2 Materialien und Methoden

2.1  Untersuchungsgewässer

Dagowsee

↓12

Der Enclosure-Versuch zur Erstanwendung von Depotstoffen im Freiland fand im Dagowsee, einem eutrophen, dimiktischen See (Seefläche 0,3 km², mittlere Tiefe 5 m, maximale Tiefe 9,5 m, Sedimentzusammensetzung siehe Tab. 2-1) des Stechlinseegebietes (Brandenburg, Deutschland, 53°10’N, 13°02’E) statt (Koschel et al. 1990, Krey 1985). Die Enclosure-Anlage wird in Kapitel 2.3.2 beschrieben.

↓13

Tab. 2-1: Ausgewählte Parameter zur Zusammensetzung von Sediment (0-2 cm) und Tiefenwasser (5 cm über Sediment) des Globsowsees (1998 und 2001) und des Dagowsees (2002/03). Alle Werte wurden am Beginn der Sommerstagnation ermittelt.

Globsowsee

Dagowsee

Anteil Trockenmasse TM im Sediment

[% des Feuchtsediments]

97,8

96,5

Organische Substanz im Sediment [% TM]

56,4

36,1

CaCO 3 [% TM]

16,5

39,7

TP [g kg -1 TM]

3,3

1,5

SRP im Interstitial [mg L -1 ]

0,9

2,5

NO 3 - im Wasser [mg L -1 ]

0

0

SO 4 2- im Wasser [mg L -1 ]

40

45

Globsowsee

Die Laborexperimente zu den Depotstoffen wurden mit Sedimentkernen vom Globsowsee, einem hocheutrophen, polymiktischen See (Seefläche 0,15 km2, mittlere Tiefe 3 m) des Stechlinseegebietes durchgeführt (Gonsiorczyk et al. 1999, 2000). Der Flachsee wurde für die Sediment-Inkubationsversuche ausgewählt, weil seine Sedimentkerne sehr lange stabil bleiben. Kerne aus anderen Seen erwiesen sich aufgrund starker Gasbildung als ungeeignet für Langzeitversuche. Seine Sedimentzusammensetzung ist der vom Dagowsee vergleichbar (Tab. 2-1).

Tiefwarensee

Der dimiktische Tiefwarensee wurde in einem Ganzseeexperiment mit der Fällmittelkombination Aluminat/Calciumhydroxid restauriert. Er liegt inmitten der Mecklenburgischen Seenplatte am nordöstlichen Stadtrand von Waren/Müritz, etwa 150 km nördlich von Berlin (geografische Koordinaten: 53°32’N und 12°41’O). Er entstand während des Pommerschen Stadiums der Weichseleiszeit und zeichnet in seiner langgestreckten Form von Südwesten nach Nordosten die Abzugsrichtung des schmelzenden Eises nach (Abb. 2-1). Das oberirdische Einzugsgebiet des Tiefwarensees umfasst 20,48 km2, von dem der größte Teil in nördlicher und östlicher Richtung liegt. Der benachbarte Melzer See sowie auch der Stadtgraben entwässern in den Tiefwarensee.

↓14

Tab. 2-2: Morphometrie des Tiefwarensees (aus Koschel et al. 1999a und 2004)

Seefläche

1,41 km2

Uferlinie

8,58 km

Volumen

12,9.106 m3

Mittlere Tiefe

9,6 m

Maximale Tiefe

23 m

Mittlere Wasserverweilzeit

5,15 a

Mittlere TP-Konzentration in den Zuflüssen (seit 2002)

85,6 µg L-1

P-Import (seit 2002)

463 kg a-1

Abb. 2-1: Tiefenkarte des Tiefwarensees

Die wesentlichen morphometrischen Kriterien des Tiefwarensees sind in Tabelle 2-2 zusammengestellt.

↓15

Den Bilanzbetrachtungen in Sediment und Wasserkörper des Sees wurden die in Abb. 2-2 für die unterschiedlichen Wassertiefen genannten Flächenanteile und Volumina zugrunde gelegt.

Abb. 2-2: Seefläche und Wasservolumen in unterschiedlichen Wassertiefen des Tiefwarensees (nach Koschel et al. 1998b)

Wurden im Tiefwarensee noch in den 1960er Jahren sommerliche Sichttiefen von 3 m gemessen, so erreichte die Nährstoffüberlastung aus der im Einzugsgebiet betriebenen intensiven Landwirtschaft, sowie durch industrielle und kommunale Abwässer in den 1980er Jahren ihren Höhepunkt (Weiß 1985). Im Jahr 1983 lag die TP-Konzentration während der Frühjahrszirkulation bei 0,79 mg L-1, die sommerliche Sichttiefe lag bei 1 m.

↓16

Seit Mitte der 1980er Jahre wurde durch umfangreiche Sanierungsmaßnahmen dieser Entwicklung entgegengewirkt, was zu einer exponentiellen Abnahme der TP-Konzentrationen während der Frühjahrszirkulation führte – von 0,42 mg L-1 im Jahre 1988 bis auf 0,17 mg L-1 in den Jahren 1998-2001. Dieser Wert lag allerdings noch zu hoch, um zu einer P-Limitation des Algenwachstums zu führen. Seine weitere Verminderung allein durch Sanierungsmaßnahmen war nur sehr langsam, innerhalb von Jahrzehnten, zu erwarten. In den Jahren 1998 und 1999 durchgeführte Untersuchungen zur P-Bilanz ergaben, dass der P-Haushalt des Sees durch die P-Rücklösung aus den Sedimenten dominiert wird (Abarchaline et al. 2000, Gonsiorczyk et al. 2000, Koschel et al. 1999a).

Durch seine stadtnahe Lage steht der Tiefwarensee im öffentlichen Interesse von Anwohnern, Berufsfischern, Anglern und Touristen. Um die Nutzungsmöglichkeiten des Sees innerhalb weniger Jahre zu ermöglichen bzw. zu erweitern, war eine Restaurierung erforderlich. Nach Vorversuchen mit unterschiedlichen Fällmitteln wurde die Anwendung eines Al-haltigen Fällmittels zur dauerhaften P-Festlegung im Sediment des Tiefwarensees empfohlen (Koschel et al. 1999b).

