Dorn, Jana : Untersuchungen zu Einzel- und Kombinationswirkungen von ausgewählten anorganischen und organischen Schadstoffen beim Anbau verschiedener Pflanzenarten auf Rieselfeldboden

Kapitel 5. Diskussion

5.1. Mikrobielle Aktivität und Phytotoxizität im Boden

Negative Wirkungen von Schwermetallen (SM) auf bodenmikrobielle Prozesse sind bereits seit langem bekannt (u.a. Gadd und Griffith, 1978; Babich und Stotzky, 1985; Wilke, 1988; Baath, 1989; Filip, 1996). Dabei wird die Wirkung der SM wesentlich von der Sorptionskraft der Böden und ihrer Vorbelastung bestimmt. So erwiesen sich die Mikrofloren kontaminierter Böden gegenüber weiteren Schadstoffgaben als resistent (Doelman, 1986).

Mit 4,9 mg Cd/kg und 61,6 mg Cu/kg Ausgangsgehalt muß der im Versuch künstlich angereicherte Rieselfeldboden mit der Bezeichnung Referenzboden (RefB) im Hinblick auf Cd als stark und im Hinblick auf Cu als schwach vorbelastet eingestuft werden. RefB erreicht bei Cu den Grenzwert der AbfKlärV (1992), bei Cd wird dieser um das 5-fache (Tongehalt RefB: 3,1 Gew. % und pH = 5,3) überschritten. Dies erklärt, warum nach Aufdotierung von RefB sowohl N-Mineralisierung als auch Cellulosezersetzung nur durch Cu (526 mg/kg) gehemmt waren, die Cd-Belastung (51,5 mg/kg) dagegen keine negativen Wirkungen hervorrief.

Auch die durch zugeführtes Cu im Rieselfeldboden RefB ausgelöste erhöhte CO2-Freisetzung (Bodenatmung) ist hier Ausdruck einer Giftwirkung.

Daß weder BaP noch PCB 52 die mikrobielle Aktivität von RefB nach seiner Anreicherung hemmten, ist mit den geringen Zielgrößen der Aufdotierung (0,3 mg PCB 52/kg und 0,9 mg BaP/kg) sowie der starken Bindung dieser Stoffe an die Humusfraktion erklärbar. Untersuchungen von Koch et al. (1996) zeigten, daß beide Substanzen das Bakterienwachstum im Agarsystem erst ab Gehalten von 0,8 - 1,0 mg/kg hemmten. Tebaay (1994) gibt 0,14 - < 4 mg PCB 52/kg sowie +0,7; 0,1 und 0,9 mg BaP/kg als effektive Dosis für 10 % Minderung oder Erhöhung (+) der mikrobiellen Aktivität (Fe(III)-Reduktionstest) an Parabraunerde und Plaggenesch an.

Ein durch zugeführtes Cu ausgelöster starker Rückgang der Nitrifikation und damit verbundener Abnahme der N-Mineralisierung im Rieselfeldboden konnte auch schon von Komulainen und Mikola (1995) beobachtet werden. Interessant war, daß gleichzeitig mit Cu dem Boden RefB gegebenes Cd bzw. (und) PCB 52 bzw. (und) BaP die verringerte Bildung von Nitrat-N durch eine erhöhte Ammonifikation (Bildung von Ammonium-N) kompensierte und somit die Menge an insgesamt pflanzenverfügbarem Stickstoff (Nmin) konstant blieb.


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Daß der Keimrollentest mit Silomais und Sommerroggen keine Unterschiede im Keimwurzel- und Nebenwurzellängenwachstum beim Vergleich von RefB mit dessen Einzelstoff- und Mischanreicherungsvarianten hervorrief ist darin begründet, daß im wäßrigen Bodenauszug, der für diesen Keimtest genutzt wurde, der Anteil an PCB 52, BaP (Wasserlöslichkeit BaP: 3,8 µg/l und PCB 52: 121 µg/l nach Koch, 1991) sowie Cd und Cu (mit Flammen-AAS teilweise unterhalb der Nachweisgrenze) in allen Anreicherungsvarianten zu gering war, um eine nachweisbare Wirkung der Gefahrstoffe zu erzielen.

5.2. Pflanzentests

5.2.1. Biomasseerträge und Schwermetallgehalte der Pflanzen

Cu kann Pflanzen nach Premi und Cornfield (1970) auch indirekt über die N-Minerali-sierung des Bodens beeinflussen. Dieser Fakt spiegelte sich auch in den Erträgen der Versuchspflanzen auf allen Cu-Anreicherungsvarianten von RefB wieder.

