Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter Schwermetalle ...

Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter 

Schwermetalle in Sandböden an stark befahrenen 

Außerortsstraßen 

von 

Diplom-Geoökologin Birgit Kocher 

aus Sindelfingen 

von der Fakultät VI der Technischen Universität Berlin 

zur Erlangung des akademischen Grades 

Doktorin der Naturwissenschaften 

- Dr. rer. nat. - 

genehmigte Dissertation 

Promotionsausschuss: 

Vorsitzender: Prof. Dr. Martin Kaupenjohann 

1. Berichter: Prof. Dr. Gerd Wessolek 

2. Berichter Prof. Dr. Manfred Renger 

Tag der mündlichen Prüfung: 12. Mai 2006 

Berlin 2007 

D 83

Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter Schwermetalle in Sandböden an stark befahrenen Außerortsstraßen 

II

Danksagung 


Die vorliegende Arbeit beruht auf dem Schlußbericht zum F+E-Projekt „Verlagerung 

straßenverkehrsbedingter Stoffe mit dem Sickerwasser“, ergänzt um Modellberechnungen, die ich im 

Rahmen meiner Tätigkeit bei der Bundesanstalt für Straßenwesen durchführen konnte. 

Für die Vergabe und Betreuung der Arbeit danke ich Prof. Dr. Gerd Wessolek und Prof. Dr. Manfred 

Renger herzlich. 

Für die finanzielle Unterstützung bedanke ich mich bei der Bundesanstalt für Straßenwesen, 

Bergisch-Gladbach und für konstruktive und praxisbezogene Diskussion den Mitgliedern des 

forschungsbegleitenden Arbeitskreises, insbesondere Dr. agr. Udo Tegethof. 

Besonders möchte ich mich bei allen MitarbeiterInnen des Institues für Ökologie der TU Berlin 

bedanken, die zum Gelingen des Projektes beigetragen haben. Sollte jemand vergessen worden 

sein, so geschah dies nur aus Versehen. 

Anstiftung und Diskussion: Christian Hoffmann 

Geländeuntersuchungen: Michael Facklam, Carsten Gartenschläger, Inka Greusing, Robert Schettler, 

Dörte Diehl, Leif Ikels - und als freiwillige Opfer fast alle Mitarbeiter der beiden Fachgruppen 

Laboranalysen: Kotan Yildiz, Christine Ehrlicher, Nevenka Stefancic, Claudia Kuntz, Anke Schwolow, 

Nadine Kurowski, Jeannette Regnéry, Sven Rannow 

Herstellung und Reparatur zahlloser Saugkerzen und technische Unterstützung: Karl Böttcher 

Einige Zeichnungen und viele Computertipps: Helena Schmieschek 

Datalogger, Klimastation und Eichung: Hartmut Küster 

Beratung in klimatologischen, computer- und modelltechnischen Fragen: Lutz Schlenther und Heiner 

Stoffregen 

Scientific Support: Günther Springob 

Dank an Missus Pieper für Rettung aus mancher Not. 

Die Kapitel zu Wasserhaushaltsgrößen und Tracerversuch, zur Stoffbilanz und die Daten der 

Adsorptionsuntersuchungen basieren auf den Diplom- und Studienarbeiten von Karsten Täumer, 

Dörte Diehl und Jennifer Weitsch. Dafür möchte ich mich herzlich bedanken. 

Meinen Eltern möchte ich danken, dass sie mir dieses wunderbare Studium, Grundlage dieser Arbeit, 

ermöglicht haben. 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin III


IV


Input and Migration of Traffic-Related Heavy Metals in Sandy Soils 

along Motorways and Federal Roads 

Abstract 

Birgit Kocher, Technical University of Berlin, May 2006 

Introduction 

For soils near heavily traffic-loaded roads with a low pH factor, quite few measurements 

existed on whether percolating water and groundwater are polluted by the input of road 

runoff. 

Hence this study concentrated on soils at such sites which are to represent the worst case. 

Eight sites at motorways and federal roads were chosen. In depth profiles of percolating 

water the concentrations of traffic-related metals were measured over a period of 24 months 

and evaluated subsequently. 

At each site, the overall metal freights that passed the soil in direction to the groundwater 

during this period were calculated for different distances. These were 1 m, 2.5 m, 5 m and 

10 m from the edge of the roads. The concentrations of lead, cadmium, copper, zinc, nickel 

and chromium were measured, and also those of 15 PAH (EPA), naphtaline, mineral oil 

carbons, MTBE and benzene in the capillary zone. 

The main object was to determine the input and output of heavy metals for soil profiles near 

roads. Therefore, at each site samples of soil and the soil solution were taken at four 

distances and two resp. three depths. At one site bulk deposition samples were taken at four 

distances and the road runoff was sampled. Measurements and calculations to describe the 

soil water balance including road runoff were done. 

The heavy metal discharge measured at the profiles in the field was compared with mass 

balances and simulated results using the water and solute transport models SISIM and 

HMET. The ability of these methods to estimate the long-term development of concentrations 

and freights was evaluated. 

Results 

Along the road edge and close to the soil high bulk deposition rates of heavy metals, but also 

other elements like calcium and sodium occur. As a result, a zone of elevated metal 

concentrations and elevated pH factors in soil and percolating water has developed, which is 

several meters wide. However, the concentrations of the heavy metals in percolating water in 

and below the root zone are lower than the reference values of the German soil protection 

ordinance. The organic contaminants show in most samples concentrations below the limit of 

quanitation. 

The groundwater recharge near the road edge turned out to be very high, so despite low 

metal concentrations considerable freights accumulate. These do not pose any risk for the 

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soil and the groundwater because only a strip of 1 m along the sealed edge of the road is 

affected. Only in exceptional cases where very small aquifers occur, the metal freights may 

be problematic. 