2.2 Angewandte Fällmittelkombinationen

2.2.1  Aluminium und Calciumhydroxid

Beim Ganzseeexperiment am Tiefwarensee wurden die Fällmittel NaAl(OH)4-Lösung (HTFIX alkalisch (10 %) der Firma BRENNTAG GmbH, Dichte 1,469 g cm-3, 151,3 g Al3+ L-1) und Kalkmilch (Ca(OH)2 der Rüdersdorfer Zement GmbH, in der Mischstation vor Ort zu 30 % suspendiert in Seewasser) eingesetzt.

2.2.2 Depotstoffe

↓17

Es wurden zwei Typen von Depotstoffen untersucht: Depot-Fe und Depot-Al/Fe. Die nitratbindende Matrix beider Typen ist ein Fe(III)-hydroxidsol, das aus einer sauren wässrigen Lösung von Fe(NO3)3 .9H2O durch stufenweise Zugabe einer in Wasser suspendierten Laugenmischung (KOH, Ca(OH)2) bis zum Erreichen von pH 8 bei Anwesenheit von H2O2 synthetisiert wird (Panning et al. 2001). Die chemische Bildung des Eisen(III)-hydroxidsols mit ausgeprägten aktiven Oberflächeneigenschaften tritt als Folge von Kondensationsreaktionen auf, die nach folgendem Schema beschrieben werden können:

Diese Kondensationserscheinungen, bei denen Oxo- und Hydroxo-verbrückte Aggregate entstehen, sind für Aquaeisenkomplexe typisch: Die Kondensation führt über Kolloide schließlich zu schwerlöslichen Eisenoxid-Hydraten, Eisenhydroxiden der Zusammensetzung FeOOH (Goethit) bis 5Fe2O3 .9H2O (Ferrihydrit).

↓18

Die physikochemischen Eigenschaften von Eisenhydroxiden als thermodynamische Senke für simultan vorliegende ionogene Stoffe wurden intensiv untersucht (Dzombak & Morel 1990). Für das Verständnis und die Modellierung der Sorptionsmechanismen bietet die Oberflächenkomplexierungstheorie eine adäquate Grundlage. Als Basisgrößen dieser Theorie werden vor allem die spezifische Oberfläche sowie die Oberflächenladung des Feststoffes benötigt. Die Oberflächenladung ist bei Eisenhydroxiden variabel, denn die Hydroxylgruppen an der Oberfläche wirken in Abhängigkeit vom pH-Wert als Säure- oder als Basegruppe, so dass bei niedrigem pH-Wert durch Anlagerung von Protonen positive, bei hohem pH-Wert durch Dissoziation von Protonen negative Oberflächenladungen entstehen. Ein grundlegender Parameter zur Charakterisierung der Oberflächeneigenschaften ist daher der Ladungsnullpunkt (isoelektrischer Punkt), der bei reinem Eisenhydroxid zwischen pH 7,9 und 8,1 liegt. Sinkt der pH-Wert unter 8, steigt die Anzahl der positiven Ladungsplätze an. Im Hinblick auf den Depotstoff Depot-Fe wird damit die starke Anreicherung der Fe-Oxyhydratmatrix mit negativ geladenen Nitrationen erklärlich, da die chemische Synthese stufenweise einen pH-Bereich von 2 – 8 durchläuft (Kretschmer, pers. Mitteilung).

Die entstandene Suspension hat ein Masseverhältnis NO3 - : Fe3+ : Ca2+ von 1:1,3:0,7. Beim Depotstoff Depot-Al/Fe kommt in Analogie eine Mischung von Eisen(III)- und Aluminiumnitrat im Verhältnis 1:2 (mg Fe: mg Al) zum Einsatz, wobei als Obergrenze 80 % des Fe durch Al ersetzt werden können.

2.3 Experimente

2.3.1  Ganzseeexperiment am Tiefwarensee

Die Fällmittelzugabe am Tiefwarensee begann im Juli 2001 und erfolgte mit Hilfe einer an der tiefsten Stelle des Sees installierten Tiefenwasserbelüftungsanlage (Tibean) direkt ins Hypolimnion (Gonsiorczyk et al. 2003, Koschel et al. 2005b). Die Austrittsöffnung befand sich in einer Tiefe von 11 m. Die Fällmittel wurden mit einem Transportponton chargenweise vom Ufer zur Anlage gefahren. Über die Kopplung des Fällmittel-Austrittsventils mit einer pH-Sonde wurde die Fällmitteldosierung so gesteuert, dass im Mischtopf der Tibean keine pH-Werte > 11 auftraten. Die durchschnittliche Zugabegeschwindigkeit lag bei 300 L h-1.

↓19

Die Applikation wurde während der Sommerstagnation in mehreren Zyklen durchgeführt. Auf 2 Wochen Fällmittelzugabe folgten jeweils 2 Wochen Belüftung (Anlagenbetrieb ohne Fällmittelzugabe). Ziel der Belüftung war eine möglichst gleichmäßige Verteilung der Fällmittel im Hypolimnion sowie ein verzögertes Auftreten anoxischer Bedingungen im Tiefenwasser. Der Zyklus wurde mit einer 2wöchigen Sedimentationsphase ohne Anlagenbetrieb abgeschlossen (Tab. 2-3).

Tab. 2-3: Betriebszeiten der Tibean und Menge der eingebrachten Chemikalien. Bezug für die Mengenangaben in g m-2 ist die Sedimentfläche unterhalb von 10 bzw. 12 m.

Datum

Betrieb

zugegebene Mengen

HTFIX [t]

g Al 3+ m -2

Ca(OH) 2 [t]

g Ca 2+ m -2

2001

17.07.-28.07.

Zugabe

114

19-26

28.07.-13.08.

Belüftung

27.08.-18.09.

Zugabe

45

40-54

18.09.-06.10.

Belüftung

2002

21.05.-24.05.

Belüftung

24.05.-09.06.

Zugabe

122,46

21-28

09.06.-23.06.

Belüftung

05.07.-08.07.

Belüftung

08.07.-27.07.

Zugabe

43,5

39-52

27.07.-09.08.

Belüftung

23.08.-26.08.

Belüftung

26.08.-19.09.

Zugabe

115,48

19-26

19.09.-10.10.

Belüftung

2003

29.05.-03.06.

Belüftung

03.06.-20.06.

Zugabe

118,22

20-27

20.06.-04.07.

Belüftung

18.07.-21.07.

Belüftung

21.07.-14.08.