Auslöser für die Ertragsdepressionen war jedoch die hohe Menge an zugeführtem Cu (Erhöhung des Cu-Gesamtgehaltes im Boden von 61,6 mg/kg TS auf 526 mg/kg TS), die durch ihren enorm großen pflanzenverfügbaren Anteil (von 526 mg/kg waren 58 mg/kg mobil und leicht nachlieferbar), phytotoxisch wirkte. Als Prüfwert für das Pflanzenwachstum, d. h. zur Vermeidung von Pflanzengehalten > 20 mg Cu/kg TS (Cu-Phytotoxizitätswert nach Gupta, 1984) wird von Prüeß (1992) 2 mg mobiles (ammoniumnitratlösliches) Cu/kg Boden angegeben. Dieser Wert wurde im Boden aller Varianten, die nicht mit Cu angereichert wurden vierfach unterschritten, dagegen lag er bei allen Cu-Anreicherungen 5-fach höher und die Cu-Gehalte im Pflanzensproß auf diesen Varianten überschritten doppelt bis dreifach den Phytotoxizitätswert. Auch die Cu-Gehalte der Pflanzenwurzeln waren mit 500-1000 mg Cu/kg TS hier deutlich höher als der von Kluge und Podlesak (1984) angegebene ertragsbezogene phytotoxische Grenzwertbereich von 400-800 mg Cu/kg TS.

Warum durch die beiden organischen Schadstoffe PCB 52 und BaP bei ihrer gemeinsamen Gabe mit Cu dessen Mobilität im Rieselfeldboden gesteigert wurde, ist fraglich. Da beide Substanzen aufgrund ihrer Struktur kaum zu einer Bildung löslicher Cu-Komplexe in der Lage sind, wird angenommen, daß die Cu-Mobilisierung aus einem geringeren Angebot an Bindungs- bzw. Sorptionsplätzen für Cu im Boden resultiert. Bei dessen kombinierter Zufuhr mit


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PCB 52 bzw. (und) BaP werden die organischen Schadstoffe aufgrund ihrer Lipophilie bevorzugt an den organisch gebundenen Kohlenstoff im Boden adsorbiert (Herrmann, 1987; Litz, 1990) und besetzen somit freie Bindungsstellen, die dann für gleichzeitig zugeführtes Cu (von SM höchste Affinität zur organischen Bodensubstanz), nicht mehr vorhanden sind.

Ob allein Cu im vorliegenden Versuch phytotoxisch wirkte, oder eher seine Wechselbeziehung mit Cd oder auch Zink (Zn) im Boden, war mit der Versuchskonzeption nicht nachzuweisen. Auf ein Zusammenspiel deuten jedoch die gegenüber RefB erhöhte Cd-Mobilität (mit 0,24 mg mobilem Cd/kg TS doppelt so hoch) im Boden der Varianten [RefB + Cu], [RefB + Cu, PCB], [RefB + Cu, BaP] und [RefB + Cu, PCB, BaP] und die erhöhten Cd-Gehalte in der unterirdischen Biomasse der Versuchspflanzen, welche in Höhe des Phytotoxizitätswertes von 20 mg/kg TS (Grün et al., 1988) lagen. Cu wirkt auf die meisten anderen Kationen verdrängend. Schon El Bassam (1982) zeigte mit seinen Ergebnissen, daß die Anwesenheit einiger SM in höherer Konzentration im Boden (in diesem Fall Cu) zur Erhöhung der Mobilität und Verlagerung anderer SM in sehr niedrigen Konzentrationen (in diesem Fall Cd) führen kann.

Aber auch höhere Zn-Gehalte der Pflanzen auf allen Cu-Anreicherungen von RefB (Sproß im Mittel auf den Cu-Varianten: 286 mg Zn/kg TS; Sproß im Mittel auf den restlichen Varianten: 110 mg Zn/kg TS), über der von Birke (1991) angegebenen phytotoxischen Zn-Grenzkonzen-tration in Pflanzen (200 mg/kg TS), zeigen Wechselwirkungen auf.

Mit 25 mg mobilem Zn/kg TS wurde im Boden der Cu-Varianten ein Wert bestimmt, der mehr als doppelt so hoch war, wie der Prüfwert von 10 mg/kg TS nach Prüeß (1992), welcher ein sicherer Gehalt zur Vermeidung von Pflanzengehalten > 200 mg Zn/kg TS ist. Im Boden der restlichen Versuchsvarianten konnten demgegenüber nur 4 mg mobiles Zn/kg TS ermittelt werden. Somit hat Cu in höherer Konzentration im Boden, wie schon für Cd beschrieben, zur Erhöhung der Mobilität von Zn in niedriger Konzentration geführt. Auch Luo und Rimmer (1995) konnten bei einer Cu-Gabe eine erhöhte Zn-Toxizität durch die Zunahme pflanzenverfügbarer Zn-Anteile im Boden nachweisen.

Da zugeführtes Cu sowohl die Zn-Mobilität und -Pflanzenverfügbarkeit als auch die Cd-Mobilität und -Pflanzenverfügbarkeit im Boden gesteigert hat, stellt sich nun die Frage warum nicht auch die Cd-Gehalte im Pflanzensproß auf den Varianten [RefB + Cu], [RefB + Cu, PCB], [RefB + Cu, BaP] und [RefB + Cu, PCB, BaP] höher lagen als auf RefB. Nach


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Adriano (1986) verläuft die Cd-Aufnahme von Pflanzen in Konkurrenz mit Zn. Prüeß (1992) weist darauf hin, daß bei Böden mit einem Zn-Angebot > 1 mg mobilem Zn/kg TS und einem Cdmobil/Znmobil-Verhältnis kleiner als 3 % trotz eines hohen mobilen Cd-Angebotes deutlich weniger Cd in die Pflanzen aufgenommen wird als bei einem engeren Cdmobil/Znmobil-Verhältnis. Dies erklärt also die gegenüber RefB unveränderten Cd-Gehalte im Sproß der Versuchspflanzen auf der Cu-Einzelstoffanreicherung und den kombiniert mit Cu und organischen Schadstoffen angereicherten Varianten.

