch Metalle

(aus SALOMONS & FÖRSTNER, 1995)

Tab.2: Toxische Metalle mit besonderer Bedeutung für die Umwelt

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.4.2.1. Natürliche (hintergrundbildende) Quellen

Metalle sind einige der häufigsten Elemente in der Erdkruste. Mineralien wie in Tabelle 1 angegeben repräsentieren die ursprüngliche Quelle der Metallionen, die in Böden und Sedimenten vertreten sind. Durch die Verwitterung der Gesteine als natürlichem Weg oder durch Abbauprozesse durch den Menschen werden diese dann in die verschiedenen Umweltkompartimente freigesetzt.

Böden entstehen aus verwitterten Mineralien und werden durch andere Komponenten wie organisches Material angereichert. Metalle sind daher ein Teil der Bodenmineralien oder sind als partikuläre Komplexe verschiedener Gestalt vorhanden.

Wenn toxische Metalle in Böden und Sedimenten angereichert werden, werden sie einer Komplexierung mit diversen Liganden unterzogen. Diese sind chemische, organische und anorganische Komponenten, welche mit den Metallen eine chemische Verbindung eingehen. Diese Komplexierungen geschehen aufgrund mehrerer Vorgänge (SALOMONS und FÖRSTNER, 1984):

- Oxidation von reduzierten Substanzen wie Eisen, Mangan und Sulfiden

- Reduktionen aufgrund Interaktionen mit organischer Substanz (Selen und Silber)
- Reduktion von Sulfat zu Sulfiden (Eisen, Kupfer, Zink, Quecksilber, Nickel, Arsen und Selen sind als Metallsulfide ausgefällt)
- Alkalische Reaktionen (Strontium, Mangan, Eisen, Zink, Cadmium und andere Elemente werden bei einer pH-Erhöhung ausgefällt, wenn sie mit basischen Gesteinen und Sedimenten interagieren oder mit alkalischem Wasser gemischt werden)
- Adsorption von Metallionen durch Eisen- und Manganoxide, Tone und partikuläre organische Substanz
- Ionenaustausch-Reaktionen überwiegend mit Tonen

Unter aeroben Bedingungen findet die Sorption an organischem Kohlenstoff, Tonen sowie an Eisen- und Manganoxiden statt, wobei Eisenoxide hohe Affinität für Chrom aufweisen, Manganoxide Nickel adsorbieren und Calciumphosphate, welche ebenfalls in Sedimenten vertreten sind, Cadmium, Blei und andere Metalle an sich binden. Quecksilber in Sedimenten dagegen, welches vorwiegend als Dimethylquecksilber existiert, wird stark an organische Substanzen gebunden (LANGSTON, 1985). Dennoch werden Eisen- und Manganoxide im Zusammenhang mit Adsorptionsvorgängen als wichtiger erachtet als organische Substanzen, obwohl Korrelationen zwischen den beiden Komponenten nachgewiesen wurden (COMBEST, 1991).

Unter anaeroben Bedingungen spielt die Komplexierung mit Hilfe von Sulfiden die größte Rolle (DI TORO et al., 1989). Nur freie Metallionen zeigen toxische Wirkungen auf Organismen (GILLESPIE und VACCARO, 1978; SALOMONS und FÖRSTER, 1984; DI TORO et al., 1989), während Metallkomplexe biologisch nicht verfügbar sind, weshalb die Anwesenheit von Liganden für die Komplexierung zur Reduktion der Toxizität von Schwermetallen beitragen.

2.4.3. Urbane Quellen

Per Definition ist die Verschmutzung von aquatischen Systemen menschlichen Ursprungs, wobei urbane und industrielle Metallquellen den Hauptgrund für Verunreinigungen durch Schwermetalle darstellen.

Schwermetalle sind die vorherrschende Form von Verschmutzungen in der Nähe von Städten (MARSALEK, 1986). Die Ursprünge derselben sind einer breiten Diversität unterworfen, während die offensichtlichsten Wirkungen von Gießereien, Stahlmühlen, Metallüberzügen, Metallverfahrenstechnik und –herstellung und erzverarbeitenden Betrieben ausgehen. Diese Formen der Metallfreisetzung werden als punktuelle Quellen der Verschmutzung klassifiziert.