Zugabe

42,36

38-51

14.08.-29.08.

Belüftung

16.09.-18.09.

Belüftung

18.09.-07.10.

Zugabe

118,5

20-27

07.10.-19.10.

Belüftung

2004

08.07.-12.07.

Belüftung

12.07.-27.07.

Zugabe

114,18

19-26

27.07.-09.08.

Belüftung

21.08.-23.08.

Belüftung

23.08.-10.09.

Zugabe

42,96

38-52

10.09.-17.09.

Belüftung

2005

27.05.-01.06.

Belüftung

01.06.-16.06.

Zugabe

111,36

19-25

16.06.-22.06.

Belüftung

Zugabemengen insgesamt

814,2

137-186

173,82

154-209

Die Mengenangaben für die Aluminat-Zugabe im Jahr 2004 sind aufgrund von Unregelmäßigkeiten bei der Applikation nicht gesichert.

↓20

Die Probenahmestelle P1 befindet sich 50 m in nördlicher Richtung von der Tibean entfernt im tiefsten Becken des Sees (Tiefe ca. 23 m). Ein weiterer Probepunkt P2 liegt 200 m nördlich davon bei einer Wassertiefe von 20 m (Abb. 2-1).

Die Voruntersuchungen in den Jahren 1998 und 1999 wurden am Punkt P1 monatlich im Wasser und vierteljährlich im Sediment vorgenommen. Seit Beginn der Restaurierung 2001 wurde das Wasser des Sees am Punkt P1 monatlich und während der Sommerstagnationsperioden jeweils 14tägig beprobt. Um die Einmischung der Fällmittel zu verfolgen, wurden zusätzlich am Punkt P2 im Sommer parallel Sondenmessungen durchgeführt sowie monatlich wasserchemische Parameter analysiert. Sedimentuntersuchungen fanden an P1 in zeitlichem Zusammenhang mit der Fällmittelzugabe seit 2001 mindestens 3mal jährlich, seit 2003 zusätzlich am Punkt P2 statt. In den Jahren 2001 und 2002 wurde jeweils am Ende der Sommerstagnation die horizontale Variabilität von Sedimentprofilen an 7 Messpunkten in unterschiedlichen Wassertiefen aufgenommen.

2.3.2 Laborversuche mit Depotstoffen

Bei einem Versuch an ungestörten Sedimentkernen des Globsowsees wurde vom 12.06. bis 16.07.2001 die Zugabe von Depotstoffen im Vergleich sowohl zur Einzeldosierung der Inhaltstoffe als auch zu Kontrollen untersucht. Mit einem Jenkins- Sampler wurden Sedimentkerne (Ø 5 cm) gestochen. Von 8 Sedimentkernen wurden jeweils zwei mit Depot-Fe, Depot-Al/Fe bzw. mit den Einzelkomponenten der Suspension (d.h. Fe(NO3)3·9H2O-Lösung und Ca(OH)2-Suspension ohne stufenweise Synthese) in einer Dosis von 50 g N m-2 versetzt, zwei dienten als Kontrolle. Es folgte eine 5wöchige Inkubation aller Kerne bei Standorttemperatur (13 °C) und unter Lichtausschluss. SRP, NO3 -, NH4 +, SO4 2- und CH4 wurden im überstehenden Wasser als Startwerte vor der Fällmitteladdition sowie wöchentlich nach der Behandlung gemessen. Um eine Gradientenbildung innerhalb der Wassersäulen zu verhindern, wurde das überstehende Wasser jeweils unmittelbar vor der Probenahme durch vorsichtiges Umrühren mit einem Glasstab homogenisiert.

↓21

Der Einfluss der Nitratbehandlung auf die Methanbildung konnte in einem dreimonatigen Test (19.02. – 16.07.2002) nachgewiesen werden: Gasdicht verschließbare Flaschen wurden jeweils mit 40 mL Feuchtsediment vom Globsowsee (0-20 cm) und 57 mL entgastem und sterilisiertem Standortwasser befüllt, so dass ein Gasvolumen von 40 mL verblieb. Dabei wurde das Wasser teilweise mit verschiedenen Mengen Depot-Al/Fe (50 bzw. 25 g N m-2, hier entsprechend 1,25 bzw. 0,6 mg N mL-1 Feuchtsediment) sowie in weiteren Versuchsansätzen (einschließlich der Kontrollen) zusätzlich mit Glukose (0,02 mM) versetzt. Alle Ansätze wurden dreifach ausgefertigt und inkubiert. Die Methanbildungsrate wurde als Anstieg der CH4-Konzentration im Gasraum mehrfach während der Inkubationszeit gemessen.

Ein weiterer Standversuch mit ungestörten Sedimentkernen des Globsowsees fand vom 19.02. - 11.03.2002 statt und diente vor allem der Aufklärung des Einflusses von Depotstoff auf O2-Zehrung und Redoxpotenzial: Von 6 Sedimentkernen aus dem Globsowsee wurden je 2 mit 2,5 bzw. mit 12,7 g N/m² Depot-Al/Fe- Suspension versetzt. Bis zum vollständigen Verbrauch von O2 erfolgten stündliche Messungen von O2 und Redoxpotenzial, später in größeren Abständen. Zusätzlich wurden an vier Terminen (19.02., 22.02., 01.03. und 11.03 02) SRP, NO3 -, NH4 +, SO4 2- und CH4 im überstehenden Wasser analysiert.

2.3.3 Enclosureexperiment

Die Enclosure-Anlage war im Dagowsee an einer Stelle mit 8 m Tiefe installiert. Sie bestand aus vier Becken von jeweils 10 m Durchmesser, die zum Sediment hin offen waren, deren Wände jedoch in den Seegrund eingelassen waren, so dass jeweils eine 8 m lange Wassersäule von 10 m Durchmesser separiert war (Dittrich et al. 1997).