The expected long-term discharge of cadmium and copper was calculated using extrapolated 

data of the field measurements and two water and solute transport models. The cascade 

model SISIM assumes that a chemical equlibrium exists in each soil horizon and it uses 

saturated conditions. The model HMET uses steady-state one-dimensional flow under 

unsaturated conditions. 

If one compares the results of all the three methods, only at few sites and distances from the 

road edge the maximum occuring concentrations during the investigated time exceeded the 

reference values. But the over all results of the methods differ strongly. The cumulated 

freights of cadmium show less differences than those of copper. The comparison of the 

methods used for the estimation of metal discharge shows the advantages and 

disadvantages of each method: Field measurements are very suitable for the investigation of 

the current situation and short-term predictions (

Zusammenfassung 


Für stark verkehrsbelastete Straßenstandorte mit niedrigen pH-Werten der Böden lagen 

bisher zu wenig Daten vor, um mögliche Belastungen des Sicker- und Grundwassers durch 

infiltrierendes Straßenablaufwasser zu beurteilen. Deswegen wurden in der vorliegenden 

Arbeit Sickerwasserkonzentrationsprofile an acht Standorten an Bundesfernstraßen 

bestimmt, bewertet und die vom Sickerwasser mitgeführten Frachten verkehrsspezifischer 

Schwermetalle entfernungsbezogen berechnet. 

Untersucht wurden Blei, Cadmium, Kupfer, Zink, Nickel und Chrom, außerdem 15 PAK nach 

EPA, Naphtalin, MKW, MTBE und Benzol im Kapillarsaum. Es wurden zwei Jahre lang 

umfangreiche Gelände- und Laboruntersuchungen durchgeführt. Kernpunkt war die 

Beprobung der Bodenlösung an allen Standorten in vier Entfernungen vom Fahrbahnrand 

und zwei bzw. drei Tiefen, die Untersuchung von Deposition und Straßenabflusswasser 

sowie Messungen und Berechnungen zur Ermittlung des straßennahen 

Bodenwasserhaushaltes. 

Zum Vergleich mit dem im Freiland untersuchten Schwermetallaustrag wurden 

Massenbilanzen sowie die Stofftransportmodelle SISIM und HMET herangezogen. Es wurde 

ein Vergleich dieser Methoden zur Prognose der Konzentrationen und Frachten über lange 

Zeiträume durchgeführt. 

Ergebnisse 

In Straßennähe treten hohe bodennahe Depositionsraten von Schwermetallen, aber auch 

von Elementen wie Ca und Na auf. Dadurch bildet sich eine Zone erhöhter 

Schwermetallgehalte. Durch den Eintrag von Stoffen aus Straßenabrieb und Spritzwasser 

bildet sich jedoch auch auch ein Bereich erhöhter pH-Werte in Boden und Sickerwasser von 

mehreren Metern Breite neben der Fahrbahn. Die Konzentrationen straßenverkehrsbedingter 

Schwermetalle im Sickerwasser sind deshalb auch auf natürlicherweise sauren, sandigen 

Böden in Straßennähe unproblematisch. Ebenso liegen die Konzentrationen der organischen 

Schadstoffe im Kapillarsaum meist unterhalb oder nahe der Bestimmungsgrenze. 

Die ermittelten Grundwasserneubildungsraten sind in Straßennnähe so hoch, dass trotz 

geringer Schwermetallkonzentrationen im Sickerwasser beträchtliche Frachten erreicht 

werden. Diese stellen wegen ihres kleinräumigen Auftretens (etwa 1 m neben der befestigten 

Fahrbahnfläche) jedoch nur in Ausnahmefällen ein Problem für Boden oder Grundwasser 

dar. 

Der über längere Zeiträume zu erwartende Stoffaustrag für Cadmium und Kupfer wurde auf 

der Basis der zeitlich extrapolierten Feldmessungen und mit zwei Stofftransportmodellen 

berechnet. Es wurden das Kaskadenmodell SISIM mit Gleichgewichtseinstellung in jeder 

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Bodenschicht unter gesättigten Verhältnissen sowie das Modell HMET für stationären, 

eindimensionalen Fluss unter ungesättigten Verhältnissen angewandt. 

Bei allen drei Methoden überschreiten die maximalen im Betrachtungszeitraum gemessenen 

bzw. berechneten Konzentrationen nur an wenigen Standorten und Entfernungen die 

Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. Die Ergebnisse der Verfahren unterscheiden sich 

jedoch sehr stark. Die mit den drei Verfahren berechneten über längere Zeiträume 

kumulierten Cadmiumfrachten weisen geringere Unterschiede auf als die kumulierten 

Frachten von Kupfer. 

Der Vergleich der angewendeten Methoden zur Austragsschätzung zeigt für jede der 

Methoden Vor- und Nachteile: Feldmessungen sind für die Ermittlungen des aktuellen Status 

quo und Prognosen über kurze Zeiträume (

Inhaltsverzeichnis 


1 Einführung und Stand der Forschung 1 

1.1 Emissionen und Immissionen persistenter und „ablagerbarer“ Schadstoffe 

aus dem Straßenverkehr.................................................................................................. 3 

1.2 Verteilung der emittierten Stoffe auf Transportpfade........................................................ 7 

1.3 Akkumulierte Konzentrationen in straßennahen Oberböden, Bindungsformen, 

zeitliche Entwicklung ........................................................................................................ 8 

1.4 Stoffverlagerung in Straßenrandböden........................................................................... 11 

1.5 Sickerwasserbildung am Straßenrand............................................................................ 13 

2 Standorte 16 

2.1 Anforderungen an die Standortbedingungen.................................................................. 16 

2.2 Lage der Standorte ......................................................................................................... 16 

2.3 Beschreibung.................................................................................................................. 19 