In städtischen Gebieten ist der Hauptemittant der Verkehr, auch hervorgerufen durch eine Verschlechterung der Infrastruktur, und diverse Prozesse, welche in Tabelle 3 aufgelistet sind, zeichnen sich für die Kontaminationen des Abflusses von Straßen und der diese empfangenden Gewässer und Sedimente verantwortlich. Früher wurden Salze von Metallen auch für die Kontrolle des Algenwachstums der Seen und als Unkrautvernichtungsmittel auf städtischen Rasenflächen eingesetzt.

Tab.3: Quellen von toxischen und gefährlichen Substanzen im städtischen Abfluß (nach SALOMONS & FÖRSTNER, 1995)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.4.3.1. Der Verkehr als Schwermetallfreisetzer

STRECKER et al. veröffentlichte 1987 Daten über die Qualität des Abflusses von Autobahnen. Die mittleren Konzentrationen der Bestandteile des Autobahnabflusses sind in Tabelle 4 zusammengefasst.

Tab.4: Mittlere Konzentrationen der Schadstoffe in Autobahnabflüssen gemäß STRECKER et al. (1987)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

BANNERMAN fand 1991 heraus, daß die Konzentrationen von metallischen, toxischen Schadstoffen mit dem Verkehrsvolumen korreliert werden können (vgl. Abb.5).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Weiters stellte SHANEEN in den 70er Jahren Forschungen über die Emissionen von schädlichen Stoffen aus dem Verkehrsaufkommen in Washington DC an (vgl. Tab.5).

Abb.5: Korrelation der Metallkonzentrationen an Zink, Blei und Kupfer im städtischen Abfluß mit der Verkehrsdichte (nach BANNERMAN, 1991)

Tab.5: Verkehrsemissionen gemäß SHAHEEN (1975)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die relativ hohen Bleikonzentrationen lassen sich auf die Zeit zurückführen, als es keinerlei Begrenzungen für den Gebrauch von verbleitem Benzin gab, bevor dieser vor etwa 10 Jahren gesetzlich unterbunden wurde.

Auch die Hersteller von Automobilen reduzierten den Verbrauch an Metallen in der Produktion von Fahrzeugen. Teile, welche aus Nickel oder Chrom gemacht wurden, werden nun aus Kunststoff hergestellt, was ebenfalls zu einer Reduktion der Metallemissionen geführt hat.

2.4.3.2. Andere Quellen

Andere bedeutende Verschmutzungsquellen durch Metalle in städtischen Gebieten inkludieren Metalldächer, Regenrinnen, metallische Rohre, alte Bleirohrleitungen, Lagerhallen, Parkplätze, Automobilverschrottungsanlagen, und andere Müllentsorgungsanlagen, von denen viele Sanierungsbedarf aufzeigen und schädliche Substanzen emittieren.

Eine umfassende Studie über toxische Kontaminationen des Abflusses von Städten wurde von PITT und BARRON (1989) vorgenommen. Sie analysierten 150 Proben aus dem oberflächlichen Abfluß und fanden heraus, daß etwa 15 Prozent der untersuchten Proben extreme Toxizität aufwiesen. Die Restlichen wurden als mäßig giftig beziehungsweise ungiftig eingestuft.

Die Abflüsse von Dächern wiesen die höchsten Konzentrationen an Zink auf, während in der Nähe von Parkplätzen überwiegend Nickel auftrat. Verkehrsstarke Zonen hatten die höchsten Konzentrationen an Blei, in städtischen Flüssen fand man den höchsten Kupfergehalt (vgl. Tab.6).

Tab. 6: Konzentrationen der vorrangigen Schadstoffe im Abfluss von städtischen Gebieten (nach PITT und BARRON, 1989)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

3. MATERIAL UND METHODEN

3.1. Untersuchungsgebiet

Der Großteil der Probenpunkte liegt im Nationalpark Donauauen. Diese zeigen einen verschieden starken Anbindungscharakter an die Donau, der vom völlig angebundenen, über einen teilweise angebundenen, bis zu einem vollständig von der Donau abgetrennten Zustand reicht. Der Grund dafür ist, daß im Zuge der Donauregulierung in den 70iger Jahren des 19. Jahrhunderts das Marchfeld durch den Bau eines Dammes, dem Marchfelder Schutzdamm, welcher von Wien bis an die Marchmündung reicht, vor Hochwässern geschützt werden sollte.