↓22

Am 21.06.2002 wurde nach Einstellung der sommerlichen Temperaturschichtung in zwei Enclosure-Becken vor Ort angesetzte Depot-Fe-Suspension mit Hilfe eines Fallrohres gleichmäßig auf der Wasseroberfläche verteilt (50 g N m-2), die beiden anderen Becken blieben als Kontrollen unbehandelt. Während der Sommerstagnation 2002 erfolgten monatliche Beprobungen der Sedimente (NO3 -, SRP, NH4 +, SO4 2-,Fe2+/Fe3+ im Porenwasser, CH4 und Phosphataseaktivität im Feuchtsediment, sowie Zusammensetzung der Trockensubstanz). Eine weitere Probenahme fand zu Beginn der Sommerstagnation 2003, also 1 Jahr nach der Behandlung statt. Pro Enclosure-Becken wurden mit einem Uwitec©-Sampler jeweils 3 Sedimentkerne entnommen, vor Ort in 2-cm-Abschnitte geschnitten und kühl und dunkel (Standortverhältnisse) ins Labor transportiert. Mit Hilfe von Sedimentfallen (2 Säulen von 40 cm Länge und 29 cm2 Fläche je Enclosure) wurden während der Fällung (21.06.-02.07.02) die Sedimentationsraten gemessen.

2.4 Analytische Methoden

2.4.1  Analysemethoden zur Wasseruntersuchung

Leitfähigkeit, pH-Wert und O2-Konzentration im Wasser wurden jeweils vor Ort mittels Sonden der Fa. WTW (Weilheim, Deutschland) gemessen. Die Sichttiefe wurde mit einer Secchi-Scheibe (∅ 28 cm) ermittelt. Die Entnahme der Wasserproben aus unterschiedlichen Tiefen erfolgte mit einem Fallschöpfer nach Friedinger (Fa. Limnos, Lohmar, Deutschland). In Tab. 2-4 sind die angewandten Methoden zur chemischen Analyse der Wasserinhaltsstoffe zusammengestellt.

Tab. 2-4: Angewandte chemische Analysemethoden zur Wasseruntersuchung

Parameter

Methode

Gerät

Alkalinität

Titration mit 0,1 N HCl

Titriprocessor 686, Metrohm, Schweiz

CaCO 3

Infrarotgasanalyse

Infralyt 1211, Junkalor Saxon, Deutschland

SO 4 2-

ionenchromatographisch

DX-100 mit Leit-fähigkeitsdetektor, Dionex, USA

PO 4 3-

Photometrische Bestimmung

als Phosphormolybdänblau (695 nm) nach Reduktion mit SnCl2

FIA Star 5010, Foss Tecator, Schweden

NO 2 - /NO 3 -

Reduktion von NO3 - mit Cd, Diazotierung mit Sulfanilamid und Kupplung mit N-(1-Naphthyl)-ethylendiamin (540 nm)

NH 4 +

NH3-Abtrennung durch Gas-Diffusions-Membran, Nachweis über Indikator (590 nm)

Ca 2+

Komplexbildung mit Cresolphthalein (540 nm)

Al 3+

Photometrische Bestimmung

Komplexbildung mit PCV (590 nm, siehe auch Kap. 3.1.2)

FIA compact, MLE Dresden, Deutschland

TP

Aufschluss mit K2S2O8 im Autoklaven (134 °C, 30 min), dann analog PO4 3-

TN

Aufschluss mit Oxisolv im Autoklaven (120 °C, 45 min), dann analog NO2 -

2.4.2 Methoden zur chemischen Sedimentanalyse

↓23

Je Probenahme und Untersuchungspunkt wurden mit einem Sedimentstecher 2-3 Sedimentkerne gestochen, kühl und dunkel (Standortverhältnisse) ins Labor transportiert, in Zentimeter-Schichten geschnitten und schichtweise homogenisiert. Je Teilprobe wurde Feuchtsediment für die Ermittlung der CH4-Konzentration (2 x 2 mL) mit NaOH-Lösung (2,5 %) fixiert und für die Messung der CH4–Bildungsrate (3 x 4 mL) (Casper 1992) bzw. der Phosphatase-Aktivität (4 x 0,5 mL) bei Standorttemperatur temperiert. Zweimal 1,5 g Feuchtsediment wurde zur Bestimmung der P-Bindungsformen eingewogen und der Rest für Porenwassergewinnung und Ermittlung des Wassergehalts und der Anteile an organischer Substanz bzw. Carbonat aufgeteilt.

Das Interstitialwasser wurde durch Zentrifugieren (5 min; 13000 g; 4 °C) des Feuchtsediments und anschließendes Filtrieren (CN-Filter, 0,45 µm) des Überstands gewonnen.

Die Konzentrationen von SRP wurden gemäß der Phosphor-Molybdänblau-Methode nach Murphy & Riley (1962) photometrisch an einem Photometer Nanocolor® 300 D (Macherey & Nagel, Deutschland) analysiert. Die Kalkulation der P-Diffusionsraten erfolgte analog zu Gonsiorczyk et al. (1997) anhand der SRP-Gradienten an der Sedimentoberfläche nach dem 1. Fick’schen Gesetz:

↓24

(Gleichung 2-1)

Diffusionsrate [mg m-2 d-1]

linearer Konzentrationsgradient [mg m-4]

Porosität [m3 Porenwasser m-3 Feuchtsediment]

Diffusionskoeffizient für H2PO4 -, der unter den gegebenen pH-Verhältnissen dominierenden P-Spezies, [m2 d-1], temperaturabhängig interpoliert nach Daten von Li & Gregory (1974).

Die Konzentrationen von SO4 2- und NO3 - im Porenwasser wurdenanalog zu den Analysen der Wasserproben (Tab. 2-4) bestimmt. Die NH4 +-Konzentrationen wurden ionenchromatographisch (DX-100, Leitfähigkeitsdetektor, Dionex, USA) und die CH4-Konzentrationen am Gaschromatographen (GC-14A, Flammenionisationsdetektor, Shimadzu, Japan) ermittelt. Fe2+ wurde photometrisch als Phenanthrolin-Komplex (DIN 38406) am Photometer Spekol 221 (Carl Zeiss Jena, DDR) nachgewiesen, Fe3+ analog nach Reduktion mit Ascorbinsäure. Die O2-Konzentrationen im Wasser über den Sedimentkernen wurden mit der Messsonde Oxi 320 der Firma WTW (Weilhaim, Deutschland), pH-Wert und Redoxpotenzial an einem Digital-pH/mV/Thermo-Meter DAM-1 der Toepffer Lab Systems (Göppingen, Deutschland) mittels Mikro-pH-Elektrode PH-1M bzw. Mikro-Redoxelektrode RED-1M gemessen.