2.3.1 Standort 1A BAB7, km 115.1, Berkhof ................................................................... 19 

2.3.2 Standort 2A BAB7, km 123.1 Mellendorf................................................................ 21 

2.3.3 Standort 3A BAB7, km 91.1 Fallingbostel .............................................................. 23 

2.3.4 Standort 4A A115 (AVUS) – 1 km nördlich der Abfahrt Hüttenweg ........................ 24 

2.3.5 Standort 5B B214, km 5.8 Altencelle...................................................................... 25 

2.3.6 Standort 6B B188, km 1.9 Gifhorn I (Ost) .............................................................. 26 

2.3.7 Standort 7B B188, km 1.4 Gifhorn II (West)........................................................... 27 

2.3.8 Standort 8B B214, km 8.5 Flackenhorst / Eicklingen ............................................. 28 

2.3.9 Referenzstandort I Grunewald ................................................................................. 29 

2.3.10 Referenzstandort II Fuhrberger Feld ........................................................................ 29 

3 Methoden 31 

3.1 Geländemethoden .......................................................................................................... 31 

3.1.1 Sickerwassergewinnung........................................................................................... 31 

3.1.2 Beprobung des Kapillarsaums ................................................................................. 34 

3.1.3 Klimastation.............................................................................................................. 35 

3.1.4 Bestimmung des Bodenwassergehaltes .................................................................. 36 

3.1.5 Bodenwasserspannung............................................................................................ 36 

3.1.6 Bromid-Tracerversuch - Tiefenverlagerung des Straßenabflusswassers ................ 36 

3.1.7 Entnahme der Bodenproben .................................................................................... 37 

3.1.8 Untersuchung von Deposition und Straßenabfluss .................................................. 38 

3.1.9 Messausfälle ............................................................................................................ 38 

3.2 Labormethoden............................................................................................................... 39 

3.2.1 Wasserproben .......................................................................................................... 39 

3.2.2 Bodenproben............................................................................................................ 40 

3.2.3 Schwermetalle in Depositionsproben und Straßenablaufwasser ............................. 43 

4 Berechnungen 45 

4.1 Wasserhaushalt.............................................................................................................. 45 

4.1.1 Wasserhaushaltsgrößen .......................................................................................... 45 

4.1.2 Verlagerung des Tracers.......................................................................................... 50 

4.1.3 Flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches.............................. 50 

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X 

4.2 Stoffhaushalt................................................................................................................... 51 

4.2.1 Vergleich der mobilen Schwermetallgehalte auf der Basis von 

Feldmessungen, Kd-Werten und Adsorptionsisothermen ........................................ 51 

4.2.2 Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation ...... 53 

4.2.3 Stofftransportmodell SISIM ...................................................................................... 53 

4.2.4 Vorgehen zum Test der Anwendbarkeit des Modells SISIM für 

Straßenrandböden................................................................................................... 55 

4.2.5 Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET................................................ 56 

5 Ergebnisse 61 

5.1 Übersicht der Stoffkonzentrationen ................................................................................ 61 

5.1.1 Schwermetalle in der Bodenlösung.......................................................................... 62 

5.1.2 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser / Kapillarsaum......................... 74 

5.1.3 Organische Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser.................................. 80 

5.1.4 Schwermetalle im Bodenfeststoff............................................................................. 82 

5.1.5 Mineralölkohlenwasserstoffe im Bodenfeststoff ....................................................... 87 

5.1.6 Differenz Boden- und Bodenlösungs-pH.................................................................. 87 

5.2 Wasserhaushalt.............................................................................................................. 89 

5.2.1 Klimabedingungen und Witterung im Versuchszeitraum, Grundwasserstände 

und Abflussmenge ................................................................................................... 89 

5.2.2 Auswertung der automatischen Bodenwasserhaushaltsmessungen....................... 93 

5.2.3 Tracerversuch – Abgrenzung der vom Straßenabfluss beeinflussten 

Kompartimente......................................................................................................... 96 

5.2.4 Zusammenfassung Wasserhaushalt:..................................................................... 100 

5.2.5 Abschätzung der Unterschiede zwischen den Standorten..................................... 101 

5.3 Stoffhaushalt................................................................................................................. 102 

5.3.1 Einträge durch Deposition und Straßenablaufwasser............................................ 102 

5.3.2 Stoffaustrag mit dem Sickerwasser und Bilanz...................................................... 105 

5.3.3 Unterschiede der Schwermetallausträge zwischen den Standorten...................... 106 

5.3.4 Ergebnisse SISIM .................................................................................................. 111 

5.3.5 Ergebnisse HMET .................................................................................................. 116 

5.3.6 Vergleich der Ergebnisse der Methoden und Modelle ........................................... 119 

6 Zusammenfassung und Diskussion 130 

6.1 Feldmessungen ............................................................................................................ 130 

6.1.1 Schwermetallgehalte im Bodenfeststoff ................................................................. 130 

6.1.2 Schwermetalle in Sickerwasserproben .................................................................. 130 

6.1.3 Schwermetallfrachten............................................................................................. 131 

6.1.4 Beprobung organischer Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser 

und im Boden......................................................................................................... 131 

6.1.5 Zusammenfassung der Ergebnisse der Feldmessungen....................................... 132 

6.2 Bewertung der Methoden zur Konzentrations- und Frachtabschätzung ...................... 133 

6.2.1 Gegenüberstellung von wichtigen Berechnungs- bzw. Modellelementen.............. 133 

6.2.2 Gegenüberstellung der Fehlermöglichkeiten, Handhabbarkeit der Programme .... 134 

6.2.3 Zusammenfassung der Methodenbewertung......................................................... 135 

6.2.4 Zusammenfassung der Modellergebnisse ............................................................. 136 

6.2.5 Gefährdungsabschätzung und rechtliche Bewertung ............................................ 137


7 Fazit 139 

7.1 Bisher schon bekannte Veränderungen gegenüber natürlichen Standorten ................ 139 

7.2 Ergebnisse der vorliegenden Arbeit.............................................................................. 139 

7.2.1 Schwermetalle im Bodenfeststoff ........................................................................... 139 

7.2.2 Einfluss der Einträge auf pH-Werte von Boden und Sickerwasser ........................ 139 

7.2.3 Schwermetalle in der Bodenlösung........................................................................ 140 

7.2.4 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser............................................... 140 