Daß 51,5 mg Cd/kg TS im Boden zu signifikanten Ertragsstörungen beim Mais bzw. bei der Kartoffelpflanze geführt haben, ist nicht verwunderlich, da die Cd-Gehalte im Pflanzensproß hier doppelt bzw. zehnfach über dem Phytotoxizitätswert (20 mg/kg TS nach Grün et al., 1988) lagen. Der obere kritische Cd-Blattspiegelwert (niedrigster Cd-Gehalt, bei dem der Ertrag durch toxische Wirkung reduziert wird) wird nach Macnicol und Beckett (1985) für Mais mit 25 mg/kg TS angegeben.

Von diesen 51,5 mg Cd/kg TS Boden waren insgesamt 18 mg Cd/kg TS pflanzenverfügbar (2,6 mg/kg TS mobil und 15,4 mg/kg TS leicht nachlieferbar). Prüeß (1992) gibt für mobiles Cd einen Prüfwert in Bezug auf die Pflanzenqualität in Höhe von 0,02 mg/kg TS an. Dieser wird aber schon im Boden RefB um das sechsfache überschritten und die Cd-Gehalte der Pflanzen lagen hier bereits über den doppelten ZEBS-Werten (Bundesgesundheitsamt, 1990) bzw. über den Cd-Grenzwerten der Futtermittelverordnung FMVO (Anonym, 1988).

Bei den Cd-Anreicherungen waren außerdem noch die leicht nachlieferbaren Cd-Anteile 15-fach höher als bei RefB, so daß noch mehr Cd in die Pflanzen aufgenommen werden konnte. Die Versuchspflanze Roggen reagierte darauf allerdings mit Cd-Gehalten im Sproß unterhalb des Phytotoxizitätswertes und ohne Ertragseinbußen (möglicherweise Artspezifität).

Da durch die gleichzeitige Anreicherung von RefB mit Cd und PCB 52 bzw. (und) BaP im Gegensatz zu Cu keine Erhöhung der Cd-Mobilität und -Verfügbarkeit für Pflanzen im Boden eintrat, ist anzunehmen, daß das zugeführte Cd bei Blockierung der Bindungsplätze an der organischen Bodensubstanz (durch PCB 52 und BaP) anderweitig gebunden wird (z. B. über pedogene Oxide). Erst durch parallel gegebenes Cu tritt auch hier eine Konkurenz um noch freie Bindungsstellen im Boden ein und die Cd-Verfügbarkeit für Pflanzen steigt (von 2,6 auf 4,1 mg/kg TS mobiles und von 15,4 auf 18,5 mg/kg TS leicht nachlieferbares Cd), verbunden


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mit signifikant erhöhten Cd-Gehalten der Versuchspflanzen in der unterirdischen Biomasse.

Daß die Cd-Gehalte im Sproß wiederum nicht erhöht sind liegt an dem Cdmobil/Znmobil-Verhältnis von < 3 % im Boden, bei dem trotz eines hohen mobilen Cd-Angebotes weniger Cd in den Pflanzensproß transportiert wird.

Die auf allen Versuchsvarianten nachgewiesenen niedrigeren SM-Gehalte in der Kartoffelknolle und deutlich höheren SM-Gehalte im Kartoffelkraut gegenüber den Wurzeln bzw. dem Sproß der beiden anderen Versuchspflanzen beruhen auf der völlig anderen Entwicklung sowie Art der Nähr- und Schadstoffeinlagerung bei dieser Fruchtart. Die Kartoffelknollen als unterirdisch vegetative Speicherorgane werden von den Assimilaten des Krautes aufgebaut und da SM weniger im Assimilationsstrom als im Transpirationsstrom bewegt werden, sind hier die niedrigeren SM-Gehalte in der Knolle durchaus erklärbar. Weiterhin könnte auch ein sogenannter Verdünnungseffekt eine Rolle spielen, denn bei der Kartoffelpflanze sind ca. 75 % der gebildeten Biomasse unterirdisch, bei Roggen und Mais dagegen nur ca. 8 - 20 %. Die deutlich höheren SM-Gehalte im Kartoffelkraut sind möglicherweise auch darauf zurückzuführen, daß die Mutterknolle mit ihren Stolonen und Wurzeln sicherlich nicht diese Art Filter oder Barriere bildet, welche die SM-Aufnahme in den Sproß (Kraut) effektiv vermindert, wie z.B. bei ande-ren Pflanzenwurzeln nach Salt (1988) vermutet wird.