Die Trockenmasse (TM) wurde durch Trocknen des Feuchtsediments bei 105 °C ermittelt (DIN 38 414 S2). Der Gehalt an organischen Bestandteilen ergab sich unter Bezug auf die Trockenmasse aus dem Glühverlust nach zweistündigem Glühen bei 550 °C (DIN 38 414 S3) und der Anteil an CaCO3 aus dem Glühverlust bei 900 °C (2 h, Mothes 1980).

↓25

Der TP-Gehalt wurde nach Aufschluß des bei 550 °C geglühten Sediments (ca. 5 mg) mit 20 ml K2S2O8-Lösung (50 g L-1) im Autoklaven (Varioklav Typ 400 H+P Labortechnik GmbH Oberschleißheim, Deutschland, 30 min, 134 °C) als SRP ermittelt.

Zur Aufklärung der P-Bindungsformen im Sediment wurde das Fraktionierungsverfahren nach Psenner et al. (1984), modifiziert nach Hupfer et al. (1995) angewendet. Dabei wird das Frischsediment einer stufenweisen Extraktion unterworfen. In Tab. 2-5sind Extraktionsmittel und –zeiten sowie die jeweils erwarteten P-Bindungsformen aufgelistet. Die Bestimmung von TP in den Extrakten erfolgte nach Aufschluß mit K2S2O8. Der nichtreaktive Phosphor (NRP) wurde nur in der NaOH-Fraktion (NaOH-NRP) als Differenz aus TP und molybdatreaktivem Phosphor (SRP) ermittelt.

Tab. 2-5: Extraktionsverfahren nach Psenner et al. (1984), modifiziert nach Hupfer et al. (1995)

Fraktion

Extraktionsmittel / Zeit

P-Bindungsform

NH 4 Cl-TP

1 M NH4Cl / 0.5 h

Im Porenwasser gelöste und labil adsorbierte Phosphate, sofort verfügbarer P

BD-TP

0.11 M Na2S2O4/NaHCO3 / 0.5 h (40 °C)

Reduktiv lösliche Phosphate, hauptsächlich an Fe und Mn gebunden

NaOH-SRP

1 M NaOH / 16 h

Basenlösliche Phosphate, vorrangig an Metalloxide (Al, Fe) gebunden

NaOH-NRP

Organisch gebundener P (in Mikroorganismen und Detritus, Poly-P, huminstoffgebunden)

HCl-TP

0.5 M HCl / 16 h

Säurelösliche Phosphate (Carbonate, Apatit)

Rest-P

Refraktärer organischer Phosphor

↓26

Mit den im Laufe der Restaurierung zunehmenden Al-Gehalten in den Sedimentproben vom Tiefwarensee gab es Probleme bei der P-Bestimmung in den NaOH-Extrakten: Bei dem für die P-Bestimmung erforderlichen Ansäuern mit HNO3 bildete sich ein Niederschlag von Al(OH)3. Wurde die Säure stufenweise zugesetzt, so fiel ab pH 7 Al(OH)3 als flockiger weißer Niederschlag, der viel P bindet und sich auch bei weiterer Säurezugabe nicht wieder auflöste. Scheinbar erfolgte durch Anlagerung von Huminsäuren (gelbliche Verfärbung des Niederschlags) eine Stabilisierung des Präzipitats. Wurde die zum Überschreiten des Neutralpunktes erforderliche Säuremenge im Ganzen zugegeben, so löste sich der Al(OH)3-Schleier rasch wieder auf. Huminsäuren fallen im Sauren langsamer aus und binden nur eine vernachlässigbar geringe Menge P (bräunliche Schlieren nach ca. 10 min). Deshalb war es wichtig, die Säurezugabe im NaOH-Extrakt sehr zügig durchzuführen und die homogenen Proben sofort für die SRP-Messung und den Aufschluss abzufüllen.

2.4.3 Enzymaktivitäten

Die Aktivität des Exoenzyms Phosphatase im Sediment wurde über das durch P-Abspaltung aus dem Modellsubstrat 4-Methylumbelliferylphosphat-diNatriumsalz (MUF-P) hydrolysierte 4-Methylumbelliferon (MUF) detektiert, welches bei 450 nm fluoresziert (Anregungswellenlänge: 365 nm) (Hoppe 1993, Marxsen et al. 1998). Die MUF-Freisetzungsraten ergaben nach Zugabe unterschiedlicher Mengen MUF-P (50, 200, 500 und 750 µmol) zu jeweils 0,5 mL Feuchtsediment, das in 4 mL filtriertem und sterilisiertem Standortwasser suspendiert wurde (15 min Inkubation, Fixierung mit Ammonium-Glycin-Puffer und 3 min kochendem Wasserbad, 4 Parallelen je Probe und Versuchskonzentration), charakteristische Sättigungskurven. Aus diesen konnten mit Origin® Version 6.1 die maximale Sättigungsrate Vmax sowie die Michaelis-Menten-Konstante Km errechnet werden. Km ist die Restkonzentration an Substrat bei halbmaximaler Wachstumsrate und gilt als Maß für die Substrataffinität. Je kleiner Km, umso höher ist die Substrataffinität

2.5 Toxizität und Analyse von Aluminium

2.5.1  Aluminium-Toxizität

Al ist mit 82 g kg-1 (entprechend 8 %) nach O (474 g kg-1; 46 %) und Si (282 g kg-1; 26 %) das dritthäufigste Element und das am weitesten verbreitete Metall in der Lithosphäre (Atwood & Yearwood 2000). Es kommt in der Natur ausschließlich oxidisch gebunden als Feldspat (M[AlSi3O8]) und Glimmer (M5[AlSi3O10]) sowie in deren Verwitterungsprodukten, den Tonen (z.B. Kaolinit Al2[Si2O5](OH)4), vor. Bekannt sind weiterhin Korund (Al2O3), Edelsteine (durch Verunreinigungen anderer Oxide gefärbte Al2O3-Kristalle) oder der technisch bedeutsame Bauxit (AlO(OH)) (Holleman-Wiberg 1976).