7.2.5 Einflüsse auf die Mobilität der Schwermetalle........................................................ 140 

7.2.6 Erhöhte Versickerung und Grundwasserneubildung am Fahrbahnrand 

auch unter Einberechnung der versiegelten Flächen ............................................ 141 

7.2.7 Einfluss der langjährigen Infiltration von Straßenablaufwasser auf die 

Schwermetallfrachten, beschleunigte Tiefenverlagerung ...................................... 141 

7.2.8 Vergleich der Verfahren zur Abschätzung der Einträge in das Grundwasser ........ 142 

7.2.9 Reinigungsleistung der Sandböden im Vergleich zu Bodenfiltern.......................... 143 

7.3 Vorschläge zum weiteren Vorgehen / Forschungsbedarf............................................. 143 

7.4 Empfehlungen für die Praxis......................................................................................... 145 

8 Literatur 147 

9 Anhang 153 

9.1 Stoffkonzentrationen in Bodenlösung und oberflächennahem Grundwasser............... 153 

9.2 Bodenprofilaufnahmen.................................................................................................. 162 

9.3 Schwermetallkonzentrationen der Bodenproben.......................................................... 170 

9.4 MKW-Konzentrationen der Bodenproben..................................................................... 189 

9.5 Ergebnisse Adsorptionsisothermen und HMET............................................................ 192 

9.5.1 Gemessene Adsorptionsisothermen ...................................................................... 198 

9.5.2 Korrigierte und angepaßte Adsorptionsisothermen................................................ 200 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin XI


Abbildungsverzeichnis 

Abb. 1: Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysator-Kfz, bleifreier Anteil am 

Vergaserkraftstoffverbrauch ......................................................................................................... 4 

Abb. 2: Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen in Deutschland 5 

Abb. 3: Entwicklung der Blei-Emissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen ................................. 5 

Abb. 4: Bleikonzentrationen in straßennahen Böden ...............................................................................9 

Abb. 5: Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Böden .................................................................... 10 

Abb. 6: Verkehrsstärken (DTV) auf den untersuchten Straßen aus Abb. 4 und 5 zur Beprobungszeit . 10 

Abb. 7: Beziehung zwischen mittlerer Grundwasserneubildung und der nutzbaren Feldkapazität 

im effektiven Wurzelraum für verschiedene Gebiete ................................................................. 14 

Abb. 8: Beziehung zwischen effektiver Grundwasserneubildung und Grundwasserflurabstand............ 14 

Abb. 9: Modellberechnung zu Infiltrations- und Versickerungsgeschehen am Fahrbahnrand ............... 15 

Abb. 10: Standorte im Raum Berlin (Kartengrundlage: BMV 1995)........................................................... 17 

Abb. 11: Standorte in Niedersachsen (Kartengrundlage: BMV 1995) ....................................................... 18 

Abb. 12: Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand............................ 20 

Abb. 13: Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in 2.5 m Entfernung vom Fahrbahnrand......................... 20 

Abb. 14: Standort 2A / Mellendorf, Blick nach Norden............................................................................... 21 

Abb. 15: Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand ....................... 22 

Abb. 16: Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand ....................... 22 

Abb. 17: Standort 3A / Fallingbostel........................................................................................................... 23 

Abb. 18: Standort 3A / Fallingbostel, Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand ......................... 24 

Abb. 19: Standort 4A / AVUS Hüttenweg................................................................................................... 25 

Abb. 20: Standort 7B / Gifhorn West.......................................................................................................... 27 

Abb. 21: Standort 8B / Flackenhorst, Bodenprofil in 10 mEntfernung vom Fahrbahnrand........................ 28 

Abb. 22: Standort 8B / Flackenhorst .......................................................................................................... 29 

Abb. 23: Schematischer Schnitt duch eine Messstelle ..............................................................................32 

Abb. 24: Schematische Lage der Messpunkte an der Bodenoberfläche................................................... 33 

Abb. 25: Wasserprobenahme aus dem Kapillarsaum mit Schlitzsonde .................................................... 35 

Abb. 26: Simulationsmodell Wasserhaushalt, schematisch....................................................................... 46 

Abb. 27: Tracerversuch: Darstellung der beprobten Flächen und der durch Interpolation 

gewonnenen Bereiche am Standort Mellendorf ......................................................................... 51 

Abb. 28: Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Kupfer am Standort 3A, 

10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 210 Jahren Simulationszeit ............................. 58 

Abb. 29: Verlauf der Bodenfeststoffkonzentration von Kupfer am Standort 3A, 

10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 210 Jahren Simulationszeit ............................. 59 

Abb. 30: Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Cadmium am Standort 1A, 

1 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 21 Jahren Simulationszeit ................................. 59 

Abb. 31: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration des Sickerwassers Standort 1A, 

1.5m Tiefe (Podsol unter Kiefernforst, DTV 70 000)................................................................... 63 

Abb.32: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers Standort 1A, 


Abb. 33: Zeitlicher Verlauf der el. Leitfähigkeit des Sickerwassers Standort 1A, 


Abb. 34: Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes des Sickerwassers Standort 1A, 


Abb. 35: Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden der 

Autobahnstandorte ..................................................................................................................... 67 

Abb. 36: Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden der Bundesstraßenstandorte 

..................................................................................................................................................... 67 

XII


Abb. 37: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers 

im Unterboden der Autobahnstandorte. ......................................................................................68 

Abb. 38: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers 

im Unterboden der Bundesstraßenstandorte .............................................................................68 

Abb. 39: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers 

im Unterboden der Autobahnstandorte . .....................................................................................69 

Abb. 40: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers 

im Unterboden der Bundesstraßenstandorte ..............................................................................69 