Der im vorliegenden Versuch eingetretene höhere Ertrag von Roggen im 3. Vegetationsjahr gegenüber den beiden Vorjahren auf den Varianten [RefB + Cu], [RefB + Cu, PCB], [RefB + Cu, BaP] und [RefB + Cu, PCB, BaP] läßt sich eigentlich nur durch eine zunehmende Bindung des anfangs zugeführten Cu im Boden erklären. Dafür spricht, daß zu Beginn des 3. Vege- tationsjahres im Boden der Cu-Einzelstoffanreicherung von RefB und den kombiniert mit Cu und organischen Schadstoffen angereicherten Varianten im Vergleich zum 1. und 2. Jahr die Cu-Mobilität um ¼ verringert war und vor allem die leicht nachlieferbare Cu-Fraktion im Boden hier um die Hälfte abfiel. Die Cu-Gehalte im Roggensproß lagen auf diesen Varianten unterhalb des Phytotoxizitätswertes mit Ausnahme der Variante [RefB + Cu, BaP], die zwar einen höheren Ertrag im 3. Jahr aber auch gegenüber der zugehörigen Kontrolle RefB einen signifikanten Ertragsrückgang zeigte.

Daß nur die Versuchspflanze Roggen im 3. Vegetationsjahr auf die verringerte Cu-Verfüg-barkeit für Pflanzen im Boden so reagierte, könnte arttypisch sein, andererseits waren beim


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Mais im 3. Jahr auf allen Versuchsvarianten witterungsbedingte (Temperatur und Luftfeuchte waren im 3. Jahr nicht optimal für Mais) Ertragseinbußen zu verzeichnen, so daß sich ein positiver Ertragseffekt durch die Cu-Festlegung im Boden hier überlagert haben könnte.

Bei der Cu-Einzelstoffanreicherung von RefB wird angenommen, daß das anfangs zugeführte Cu neben der Bindung an die organische Substanz im Boden über die Jahre auch anderweitig z.B. oxidisch festgelegt wird. Bei den Mischanreicherungen (RefB + Cu, organische Schadstoffe) ist außerdem denkbar, daß bei einem Abbau der organischen Schadstoffe im Boden freie Bindungsplätze an der organischen Bodensubstanz für Cu entstehen.

In beiden Fällen wirkte Cu dabei wieder verdrängend auf bereits im Boden vorliegendes gebundenes Cd, denn nur so läßt sich die deutlich höhere Cd-Mobilität (von 0,24 im Boden [RefB + Cu] auf 0,69 mg mobiles Cd/kg TS hier angestiegen) zu Beginn des 3. Vegetationsjahres im Boden dieser Varianten erklären. Die Versuchspflanze Mais reagierte darauf mit Cd-Gehalten in Wurzel und Sproß über dem Phytotoxizitätswert (Ertragsrückgang!), während die Roggenwurzel nur auf der Variante [RefB + Cu, BaP] mit 19 mg Cd/kg TS diesen annähernd erreichte. Beim Mais könnte also auch ein positiver Ertragseffekt aufgrund der verringerten Cu-Verfügbarkeit für Pflanzen im Boden, durch sein hohes Cd-Anreicherungsvermögen in den vegetativen Organen und damit verbundener negativer Ertragsbeeinflussung überlagert sein.

Für mobiles Zn konnte zu Beginn des 3. Vegetationsjahres im Boden der Cu-Einzelstoff-anreicherung von RefB und den kombiniert mit Cu und organischen Schadstoffen angereicherten Varianten ein Wert in Höhe von 10 mg/kg TS bestimmt werden. Dieser war über die Hälfte niedriger als in den beiden Jahren davor und der Roggensproß zeigte Zn-Gehalte unter der phytotoxischen Grenzkonzentration von 200 mg/kg TS während der Maissproß hier mit 292 mg Zn/kg TS darüber lag (Ertragsrückgang!).

Neben Cu dem Boden zugeführtes Cd hat die beschriebene Cu-Festlegung im Boden behindert aufgrund der Konkurrenz beider SM um die Bindungsplätze. So trat im Boden der Varianten (RefB + Cd, Cu, organische Schadstoffe) zu Beginn des 3. Vegetationsjahres zwar eine um 2,5 % verringerte Cu-Verfügbarkeit für Pflanzen auf, aber die mobile Cu-Fraktion betrug immer noch um die 10 mg/kg TS wie im 1. und 2. Jahr. Der Wert für mobiles Cd war im 3. Jahr hier doppelt so hoch wie in den Vorjahren, während die leicht nachlieferbare Cd-Fraktion um ¼ verringert war. Beide getesteten Versuchspflanzen zeigten auf diesen Varianten auch im 3. Jahr


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Ertragsdepressionen sowie Cu- und Cd-Gehalte im Sproß über den Phytotoxizitätswerten.