↓27

Trotz seiner großen natürlichen Verbreitung hat Al keine bekannte essentielle biologische Funktion. Die toxische Wirkung von Al auf Fische wurde jedoch bereits 1915 von Thomas (zitiert in Burrows 1977) beschrieben. Für den Menschen scheint die gesundheitliche Bedeutung von Al auf Spezialfälle beschränkt, nämlich wenn Al direkt in die Blutbahn eingebracht wird: So verursachte die Verwendung Al-kontaminierter Dialyselösungen die schwere Hirnerkrankung Dialyseenzephalopathie. Ein weiteres, rein klinisches Problem stellt die Verabreichung Al-kontaminierter Infusionslösungen dar, die zu Osteomalazie und Leberschädigungen bei den betroffenen Patienten führte. Ein Anfang der 90er Jahre stark diskutierter und umstrittener Zusammenhang zwischen Al-Gehalten des Trinkwassers und dem Auftreten der Alzheimer-Krankheit ist nicht bewiesen worden (Übersichten bei Wilhelm & Dieter 1991, Berend et al. 2003).

Die meisten Toxizitätsstudien an Pflanzen und Wasserorganismen sind unter dem Blickwinkel der Versauerungsproblematik angefertigt worden. Erhöhte Emissionen von Schwefel- und Stickstoffverbindungen hauptsächlich aus Verkehr und Energiewirtschaft führen seit den 1950er Jahren zu einer Versauerung von Luft, Gewässern und Böden. Anhaltende Säureeinträge erschöpften teilweise die Pufferkapazitäten der natürlichen Systeme und führten zu pH-Erniedrigung und zur Erosion von Mineralien. In diesem Zusammenhang wurden toxische Wirkungen von freigesetztem Al3+ auf Pflanzenwurzeln (als Ursache für Waldsterben) und Wasserorganismen beschrieben (Dobbs et al. 1989, Havas & Rosseland 1995). Die Ergebnisse dieser Studien sind sehr vielfältig und nicht ohne weiteres auf die Seenrestaurierung zu übertragen. Häufig wurden sie in Weichwasserseen oder –flüssen mit geringem Säurebindungsvermögen durchgeführt.

Um eine Vergleichbarkeit zu ermöglichen, muss geklärt werden:

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Wood (1995) bewies, dass Al Bodenbakterien schädigt, indem es deren Nährstoffaufnahme, z.B. von P, behindert. Außerdem bindet Al an die DNA, was schließlich zum Vitalitätsverlust der betroffenen Zellen führt.

In aquatischen Systemen wurden Algen und Zooplankton untersucht; die schwersten Schäden erlitten jedoch Fische, und anhand von Fischvergiftungen wurden die Toxizitätsprozesse am ausführlichsten diskutiert. Als Testkriterien wurden Wachstum, Verhalten, Bruterfolg oder Al-Einlagerungen in Geweben bewertet. Die Sensitivität der Fische gegenüber Al variierte mit deren Lebensalter und Größe und mit der chemischen Zusammensetzung des Gewässers. Am häufigsten wurden die Kiemen geschädigt und dadurch die Atmung und Osmoseprozesse beeinträchtigt (Ingersoll et al. 1990, Buckler et al. 1995, VanSickle et al. 1996, Berntssen et al. 1997, Exley et al. 1997, Rosseland et al. 2001, Andrén 2003).

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Für die akute Al-Toxizität bei Fischen werden verschiedene Mechanismen diskutiert:

  1. Al(OH)3-Flocken verkleben die Kiemenoberfläche mechanisch, beeinträchtigen so den Gasaustausch und können zum Ersticken führen (Baker & Schofield 1982).
  2. Exley et al. (1991) beschreiben die Schädigungen in einem zweistufigen Mechanismus, bei dem sich zuerst die positiv geladenen hydratisierten Al(H2O)6 3+-Ionen ionogen an der negativ geladenen Kiemenoberfläche anlagern. Dadurch büßt das Kiemenepithel seine Funktion als Ionenschranke ein. Die daraus resultierenden Störungen im osmotischen Ionenaustausch forcieren Nekrosen, Verschorfungen und Absterben der Kiemenzellen.
  3. Die negativ geladene Kiemenoberfläche stellt den Kern für eine Al-Polymerisation dar, d. h. die Kiemen werden durch die wachsenden Polymere verstopft. Dadurch werden der Wasseraustausch an den Kiemen behindert und die Diffusion von Gasen und Ionen erschwert, was zur Hypoxie führt. Dieser Mechanismus wird vorwiegend unter Bedingungen ablaufen, die die Al-Polymerisation begünstigen, also bei pH-Werten zwischen 5 und 6, vor allem bei einem raschen Anstieg des pH in diesem Bereich, wie er beispielsweise beim Einströmen eines sauren Zuflusses in ein anderes Gewässer auftritt (Poléo 1995).
  4. Im Gegensatz zu 3. trat in einer anderen Studie die stärkste Al-Toxizität bei einem pH von 6,5 auf. Es wird angenommen, dass kleine ungeladene Al(OH)3-Polymere in die Schleimschicht auf den Kiemen eindringen und sich mit den darin enthaltenen Proteinen und Kohlehydraten über Oxo- und Hydroxo-Brücken verbinden. Dadurch verändern sie das Fließ- und Diffusionsverhalten des Schleims und können Atmung und Ionenaustausch beeinträchtigen, bis zum Ersticken. Entscheidend für diesen Mechanismus ist also nicht die Menge des auf der Kiemenoberfläche abgelagerten Al, sondern seine Bindungsstärke (Exley et al. 1996).

Maßgebend für die Giftwirkung eines Stoffes ist seine Bioverfügbarkeit, d.h. die Menge, die tatsächlich in den Organismus aufgenommen und für diesen verfügbar gemacht werden kann. Aus den dargestellten Toxizitätsmechanismen wird deutlich, dass vor allem die monomeren Al-Spezies bioverfügbar sind. Folglich haben Komplexbildner wie organische Verbindungen (Citrate, Humin- und Fulvinsäuren), F- oder Si(OH)4 eine mildernde Wirkung auf die Al-Toxizität, da sie die kleinen Ionen maskieren, also in weniger bioverfügbare Verbindungen überführen (Dobbs et al. 1989, Kroglund et al. 2001, Exley et al. 2002).

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Großen Einfluss auf die Al-Toxizität hat der pH-Wert. Das Al3+-Ion unterliegt im Wasser einer fortschreitenden Hydrolyse (Gleichgewichtskonstanten aus Pearson et al. 1992):

Die Konzentrationen der dabei gebildeten Al-Spezies können als Funktion des pH dargestellt werden (Abb. 2-3).