Der Nationalpark umfaßt eine Fläche von 9300 Hektar und erstreckt sich zwischen den Ballungszentren Wien und Bratislava. 60% dieses Gebietes werden von Auwäldern und 25% von Gewässern eingenommen.

Die Donau durchfließt den Nationalpark mit einer Länge von 36 km und einer durchschnittlichen Flußbreite von 350m, wobei Pegelschwankungen bis zu 8m auftreten können. Die starken Wasserstandsschwankungen mit periodischen Überschwemmungen gefolgt von Niederwässern ermöglichten in den Donauauen die Entwicklung eines breiten Artenspektrums. Es entwickelten und etablierten sich:

- mehr als 700 Arten höherer Pflanzen
- mehr als 30 Säugetier- und 100 Brutvogelarten (darunter der seltene Eisvogel – Alcedo atthis, vgl. Abb.7)
- 8 Reptilien- und 13 Amphibienarten
- rund 60 Fischarten (NATIONALPARK DONAUAUEN, 2001)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.7: Alcedo atthis Abb.6: Aulandschaft

(Foto: Nationalpark Donauauen) (Foto: Nationalpark Donauauen)

3.1.1. Geschichte des Nationalparks

In den 50er Jahren begann der Ausbau einer nahezu lückenlosen Kette von Flusskraftwerken im österreichischen Teil der Donau, welcher etwa 300 km ausmacht. 1984 drohte mit dem geplanten Bau des Kraftwerkes Hainburg die Zerstörung des letzten frei fließenden Donauabschnittes mit seinen Auwäldern. Aufrufe aller Natur- und Umweltschutzvereinigungen bewirkten landesweite Proteste. Schließlich kam es zu einer gewaltlosen Besetzung der Auwälder durch Tausende von Menschen. Daraufhin wurden umfangreiche wissenschaftliche Untersuchungen angestellt. Das wichtigste Ergebnis dieser Studie war, dass die Donauauen in und östlich von Wien nationalparkwürdig sind, und dass ein Kraftwerk mit einem Nationalpark nicht vereinbar ist.

Ehe am 27. Oktober 1996 der „Nationalpark Donau-Auen“ ausgerufen wurde, gingen diesem Schritt zahlreiche weitere Schutzbestimmungen voraus:

- 1978 Lobau: Lobauverordnung (Voll-, Teilnaturschutz, Landschaftsschutzgebiet)
- 1978 Untere Lobau: Biosphärenreservat der UNESCO
- 1979: Donau-March-Thaya-Auen: Landschaftsschutz
- 1983: Donau-March-Auen und Untere Lobau: Ramsarschutzgebiet
- 1996: Nationalpark Donau-Auen
- 1997: Kategorie II der IUCN (International Union for Conservation of Nature)

3.2. Probennahme

Im August 1999 wurden Sedimentproben an verschiedenen Stellen in den Donauauen östlich von Wien entnommen. Zu diesem Zweck wurde ein Sedimentcorer mit einem Durchmesser von 4,5 cm verwendet und an jeder Probenstelle fünf Parallelproben gezogen. Vor Ort wurden die entnommenen Kerne mit Hilfe eines Messers in drei Schichtklassen aufgeteilt

- 1. Schichtklasse: 0-3 cm
- 2. Schichtklasse: 3-10 cm
- 3. Schichtklasse: 10-30 cm

und in Polyethylen-Beutel verpackt.

Zusätzlich wurden im Mai 1999 aus dem Donaudelta in Rumänien (Lakul Miazazi) ein weiterer Sedimentcore entnommen, welcher in dreißig 1cm-Stücke unterteilt wurde.

3.3. Probenpunkte

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb.8: Überblick über die Donauauen von Wien bis Hainburg

Folgende Standorte wurden beprobt (mit zunehmender Entfernung von Wien) (vgl. Abb.8):

- Kreuzgrundtraverse (Mühlleiten): vgl. Abb.9
- Schönau a. d. Donau (Untere Lobau): vgl. Abb.10
- Orth a. d. Donau: vgl. Abb.11
- Haslau a. d. Donau: vgl. Abb.12
- Regelsbrunn: vgl. Abb.13
- Witzelsdorf : vgl. Abb.14
- Narrischer Arm Nord: vgl. Abb.14
- Stopfenreuth: vgl. Abb.14

[...]