5.2.2. Biomasseerträge sowie PCB 52- und BaP-Gehalte der Pflanzen

Daß die Einzelstoffanreicherung von RefB mit PCB 52 (von 0,02 auf 0,3 mg/kg TS) bzw. BaP (von 0,12 auf 0,9 mg/kg TS) außer beim Mais zu keinen signifikanten Ertragsstörungen geführt hat, ist in der geringen Aufnahme beider Stoffe durch die Pflanze begründet. So konnte sowohl für PCB 52 als auch für BaP bei höherem Bodengehalt ein deutlich niedriger Transfer vom Boden über die Wurzel in den Pflanzensproß gegenüber der Kontrolle RefB bestätigt werden. Während die Transferfaktoren beim Übergang von PCB 52 bzw. BaP vom Boden in die Pflanzenwurzeln gleich waren, lagen die Transferfaktoren für die PCB 52- bzw. BaP-Weitergabe an den Pflanzensproß bei höherem PCB 52- bzw. BaP-Gehalt im Boden teilweise zehnfach niedriger. Lösliche organische Stoffe passieren leichter das Wurzelgewebe und werden in der Pflanze transportiert, während schwerlösliche Verbindungen wie BaP und PCB 52 sich mehr an die Wurzelhaut anlagern oder nach Ausgasen aus dem Boden durch die Blatt- oberfläche diffundieren (Chaney, 1984 und Bevia et al., 1988). Ein Kontaminationsrisiko mit PCB-Aufnahme durch die Pflanzen entsteht > 5 mg PCB/kg TS Boden (AbfKlärV, 1992). Nach Fritz (1983) und Konteye (1988) findet erst bei BaP-Bodenkonzentrationen von mehr als 1 mg/kg TS ein nennenswerter Transfer vom Boden in die Pflanze statt. Als Belastungswerte für Böden zum Schutz von Nahrungs- und Futterpflanzen sowie von Tieren (Aufnahme von Bodenmaterial) werden 0,05 mg PCB 52/kg TS und 1 mg BaP/kg TS angegeben (Innenministerium Baden-Württemberg, 4. VwV 1995).

Generell wurden wie schon von Offenbächer und Poletschny (1992) beschrieben, große pflanzenart- und -teilspezifische Unterschiede für die PCB-Aufnahme gefunden. Unterirdisch wachsende Pflanzenteile wiesen weitaus höhere PCB 52-Gehalte auf als oberirdisch wachsende Pflanzenteile. Das Kartoffelkraut war deutlich höher bzw. die Kartoffelknolle deutlich niedriger als der Sproß bzw. die unterirdische Biomasse von Roggen und Mais kontaminiert. Der Mais zeigte höhere PCB 52-Gehalte im Sproß und eine höhere PCB 52-Weitergabe von den Wurzeln an den Pflanzensproß als der Roggen.

Auch die von Wegmann et al. (1987) gefundenen pflanzenart- und teilspezifischen Unterschiede für die BaP-Aufnahme konnten bestätigt werden. Wie bei Drescher-Kaden et al.


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(1989) wurden höhere BaP-Werte in den Pflanzenwurzeln gefunden. Vegetative Pflanzenteile wie Stengel und Blätter wiesen gegenüber generativen Pflanzenteilen wie Korn und Kolben höhere BaP-Gehalte auf. Der Mais zeigte vierfach höhere BaP-Gehalte im Sproß und zehnfach höhere Transferfaktoren für den Übergang Wurzel/Sproß wie der Roggen.

Auch die BaP-Gehalte waren in der Kartoffelknolle niedriger bzw. im Kartoffelkraut höher als in der unterirdischen bzw. oberirdischen Biomasse von Roggen und Mais. Ellwardt (1977) gab als Reihenfolge der PAK-Belastung Blätter > Wurzeln der Kartoffel > Halme > Körner der Getreide an.

Daß die Kartoffelpflanze bei der PCB 52- bzw. BaP-Aufnahme eine Ausnahme bildete, liegt wiederum an der völlig anderen Entwicklung dieser Fruchtart (vgl. mit Ausführungen unter Kapitel 5.2.1.). Für die geringeren Knollengehalte im Vergleich zu den Wurzeln der beiden anderen Versuchspflanzen könnte auch hier wie bei den SM-Gehalten der Verdünnungseffekt eine Rolle spielen. Im Kartoffelkraut sind die erhöhten PCB 52-Gehalte gegenüber dem Roggen- und Maissproß auf eine Adsorption von aus dem Boden verdampfenden PCB 52 (Buckley, 1982) zurückzuführen, denn die Blätter der Kartoffelpflanze bedeckten unmittelbar und fast vollständig den Boden in den Gefäßen. So könnten auch die höheren BaP-Gehalte im Kraut ein Resultat von Verunreinigungen mit Boden an den Blättern sein, wie von Jones et al. (1989) beschrieben.

Die im Versuch nachgewiesenen erhöhten Gehalte an PCB 52 im Pflanzensproß sowie die doppelt so hohen Transferfaktoren bei der PCB 52-Weitergabe von den Wurzeln an den Sproß wenn RefB neben PCB 52 auch mit Cd angereichert wurde, sind nach Haas et al. (1990) auf eine Vorschädigung der Pflanzenwurzeln durch Cd zurückzuführen (vgl. mit Ausführungen unter Kapitel 2.4.), da dieses die Durchlässigkeit der Zellmembran für PCB 52 erhöhen kann. Auch für BaP konnte eine erhöhte Weitergabe von der Roggen- bzw. Maiswurzel an den Sproß nachgewiesen werden, wenn RefB neben BaP mit Cd angereichert wurde. Auch hier trat demnach durch Vorschädigung der Wurzeln mit Cd eine erhöhte BaP-Verlagerung in oberirdische Pflanzenteile ein. Die noch höheren PCB 52- bzw. BaP-Gehalte im Roggen- und Mais-sproß, wenn RefB neben Cd mit beiden organischen Stoffen PCB 52 und BaP angereichert wurde, liegen wahrscheinlich an deren zusätzlicher Konkurrenz bei ihrer Aufnahme durch Pflanzen.