Abb. 41: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 42: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 43: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 44: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 45: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 46: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 47: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers 


Abb. 48: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers 

im Unterboden Bundesstraßenstandorte ...................................................................................73 

Abb. 49: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im oberflächennahen Grundwasser 

des Standortes 5B ......................................................................................................................74 

Abb. 50: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 

Standortes 5B ..............................................................................................................................75 

Abb. 51: Zeitlicher Verlauf der Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser des Standortes 5B......75 

Abb. 52: Zeitlicher Verlauf der pH-Werte im oberflächennahen Grundwasser des Standortes 5B .........76 

Abb. 53: Mittelwerte der pH-Werte und el. Leitfähigkeiten im oberflächennahen Grundwasser...............77 

Abb. 54: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Bleikonzentrationen im oberflächennahen 

Grundwasser................................................................................................................................77 

Abb. 55: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmiumkonzentrationen im oberflächennahen 


Abb. 56: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupferkonzentrationen im oberflächennahen 


Abb. 57: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickelkonzentrationen im oberflächennahen 


Abb. 58: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chromkonzentrationen im oberflächennahen 


Abb. 59: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zinkkonzentrationen im oberflächennahen 


Abb. 60: MKW-Chromatogramme von Wasserproben aus dem oberflächennahen Grundwasser .........81 

Abb.61: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile von organischem Kohlenstoff und pH-Wert (CaCl2) 

im obersten Horizont und Unterboden aller untersuchten Bodenprofile .....................................82 

Abb. 62: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) 

in 0 bis 10 cm Tiefe aller untersuchten Bodenprofile.................................................83 

Abb. 63: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) 

im Unterboden aller untersuchten Bodenprofile.. ......................................................83 

Abb. 64: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe der Autobahnstandorte ....................84 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin XIII


Abb. 65: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe der Bundesstraßenstandorte .......... 85 

Abb. 66: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden der Autobahnstandorte ........................ 85 

Abb. 67: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden der Bundesstraßenstandorte ............... 86 

Abb. 68: Niederschlag und mittlere Temperatur am Standort 2A / Mellendorf für den 

Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis........................................................................... 89 

Abb. 69: Niederschlag, Verdunstung und Klimatische Wasserbilanz am Standort 2A / Mellendorf 

für den Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis .............................................................. 90 

Abb. 70: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 2A / Mellendorf in 1 m, 4.8 m und 10 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand ................................................................................................... 91 

Abb. 71: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 5B / Altencelle in 3.5 m und 10 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand und am Standort 8B / Flackenhorst in 10 m Entfernung .......... 91 

Abb. 72: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 6B / Gifhorn Ost in 4 m und 10 m Entfernung 

vom Fahrbahnrand und am Standort 7B / Gifhorn West in 1 m und 10 m Entfernung............. 92 

Abb. 73: Änderung der Wasserspannung im fahrbahnnahen Boden in Abhängigkeit von 

Niederschlägen ........................................................................................................................... 93 

Abb. 74: Änderung der Wasserspannung im Boden 10 m von der Fahrbahn entfernt in 

Abhängigkeit von Niederschlägen............................................................................................... 94 

Abb. 75: Verlauf der Tagesmittel der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf 

in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand ........................................................... 95 

Abb. 76: Verlauf der Differenzen der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf 

in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand ........................................................... 96 

Abb. 77: Zonierung der Standorte Stolpe und Mellendorf anhand der Bromidgehalte nach der 

Beendigung des Tracervesuches................................................................................................ 97 

Abb. 78: Verteilung des Spritzwasseranteils mit der Entfernung zum Fahrbahnrand, Standort Stolpe .... 98 

Abb. 79: Grundwasserneubildung (mm/a) bei unterschiedlichen Flächennutzungen an 

grundwasserfernen Standorten im Raum Hannover ................................................................ 100 

Abb. 80: Relativer Verlauf der Deposition von Schwermetallen, Na und Ca mit der Entfernung 

vom Fahrbahnrand. ................................................................................................................... 102 

Abb. 81: Anteile der Pfade am Eintragvon Schwermetallen, Na und Ca im Bankettbereich .................. 103 

Abb. 82: Eintrag von Pb, Cd, Cu und Zn in den Boden am Autobahnstandort Mellendorf (2A) 

durch Abflusswasser und Deposition........................................................................................ 105 

Abb. 83: Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration in 50 cm Tiefe ...................... 111 

Abb. 84: Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration unterhalb des Wurzelraums 

(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 112 

Abb. 85: Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration in 50 cm Tiefe........................... 112 

Abb. 86: Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration unterhalb des Wurzelraums 

(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 113 

Abb. 87: Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil 

nach 10 Jahren.......................................................................................................................... 114 

Abb. 88: Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil 

nach 100 Jahren........................................................................................................................ 114 

Abb. 89: Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil 

nach 10 Jahren.......................................................................................................................... 115 

Abb. 90: Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil 

nach 100 Jahren........................................................................................................................ 115 

Abb. 91: Angepaßte Sorptionsisothermen von Cd an den Oberböden (0 bis10 cm) 

des Standortes Berkhof............................................................................................................. 117 

Abb. 92: Gemessene Adsorptionsisothermen von Cadmium .................................................................. 117 

Abb. 93: Gemessene Adsorptionsisothermen von Kupfer ....................................................................... 118 

Abb. 94: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Cadmium ..................................................................... 119 

Abb. 95: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Cadmium.................................................. 119 

XIV


Abb. 96: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen 

mit den Mittelwerten aus Feldmessungen .................................................................................121 

Abb. 97: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen 

mit den Mittelwerten aus Feldmessungen .................................................................................121 

Abb. 98: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen 

für alle untersuchten Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt..............122 

Abb. 99: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen 

für alle untersuchten Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt..............122 

Abb. 100: Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe ..........123 

Abb. 101: Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe .............124 

Abb. 102: Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe ...............124 

Abb. 103: Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe ..................125 

Abb. 104: Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren ........................................126 