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Durch die logarithmische Darstellung kann die pH-Abhängigkeit der Konzentrationen der gelösten Al-Spezies als Gerade sichtbar gemacht werden. Um die Vorstellung der Größenordnung zu erleichtern, wurden zwei Konzentrationen in der in der Wasseranalytik üblichen Einheit mg L-1 eingetragen. Es wird deutlich, dass in dem für kalkreiche Oberflächengewässer relevanten pH-Bereich zwischen 6 und 8 keine positiv geladenen Hydroxide auftreten. Zwischen pH 5 und 6, dem für Weichwässer typischen pH-Bereich, haben die gelösten Spezies ein Konzentrationsminimum, es liegt also hauptsächlich festes Al(OH)3 vor (vergleiche 3. Toxizitätsmechanismus). Bei Unterschreitung von pH 5 treten die monomeren positiv geladenen Al-Hydroxo-Spezies in messbaren Konzentrationen (> 0,01 mg L-1) auf, bei Überschreitung von pH 9 Aluminat.

Abb. 2-3: Löslichkeit von Al3+ als Funktion des pH im Gleichgewicht mit Al(OH)3(s), Löslichkeitsprodukt von Al(OH)3 KS=10-33,9 (modifiziert nach Sigg & Stumm 1989).

Bei Toxizitätsbetrachtungen im Zusammenhang mit der Seenrestaurierung sind zudem sowohl der Ort der Fällmittelapplikation als auch die Kinetik der Flockenbildung von entscheidender Bedeutung. So können Fische nicht gefährdet werden, wenn die Applikation in Bereiche erfolgt, die z.B. aufgrund von O2-Mangel ohnehin nicht als Fischhabitat geeignet sind.

2.5.2 Analytik und Speziierung von Aluminium

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Die quantitative Analyse von Gesamt-Al wird üblicherweise mit der Atomabsorptionsspektrometrie (AAS) durchgeführt, bei Anwendung der Graphitrohrtechnik (GF-AAS) liegt die Nachweisgrenze bei 1 µg L-1. Andere Nachweisverfahren sind die Ionenchromatographie (IC), emissionsspektroskopisch mittels ICP (Inductively Coupled Plasma) oder spektrophotometrisch nach vorherigem Aufschluss.

Um eine Information über das bioverfügbare, also toxisch relevante Al zu erhalten, ist die Bestimmung von Gesamt-Al jedoch nicht aussagekräftig. Vielmehr ist es erforderlich, einzelne Spezies zu unterscheiden und zu quantifizieren. Dazu können zweierlei Wege beschritten werden: Erstens die thermodynamische Modellierung und zweitens die Anwendung analytischer Trennverfahren (Tab. 2-6).

Tab. 2-6: Speziierungs-Techniken für Aluminium (nach Clarke et al. 1996)

Thermodynamische Modellierung

Analytische Trennverfahren

Grafische Methoden

Ionenaustausch: Trennung anorganische/organische (negativ geladene) Verbindungen

Computersimulation

Kinetische Diskriminierung: Komplexbildung mit Oxin, PCV, Ferron, CAS oder Aluminon nach Reaktion labiler Spezies gestoppt

FISE (fluoride ion-selective electrode): Al ist einziges Metallion, das signifikante F- -Fraktion bindet

IC (ionenchromatografisch): außersphärische Komplexe dissoziieren in Säule, innersphärische nicht; in natürlichen Wässern nicht getestet

Nach Ionengröße: Filtration, Ultrafiltration, Zentrifugation, Dialyse

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Schon sehr früh wurden grafische Methoden und später Computersimulationen genutzt, um über thermodynamische Gleichgewichtskonstanten Aussagen zu Al-Spezies zu treffen (z.B. Hem 1968, Bi et al. 1997, Sullivan & Cosby 1998). Bei deren praktischer Anwendung gibt es aber eine Reihe von Problemen. Die Komplexizität der Al-Chemie erfordert eine große Zahl von Eingangsvariablen. Außerdem sind natürliche Systeme offen, befinden sich also nicht im stationären Gleichgewicht. Exley et al. (1996) wiesen in einem solchen nichtstationären Fall toxische Wirkungen auf Fische nach, die in den thermodynamisch errechneten theoretischen Konzentrationsbereichen nicht zu erwarten waren.

Die analytischen Trennverfahren liefern operationell definierte Fraktionen, also Fraktionen, die sich hinsichtlich ihrer chemischen Reaktion auf eine bestimmte Behandlung gleichen, jedoch nicht unbedingt in ihrer chemischen Zusammensetzung. Die am häufigsten angewandte Fraktionierung von Driscoll (1984) separiert „acid reactive Al“ mit einem sauren Aufschluss bei pH 1, „monomeric Al“ nach Extraktion mit 8-Hydroxychinolin und „non-labile monomeric Al“ nach Passage eines Kationen-Austauscherharzes. Durch Differenzbildung ergeben sich außerdem die Fraktionen „labile monomeric“ und „acid soluble Al“.

Zur Ermittlung der bioverfügbaren Fraktion sollte das Separierungsverfahren genauestmöglich den Anlagerungsmechanismus an den betroffenen Organismus simulieren. Dem kommen die Verfahren der kinetischen Diskriminierung am nächsten. Diese Verfahren bieten zudem über die photometrische Bestimmung der gebildeten Komplexe den Vorteil einer Direktbestimmung, bei der die ebenso störanfälligen wie zeit- und kostenaufwendigen Aufschlussverfahren eingespart werden können. Neuere Arbeiten z. B. von Hawke & Powell (1994) und Pyrzyńska et al. (2000) bestätigen die Eignung photometrischer Methoden für die analytische Bestimmung der am stärksten toxisch wirkenden monomeren Al-Spezies. Besonders bewährt haben sich FIA-Systeme (flow injection analyzer), bei denen sich exakte Reaktionszeiten mit hoher Reproduzierbarkeit einstellen lassen. Dobbs et al. (1989) kombinierten Studien zur analytischen Al-Speziierung mit Toxizitätstests an Photobacterium phosphoreum und mit einem Fisch-Stress-Monitor, der Ventilationsfrequenzen aufzeichnet. Beide Experimente zeigten eine Abhängigkeit der Toxizität von der Speziierung. Die nach kinetisch kontrollierter Reaktion mit Pyrocatecholviolett (PCV) photometrisch bestimmte Konzentration an freiem Al stand in guter Übereinstimmung mit der beobachteten Al-Toxizität. Nach Komplexierung des Al mit F-, Zitronen- oder Fulvinsäure wurden geringere Konzentrationswerte gemessen, und die toxische Wirkung war geringer.