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Für auf frisch mit PCB 52 dotierten Böden wachsenden Pflanzen war eigentlich eine erhöhte Kontamination ihrer oberirdischen Teile zu erwarten, aufgrund des in der Literatur beschriebenen Boden-Luft-Austausches und anschließender Adsorption von PCB an der Pflanzenoberfläche (Buckley, 1982; Bacci und Gaggi, 1985). Im vorliegenden Versuch konnte dies nicht bestätigt werden, denn die Pflanzen hatten im 2. Vegetationsjahr auf den PCB 52-Anreicherungsvarianten bei ähnlichen PCB 52-Gehalten in den Wurzeln sogar noch höhere PCB 52-Gehalte im Sproß als im 1. Vegetationsjahr, welches ca. 3 Monate nach der Dotierung begann.

5.3. Schadstoffgehalte im Boden nach drei- bzw. zweijähriger Vegetation

Der im vorliegenden Versuch nachgewiesene verringerte Cu-Gesamtgehalt im Boden bei allen Cu-Anreicherungen von RefB (7 - 18 %) ist nur in geringem Maße auf Pflanzenentzug zurückzuführen. Rein rechnerisch ergibt sich hier z.B. für Roggen im 3. Vegetationsjahr auf der Variante [RefB + Cu, PCB, BaP] ein Entzug von ca. 0,6 mg Cu/kg Boden TS (Entzug = Pflanzentrockenmasseertrag/Gefäß x mittlerer Cu-Pflanzengehalt = 118,8 g x 28,3 mg/kg TS = 3,4 mg Cu insgesamt aus 6 kg Boden im Gefäß), d.h. bei dreijähriger Vegetation werden maximal 1 % des Cu-Gesamtgehaltes im Boden durch Pflanzen entzogen. Möglicherweise wird das anfangs zugeführte Cu im Boden über die Jahre in einer Form festgelegt, die mit dem Königswasseraufschluß nicht erfaßbar ist. Dagegen spricht aber der verringerte Cu-Gesamtgehalt im kombiniert hochbelasteten Rieselfeldboden GB nach dreijähriger Vegetation, denn das Cu war hier von Anfang an sehr fest gebunden. Deshalb sind wahrscheinlich Meßungenauigkeiten zu unterstellen, da sich bei hohem Cu-Gesamtgehalt im Boden der Meßfehlerbereich um den Verdünnungsfaktor vergrößert.

Auch die PCB 52- bzw. BaP-Verluste im Boden (zwischen 20 % und 50 %) der untersuchten Varianten nach zweijähriger Vegetation sind nicht allein auf Pflanzenentzug zurückzuführen (maximal 1 % vom Ausgangsgehalt im Boden).

Für PCB 52 sind Vorgänge wie mikrobieller Abbau im Boden (Scharpenseel et al., 1977; Eaton, 1985; Dmochewitz und Ballschmiter, 1988) oder Verflüchtigung in die Luft (Kloskowski et al., 1981) entscheidend. Moza et al. (1979) haben gezeigt, daß der Verlust von 14C-markierten Tetrachlorbiphenylen durch Verflüchtigung vom Boden beträchtlich war


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und die Hauptursache für deren Substanzverlust darstellte.

Die Halbwertzeit von PCB in Böden gaben Marcomini et al. (1988) mit 700 Tagen an.

Bei BaP spielt auch der mikrobielle Abbau im Boden bei optimaler Nährstoff- und Wasserversorgung (Litz, 1990; Scheffer und Schachtschabel, 1992) und außerdem in geringem Umfang ein photochemischer Abbau in der obersten Bodenschicht (Sims und Overcash, 1983) eine Rolle. Eine BaP-Abnahme durch Verflüchtigung ist kaum gegeben. Schon Fromme et al. (1993) zeigten eine sehr geringe Verflüchtigungsneigung von PAK auf.

Daß im kombiniert hochbelasteten Rieselfeldboden GB nach zweijähriger Vegetation im Gefäßversuch kein verringerter BaP-Gehalt nachweisbar war, spricht für eine außerordentlich feste Bindung von BaP an die organische Substanz im GB-Boden. Ein mikrobieller Abbau findet hier kaum statt, wie Jones (1988) sowie Hund und Schenk (1994) für stark adsorbierte höher kondensierte PAK nachwiesen. Schon Müller und Korte (1975) konnten bei der Abfallkompostierung die Persistenz von BaP bestätigen. Außerdem ist nach Wild et al. (1990) eine Steigerung der Halbwertzeit von BaP zu vermuten, da im Boden GB noch andere SM in solchen Konzentrationen vorliegen, wie z.B. 1476 mg Zn/kg TS, daß sie auf Mikroorganismen toxisch wirken.

5.4. Boden-pH-Anhebung

Bei neutraler Bodenreaktion ist die Löslichkeit der SM in der Regel gering (Scheffer und Schachtschabel, 1992). Es kann hier aber auch zu einer SM-Mobilisierung durch Bildung löslicher metallorganischer Komplexe kommen. Die gelösten Anteile steigen nach Herms und Brümmer (1984) in der Reihenfolge Zn < Cd < Cu.