Abb. 105: Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren ......................................127 


Abb. 107: Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren .............................................128 

Abb. 108: Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren ...........................................128 


Abb. 110: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration des Sickerwassers 

Standort 3A, 1 m Tiefe (Pseudogley-Braunerde unter Grünbrache, DTV 70 000)...................156 

Abb. 111: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers 


Abb. 112: Zeitlicher Verlauf der el. Leitfähigkeit des Sickerwassers 


Abb. 113: Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes des Sickerwassers 


Abb. 114: Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes im Sickerwasser 

Standort 4A, 1.9 m Tiefe (Podsolige Braunerde unter Laubmischwald, DTV 90 000).............158 

Abb. 115: Zeitlicher Verlauf der elektrischen Leitfähigkeit im Sickerwasser 


Abb. 116: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im Sickerwasser 


Abb. 117: Zeitlicher Verlauf der Bleikonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 

Standortes 5B, Grünbrache Altencelle ......................................................................................159 

Abb. 118: Zeitlicher Verlauf der Nickelkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


Abb. 119: Zeitlicher Verlauf der Chromkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


Abb. 120: Zeitlicher Verlauf der Zinkkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


Abb. 121: Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe , Autobahnstandorte ...............................................177 

Abb. 122: Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte.......................................177 

Abb. 123: Blei-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte .......................................................178 

Abb. 124: Blei-Konzentrationen im Unterboden , Bundesstraßenstandorte ............................................178 

Abb. 125: Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ......................................179 

Abb. 126: Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte ............................179 

Abb. 127: Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte .............................................180 

Abb. 128: Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ...................................180 

Abb. 129: Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ..........................................181 

Abb. 130: Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte ..................................181 

Abb. 131: Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte ..................................................182 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin XV


Abb. 132: Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte. ........................................ 182 

Abb. 133: Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ........................................... 183 

Abb. 134: Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte .................................. 183 

Abb. 135: Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. .................................................. 184 

Abb. 136: Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ........................................ 184 

Abb. 137: Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte........................................... 185 

Abb. 138: Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte . .............................. 185 

Abb. 139: Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. ................................................. 186 

Abb. 140: Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ...................................... 186 

Abb. 141: Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte .............................................. 187 

Abb. 142: Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte. .................................... 187 

Abb. 143: Zink-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. ..................................................... 188 

Abb. 144: Zink-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte ............................................. 188 

Abb. 145: Gemessene Adsorptionsisothermen von Blei............................................................................ 198 

Abb. 146: Gemessene Adsorptionsisothermen von Zink........................................................................... 198 

Abb. 147: Gemessene Adsorptionsisothermen von Nickel........................................................................ 199 

Abb. 148: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Kupfer.......................................................................... 200 

Abb. 149: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Kupfer....................................................... 200 

Abb. 150: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Blei .............................................................................. 201 

Abb. 151: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Blei ........................................................... 201 

Abb. 152: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Zink.............................................................................. 202 

Abb. 153: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Zink .......................................................... 202 

Abb. 154: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Nickel........................................................................... 203 

Abb. 155: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Nickel ....................................................... 203 

XVI

Tabellenverzeichnis 


Tab. 1: Statistik der Schwermetallkonzentrationen in den Abb. 4 bis 6 .......................................................11 

Tab. 2: Relative Verfügbarkeit und Grenz-pH-Werte für den Beginn der Mobilisierung verschiedener 

Schwermetalle. ............................................................................................................................12 

Tab. 3: Standorte, Nutzung, Verkehrsstärke, Bodenart und Bodentyp ........................................................19 

Tab. 4: Konzentrationsstufen zu Bestimmung der Adsorptionsisothermen ................................................42 

Tab. 5: Mittlerer prozentualer Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern ....45 

Tab. 6: Haude-Faktoren zur Berechnung der potentiellen Verdunstung über Gras ....................................45 

Tab. 7: Konstanten für die Bestimmung der realen Evapotranspiration nach Renger und Wessolek.........48 

Tab. 8: Eingangsgrößen für SISIM .............................................................................................................556 

Tab. 9: Eingabeparameter für HMET ...........................................................................................................60 

Tab. 10: Sickerwasserparameter, Bodenlösung aus Saugkerzen, alle Messstellen .....................................61 

Tab. 11: Sickerwasserparameter, oberflächennahes Grundwasser, alle Messstellen ..................................61 

Tab. 12: Sickerwasserparameter – Vergleich mit den Referenzstandorten ..................................................62 

Tab. 13: MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Kapillarsaum................................................80 

Tab. 14: MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Bodenfeststoff..............................................87 

Tab.15: Zusammengefasste Wasserhaushaltsgrößen für die Winter 99/00 und 00/01, die 

Vegetationsperiode Sommer 00 und das gesamte Jahr 2000 ....................................................89 

Tab.16: Ergebnisse der Abflussmengenmessung im Sommer 2000 am Standort 2A / Mellendorf.............92 

Tab. 17: Bilanz der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe auf Stundenbasis am Standort 

2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m, 2.5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, über 

den Zeitraum vom 27.7.00 bis 23.5.01 ........................................................................................95 

Tab. 18: Wasserbilanz des Systems Straße für den Standort Mellendorf im langjährigen Mittel ..................99 

Tab. 19: Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch trockene und 

nasse Deposition .......................................................................................................................102 

Tab. 20: Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch feste und gelöste 

Bestandteile des Straßenabflusses ..........................................................................................103 

Tab. 21: Eigenschaften der untersuchten Bodenhorizonte der Standorte 3A = Fallingbostel; 

1A = Berkhof; 2A = Mellendorf ..................................................................................................104 

Tab. 22: Mittlere jährlichen Grundwasserneubildungsrate, Stoffeinträge für die Bodenprofile 

der Standorte 1A, 2A und 3A.....................................................................................................105 

Tab. 23: Schwermetalleintrag in den Boden am Standort 2A/Mellendorf durch Abflusswasser 

und Deposition ...........................................................................................................................106 