2.5.3 Photometrische Al-Bestimmung mit PCV

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Die Idee der Al-Speziierung mittels kinetischer Diskriminierung impliziert, dass bei hinreichend kurz gewählter Reaktionszeit nur die „labilen“ Al-Spezies zur Komplexbildungsreaktion kommen. Die Einhaltung solch kurzer Reaktionszeiten stellt bei nichtautomatisierten Meßverfahren ein erhebliches Problem hinsichtlich der Reproduzierbarkeit dar, das mit Hilfe kontinuierlich arbeitender Systeme wie beispielsweise FIA überwunden werden kann.

Zur photometrischen Al-Bestimmung wurden verschiedene Komplexbildner verwendet: Oxin und sein Derivat Ferron, Pyrocatecholviolett (PCV), Chromazurol S (CAS) oder Aluminon. Die stärksten Komplexe bildet mit Al das PCV, welches deshalb am besten geeignet ist, um freies oder labil gebundenes Al zu ermitteln. Die PCV-Methode ist in Schweden und den USA eine Standardmethode, eine DIN-Vorschrift ist in Vorbereitung. Bei allen FIA-Verfahren wurde Hexamethylentetramin als Puffer eingesetzt, als Carrier diente entweder 0,04 M H2SO4 oder 0,1 M HCl (Seip et al. 1984, Røgeberg & Henriksen 1985, Røyset 1985, 1986, Fairman et al. 1994, Hawke & Powell 1994, Pyrzyńska et al. 2000).

Die Komplexbildung zwischen PCV und Al ist eine stark pH-abhängige Reaktion, deren pH-Optimum in dem engen Bereich zwischen 6,05 und 6,15 liegt. Ist der pH-Wert höher, so wirkt PCV als pH-Indikator, täuscht also eine höhere Al-Konzentration vor. Bei geringeren pH-Werten verläuft die Komplexbildung unvollständig, und es ergeben sich scheinbar niedrigere Al-Werte. Das bisher verwendete Puffersystem Hexamethylentetramin hat einen pKa-Wert von 5,1 und liegt damit relativ weit entfernt vom geforderten pH-Wert 6,1. Bei eigenen Messungen stellte sich heraus, dass selbst sehr kleine Abweichungen von der geforderten Azidität pH 1 der Proben (Schwankungen zwischen 0,08 und 0,12 M HCl) sehr unterschiedliche Extinktionswerte verursachten. Bedingt durch das im allgemeinen hohe Säurebindungsvermögen der hier untersuchten Seen (Alkalinitäten von 2-3 mval L-1) war die Pufferkapazität des Hexamethylentetramin-Puffers für die Messungen nicht ausreichend. Offensichtlich hatten die bis dato beschriebenen Al-Bestimmungen mit PCV hautpsächlich in Weichwässern, wie sie z.B. für Schweden typisch sind, stattgefunden. Leider sind in den vorliegenden Veröffentlichungen keine Angaben zur Alkalinität der vermessenen Proben zu finden.

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Um die Al-Analyse mit PCV auch in Hartwasserseen anwenden zu können, wurde nach einem stärkeren Puffer gesucht. Es zeigte sich, dass Hydroxylamin mit pKa = 5,95 eine wesentlich günstigere Säurekonstante und damit eine höhere Pufferkapazität als das bisher eingesetzte Hexamethylentetramin hat (MLE 2003, Wauer et al. 2004).

Hydroxylamin war auch vorher schon in den Reagenzien enthalten, um Störungen durch Fe zu unterdrücken: Da Fe3+ bei pH 6 mit PCV ebenfalls einen Farbstoffkomplex bildet und die Al-Bestimmung stören würde, wird das in der Probe enthaltene Fe3+ durch Hydroxylamin zu Fe2+ reduziert und zusammen mit dem evtl. bereits in der Probe vorliegenden Fe2+ als Phenanthrolin-Komplex maskiert.

Die Analysen wurden zunächst an einer FIA-LAB II, später an einer FIA compact (beide MLE Dresden GmbH) durchgeführt. Die Extinktion wurde bei 590 nm an einer Küvette mit 10 mm Schichtdicke bestimmt. Abb. 2-4 zeigt das Fließschema des verwendeten manifolds.

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Abb. 2-4: Fließschema des bei der Al-Bestimmung mit PCV eingesetzten manifolds. W-Abfall; C-Carrier; R1-Reagenz 1 (PCV); R2-Reagenz 2 (Puffer). Alle Chemikalienströme werden über Schlauchpumpen mit den angegebenen Geschwindigkeiten gefördert, in Vorsäulen (M Durchmesser x Länge [mm]) gemischt und im Schlauchreaktor R zur Reaktion gebracht. Das Injektionsventil wird je nach Messbereich mit einer 100-µL- bzw. 400-µL-Probeschleife verbunden.

Folgende Chemikalien wurden eingesetzt:

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Die Wasserproben wurden filtriert (60 µm) und mit 1 mL HCl (10 M) je 100 ml Probeflüssigkeit angesäuert. Die Lagerung erfolgte in 100 mL-Polyethylenflaschen im Kühlschrank.

Für die Messungen wurde der Messbereich zwischen 0,05 und 0,5 mg L-1 (Standards 50, 100, 200 und 500 µg L-1) verwendet. Die Bestimmungsgrenze beträgt 0,01 mg L1. Aus den Standardabweichungen der Kontrollproben ergab sich eine Messunsicherheit von 8 %.

Durch das Ansäuern der Proben erfasst die Methode nicht nur das bei der Probenahme vorliegende Al3+, sondern auch die säurereaktiven, also die gelösten, monomeren, labil gebundenen Al-Spezies (Al(OH)2+, Al(OH)2 +, Al(OH)4 -, gelöste Komplexe mit F-, SO4 2-, Si(OH)4 oder organischen Verbindungen). Das ist für die Überwachung der Konzentration an toxisch relevanten Al-Spezies im Rahmen einer Seenrestaurierung sinnvoll, weil damit zusätzlich zu den in situ vorliegenden auch die potenziell toxischen Spezies (z.B. bei einer plötzlichen pH-Schwankung) quantifiziert werden.


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06.07.2007