Der höhere Ertrag von Roggen im 3. Jahr auf RefB durch Anhebung des pH-Wertes im Boden läßt sich auf eine Abnahme der Löslichkeit von SM im Boden zurückführen, wie die mobilen Cd- und Cu-Anteile zeigten.

Auch die erhöhten Erträge von Roggen im 3. Vegetationsjahr bei pH 7,0 auf der Einzelstoffanreicherung von RefB mit Cd bzw. PCB 52 und auf der kombiniert mit Cd und PCB 52 angereicherten Variante beruhen auf einer verringerten Cd-Löslichkeit im Boden. Die Zn-Mobilität fiel hier sogar von 4 mg/kg TS bei pH 5,3 auf 0,8 mg/kg TS bei pH 7,0 ab. Deutlich niedrigere Cd-


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und auch Zn-Wurzelgehalte (298 mg Zn/kg TS bei pH 5,3 und 245 mg Zn/kg TS bei pH 7,0) waren das Resultat. Fiedler und Rösler (1993) zeigten, daß sich erhöhte verfügbare Zn-Gehalte in mit Zn kontaminierten Böden wie auch hohe Zn-Gehalte in den Pflanzen durch eine Kalkung des Bodens erheblich reduzieren lassen. Mengel (1991) konnte eine verringerte Cd-Mobilität im Boden durch Anstieg des pH-Wertes infolge Kalkung nachweisen und Rietz et al. (1983) sowie Styperek et al. (1983) fanden niedrigere Cd-Gehalte in Pflanzen nach Aufkalkung eines Bodens.

Die Bodenverhältnisse in Bezug auf höheren Pflanzenertrag und geringere SM-Aufnahme in die Pflanzen haben sich bei den Varianten [RefB], [RefB + PCB], [RefB + Cd] und [RefB + Cd, PCB] durch die Aufkalkung deutlich verbessert (verringerte SM-Mobilität im Boden!).

Daß der Roggen im 3. Jahr auf die Aufkalkung bei der Cu-Einzelstoffanreicherung von RefB und der kombiniert mit Cu und PCB 52 angereicherten Variante mit Ertragsrückgang reagierte, ist auf die unveränderte Cu-Mobilität im Boden und vor allem auf die erhöhten leicht nachlieferbaren Cu-Anteile bei pH 7,0 zurückzuführen, d.h. eine Abnahme der Löslichkeit von Cu durch die Erhöhung des pH-Wertes im Boden wurde wahrscheinlich von einer Mobilisierung durch Bildung löslicher organischer Cu-Komplexe überlagert. Nach Herms (1989) soll der pH-Wert im Boden wegen der Bildung löslicher organischer SM-Komplexe insbesondere bei Cu nicht über 7,0 ansteigen.

Die Erhöhung der leicht nachlieferbaren Cu-Fraktion durch Anhebung des pH-Wertes im Boden auf 7,0 hat der nachgewiesenen Cu-Festlegung im Boden dieser Varianten zu Beginn des 3. Vegetationsjahres entgegengewirkt. Die Cu-Gehalte in der Roggenwurzel waren bei pH 7,0 doppelt so hoch wie bei pH 5,3 und erreichten damit wieder die Werte aus dem 1. und 2. Vegetationsjahr.

Auch die Cd-Gehalte der Roggenwurzeln lagen auf diesen Cu-Varianten bei pH 7,0 doppelt bis dreifach höher als bei pH 5,3.

Für Zn wurde mit 714 mg/kg TS in der Roggenwurzel bei pH 7,0 ein doppelt so hoher Wert wie bei pH 5,3 bestimmt.

Trotz dieser stark erhöhten Cd- und Zn-Gehalte in den Wurzeln konnte im Boden eine Abnahme der Mobilität beider SM durch die pH-Erhöhung nachgewiesen werden. So wurden von 0,65 mg/kg TS mobiles Cd bzw. 10 mg/kg TS mobiles Zn bei pH 5,3 nur noch 0,18 mg/kg TS


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mobiles Cd bzw. 2 mg/kg TS mobiles Zn bei pH 7,0 gefunden, aber die leicht nachlieferbaren Cd- und auch Zn-Anteile waren ca. um die Hälfte erhöht (leicht nachlieferbares Zn bei pH 5,3 = 20 mg/kg TS und bei pH 7,0 = 27,5 mg/kg TS).

Auch hier scheint Cu wieder verdrängend auf adsorbiertes (an Tonminerale und Sesquioxide) Cd bzw. Zn im Boden zu wirken.

5.5. Freilanduntersuchungen

Zur Vergleichbarkeit der Ergebnisse hinsichtlich der Schadstoffgehalte der Pflanzen aus dem Gefäßversuch mit den Freilandbeprobungen ist zu sagen, daß eine relativ gute Übereinstimmung der Cd-, PCB 52- und BaP-Gehalte der Wurzeln bei der niedrigen Bodenbelastung (RefB) vorlag. Die deutlich höheren Wurzelgehalte im Gefäß bei der hohen Belastung (GB-Boden) beruhen neben einem höheren SM-Ausgangsniveau auf intensiverer Durchwurzelung des Bodens und damit verbundener erhöhter Nähr- und auch Schadstoffaufschließung.