Tab. 24: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung und Schwermetallaustrag 

aus dem Boden durch Sickerwasser am Standort 2A/Mellendorf ............................................106 

Tab. 25: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Blei aus dem Boden 

durch Sickerwasser ...................................................................................................................107 

Tab. 26: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Cadmium aus dem Boden 

durch Sickerwasser....................................................................................................................107 

Tab. 27: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Kupfer aus dem Boden 

durch Sickerwasser....................................................................................................................108 

Tab. 28: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Zink aus dem Boden 


Tab. 29: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Nickel aus dem Boden 


Tab. 30: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Chrom aus dem Boden 


Tab. 31: Mittlerer Austrag von Schwermetallen aus dem Boden durch Sickerwasser an den 

Referenzstandorten, Vergleich mit Literaturdaten ....................................................................110 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin XVII


Tab. 32: Frachtbezogener Wirkungsgrad der Bodenpassage im Mittel der untersuchten Standorte 

für den Bereich 1 m und 1 bis 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand.......................................... 143 

Tab. 33: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung in 50 cm Tiefe....................... 153 

Tab. 34: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden 

(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 154 

Tab. 35: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Kapillarsaum 

(100 bis 350 cm Tiefe)............................................................................................................... 155 

Tab. 36: Profilbeschreibungen Standort 1A – Berkhof ............................................................................... 162 

Tab. 37: Profilbeschreibungen Standort 2A – Mellendorf ............................................................................ 163 

Tab. 38: Profilbeschreibungen Standort 3A – Fallingbostel......................................................................... 164 

Tab. 39: Profilbeschreibungen Standort 4A – AVUS ................................................................................... 165 

Tab. 40: Profilbeschreibungen Standort 5B – Altencelle ............................................................................. 166 

Tab. 41: Profilbeschreibungen Standort 6B – Gifhorn Ost .......................................................................... 167 

Tab. 42: Profilbeschreibungen Standort 7B – Gifhorn ................................................................................. 168 

Tab. 43: Profilbeschreibungen Standort 8B – Flackenhorst ........................................................................ 169 

Tab. 44: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 1A - Berkhof.................................................. 170 

Tab. 45: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 2A - Mellendorf ............................................. 171 

Tab. 46: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 3A - Fallingbostel......................................... 172 

Tab. 47: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 4A - AVUS ................................................... 173 

Tab. 48: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 5B - Altencelle .............................................. 174 

Tab. 49: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 6B - Gifhorn Ost............................................ 174 

Tab. 50: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 7B - Gifhorn West......................................... 175 

Tab. 51: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 8B - Flackenhorst ......................................... 176 

Tab. 52: Bestimmungsgrenzen der Schwermetalle in Wasser- und Bodenproben..................................... 176 

Tab. 53: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 1A – Berkhof.............................................. 189 

Tab. 54: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 2A – Mellendorf ......................................... 189 

Tab. 55: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 3A – Fallingbostel...................................... 190 

Tab. 56: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 4A – AVUS ................................................ 190 

Tab. 57: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 5B – Altencelle........................................... 191 

Tab. 58: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 6B – Gifhorn Ost........................................ 191 

Tab. 59: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 7B – Gifhorn West ..................................... 192 

Tab. 60: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 8B – Flackenhorst ..................................... 192 

Tab. 61: Parameter der angepaßten Freundlich-Sorptionsisothermen für alle Schwermetalle .................. 193 

Tab. 62: Ergebnisse der Modellberechnungen für Cadmium....................................................................... 194 

Tab. 63: Ergebnisse der Modellberechnungen für Kupfer............................................................................ 194 

Tab. 64: Vergleich der gemessenen und berechneten Cd-Konzentrationen in der Bodenlösung .............. 195 

Tab. 65: Vergleich der gemessenen und berechneten Cu-Konzentrationen in der Bodenlösung .............. 196 

Tab. 66: Kd-Werte und Schwermetallgehalte im Königswasserextrakt für alle Bodenproben..................... 197 

XVIII


1 Einführung und Stand der Forschung 

Ökosysteme an Straßenrändern sind durch menschliche Einflüsse in unterschiedlichem Maß 

verändert. Es findet ein erhöhter Eintrag von Stäuben und Schadstoffen, die über die Luft und das 

Straßenablaufwasser transportiert werden, statt. Umlagerung, Auftrag und Verdichtung von 

Bodenmaterial können zu verändertem Horizontaufbau, geänderter Lagerungsdichte, Porosität und 

Durchlässigkeit führen. Durch die Ableitung des Niederschlagswassers über die Bankette kann dort 

erhöhte Infiltration auftreten. Verdichtung des Bodens durch Betreten und Befahren, Ansammlung von 

Abfällen, Verschütten von Tankinhalt oder transportierten Stoffen bei Unfällen, verringerte 

Grundwasserneubildung durch Versiegelung sind weitere mögliche Einflüsse. Der Stoffaustrag aus 

den straßennahen Bodenprofilen ist bisher nicht bekannt. Er läßt sich trotz gut untersuchter 

Stoffkonzentrationen im Bodenfeststoff wegen der zeitlich stark veränderlichen Eintragssituation auch 

nicht ohne weiteres modellieren, so dass Feldmessungen als Integration über die 

„Eintragsgeschichte“ unverzichtbar scheinen. 

Die freigesetzten Schadstoffe stammen teilweise aus den Abgasen, die gut untersucht und durch 

Motorstandsversuche beschreibbar sind; teilweise aber auch aus indirekten, weniger untersuchten 

Quellen wie dem Abrieb beweglicher Teile (Reifen, Brems- und Kupplungsbeläge), Tropf- und 

Verdampfungsverlusten und dem Fahrbahnabrieb. 