Daß die Cd-Gehalte im Pflanzensproß im Gefäßversuch höher lagen als im Freiland war vorherzusehen, da im Gefäß nach Wünsch et al. (1982), Logan und Chaney (1983), Brüne (1984) sowie Grün et al. (1987) bei optimaler Nährstoff- und Wasserversorgung, d.h. bei optimalen Umweltbedingungen auch mehr Schadstoffe mit dem Transpirationsstrom in den Pflanzensproß transportiert werden und Cd im Vergleich zu Cu in weitaus größerem Umfang von der Wurzel in die oberirdischen Pflanzenteile verlagert wird.

Die beiden organischen Schadstoffe PCB 52 und BaP scheinen im Gefäß bei erhöhter Schadstoffaufschließung im Boden stärker in den Pflanzensproß transportiert zu werden.

5.6. Vorschläge für die Praxis und Forschungsbedarf

Mit Hilfe der durchgeführten Untersuchungen konnte die kombinierte Wirkung von PCB 52, BaP, Cd und Cu auf die mikrobielle Aktivität eines Rieselfeldbodens und die Biomassebildung verschiedener landwirtschaftlicher Fruchtarten sowie ihre Schadstoffaufnahme bestimmt werden.

Das Cu wurde von den untersuchten Gefahrstoffen als eine Ursache für den Rückgang der fruchtbarkeitsbestimmenden Leistungen von Mikroorganismen im Rieselfeldboden und dessen


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phytotoxischer Wirkung erkannt.

Wechselwirkungen zwischen den SM sowie zwischen den verschiedenen Stoffgruppen in Be-zug auf die SM-Verfügbarkeit für Pflanzen im Boden und den Transfer der Schadstoffe in die Pflanze konnten nachgewiesen werden und kennzeichnen die Problematik von Grenzwertfestlegungen bei Vorliegen einer kombinierten Belastung.

Folgende Schlußfolgerungen sind aus den Ergebnissen und deren Diskussion ableitbar:

Im Ergebnis vorliegender Arbeit sind einige offene Fragen aufgetreten, die einen weiteren Forschungsbedarf zum Thema begründen.

Ein entscheidendes Problem ist die Frage der SM-Mobilität und -Verfügbarkeit für Pflanzen im Boden bei kombinierter Anreicherung mit PAK und PCB sowie hohem organischen Kohlenstoffgehalt im Boden (Corg > 4 Gew. %), denn gerade bei der Ausbringung von Klärschlamm auf landwirtschaftlichen Flächen wird neben organischen Schadstoffen und SM auch ein hoher Humusanteil dem Boden zugeführt. Auch die Abwasserverrieselung bedeutete für Böden ne-


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ben zusätzlichen Wassermengen hohe Feststoffeinträge und Schlammablagerungen mit großen Mengen an organischen Substanzen. Sind also für PCB 52, BaP und Cu genügend Bindungsplätze an der organischen Bodensubstanz vorhanden, ist die Cu-Mobilität im Boden weit herabgesetzt, wird wahrscheinlich durch die gleichzeitig zugeführten organischen Schadstoffe kaum noch erhöht und auch die verdrängende Wirkung von Cu auf Cd und Zn im Boden hätte geringere Ausmaße. Hier sollten weitere Untersuchungen ansetzen, um den Einfluß des Corg-Gehaltes im Boden auf die in vorliegender Arbeit nachgewiesenen Wechselwirkungen zu prü-fen.

Aufgrund der geringen Biomasseerträge der Versuchspflanzen auf allen Cu-Anreicherungs-varianten konnte nicht geklärt werden, ob auch Cu durch Vorschädigung der Pflanzenwurzeln eine erhöhte Verlagerung der organischen Schadstoffe PCB 52 und BaP in den Pflanzensproß bewirkt. Zur Klärung sollten weitere Versuche mit Cu-ertragstoleranten Pflanzen durchgeführt und auch die Wirkung von Zn geprüft werden.

Um die Ursache für die erhöhten PCB 52- und BaP-Gehalte im Kartoffelkraut gegenüber dem Roggen- und Maissproß aufzuklären, sind Versuche mit Bodenabdeckung durchzuführen, damit eine Adsorption von aus dem Boden verdampfenden PCB 52 bzw. BaP-Verunreinigungen mit Boden an den Blättern der Kartoffelpflanze ausgeschlossen werden können.

Völlig ungeklärt blieb in vorliegender Arbeit die Frage der Persistenz der beiden organischen Schadstoffe PCB 52 und BaP im Boden bzw. deren Mobilität und Pflanzenaufnahme bei erhöhtem pH-Wert (7,0). Hier sind weitere Untersuchungen erforderlich. Direkte Wirkungen des pH auf das Verhalten von BaP und PCB 52 sind zwar praktisch auszuschließen (diesen Stoffen fehlen dissoziierbare funktionelle Gruppen) aber indirekte Effekte können schon auftreten, wenn die Sorptionseigenschaften der festen oder gelösten Sorbenten durch den pH beeinflußt werden.


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