Die Menge und Zusammensetzung dieser Emissionen hat sich über die letzten Jahrzehnte aus 

verschiedenen Gründen verändert. Die Benzinbleigesetze, die Einführung der ungeregelten und 

geregelten Katalysatoren, neue Materialien an und in Kfz und vor allem die immer noch 

zunehmenden Vekehrsstärken haben die Gewichtungen der Quellen verschoben, ohne dass die 

Auswirkungen für einzelne Standorte genau zu quantifizieren wären. 

Der Hauptteil der freigesetzten Schwermetalle wird in die straßennahen Böden verlagert. Dort wird 

wiederum der größte Anteil an die Festsubstanz der Böden gebunden und akkumuliert sich im Lauf 

der Jahrzehnte. Ein anderer Teil der Schwermetalle jedoch kann mit dem Sickerwasser in das 

Grundwasser transportiert werden. Beide Anteile hängen einerseits von den mobilen Anteilen der 

Stoffe ab, die je nach Stoff und Bodeneigenschaften variieren. Sie sind aber auch durch die als 

Transportmedium zur Verfügung stehende Sickerwassermenge (Grundwasserneubildungsrate) 

bestimmt, die von klimatischen Bedingungen, Bodeneigenschaften und dem Pflanzenbewuchs 

abhängt. 

Nach den bisherigen Erkenntnissen in der Literatur führt die Belastung durch 

straßenverkehrsbedingte Immissionen bei filter- und sorptionsstarken Böden unter Grünland und 

Acker kaum zu einer Gefährdung des Grundwassers, die Gefahr des Erreichens der 

Sickerwasserprüfwerte nach der BBodSchV ist dort eher gering. Dagegen lagen für saure Böden und 

Böden unter Wald nur wenige Untersuchungen zu verkehrsbedingten Sickerwasserkonzentrationen 

vor. Aus den vorhandenen Informationen konnten keine übertragbaren Aussagen über die mit dem 

Sickerwasser in das Grundwasser transportierten Frachten der Schadstoffe abgeleitet werden. 

Für die vorliegende Arbeit wurde deshalb eine umfangreiche Geländeuntersuchung durchgeführt und 

die Ergebnisse mit Modellberechnungen für dieselben Standorte verglichen und bewertet. Folgende 

Untersuchungen wurden zur Quantifizierung des Wasser- und Stoffhaushalts an Straßen 

durchgeführt: 

• Beprobung des Wassers im Kapillarsaum mit Hilfe von Schlitzsonden: Mit diesen Sonden kann 

das Sickerwasser bei seinem Eintritt in das Grundwasser erfasst werden. Auch die Anpassung an 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin 1


im Jahresverlauf schwankende Grundwasserspiegel ist möglich. So kann die Probenahme jeweils 

direkt am „Ort der Gefahrenbeurteilung“ durchgeführt werden, so daß das Problem der Mischung 

des Bodensickerwassers mit dem Grundwasser nicht auftritt (Strebel et al. 1992). 

• Wasserhaushaltsuntersuchungen zur Ermittlung der Grundwasserneubildungsrate durch 

Messung von Niederschlag, Temperatur, Luftfeuchte, sowie im Boden Wasserspannung und 

Wassergehalt. 

• Bromidtracerversuch an einem Standort zur Quantifizierung der räumlichen Verteilung und 

Infiltrationstiefe 

Abflussmengen. 

des Straßenabflusswassers in Abhängigkeit von Niederschlags- und 

• Abflusssammlung und Beprobung der Inhaltsstoffe an einem Standort: exemplarische Messungen 

zur Situation unter heutigen Emissionsbedingungen. 

• Ermittlung der bodennahen Gesamtdeposition mit Bergerhoffgefäßen, deren Rand 10 cm über der 

Geländeoberfläche liegt, in vier Entfernungen vom Fahrbahnrand. Von Norra (1995) wurde eine 

vergleichbare Untersuchung im Stadtgebiet von Karlsruhe durchgeführt. Er fand trotz schwieriger 

Ausbreitungsverhältnisse 

untersuchten Straßen. 

erstaunlich gute Zusammenhänge zur Verkehrsbelastung der 

Das Ziel des Forschungsvorhabens war einerseits die Bestimmung und Bewertung von 

Sickerwasserkonzentrationsprofilen in Böden an stark verkehrsbelasteten, pufferschwachen 

Straßenstandorten und nachfolgend der Vergleich von Verfahren zur Prognose von 

Schadstoffkonzentrationen und -frachten im Sickerwasser für die spezifische Situation in 

straßennahen Böden. Dabei wird nur die „chronische“ Belastung durch den normalen Straßenverkehr, 

nicht jedoch Stoffeintrag und Verunreinigungen durch Unfälle oder Gefahrstoffhavarien betrachtet. Es 

wurden nur Standorte an Außerortsstraßen mit freier Entwässerung über das Bankett ausgewählt, um 

andere Eintragsquellen als den Straßenverkehr und die Hintergrundbelastung auszuschließen. 

An acht Standorten wurden über zwei Jahre Gelände- und Laboruntersuchungen durchgeführt. Außer 

der Ermittlung der Sickerwasserbelastung an allen Straßenstandorten wurden an einem 

Autobahnstandort auch die Einträge von Schwermetallen in den straßennahen Boden über 

luftgetragene Deposition und das von der Fahrbahn ablaufende Wasser untersucht. Mit den 

Messergebnissen wurde ein Vergleich des im Freiland untersuchten Schwermetalltransportes im 

Boden mit den Stofftransportmodellen SISIM und HMET durchgeführt. Vor dem Hintergrund der 

Anforderungen der Bodenschutzverordnung werden die berechneten Schwermetallkonzentrationen 

und -frachten im Sickerwasser den Messergebnissen aus den Feldversuchen gegenübergestellt und 

bewertet. 

Für diese Arbeit wurden Standorte auf sauren, sandigen Böden ausgewählt, die besonders 

empfindlich für Schwermetallverlagerung sind. Sie weisen ohne den Einfluss des 

Straßenablaufwassers Grundwasserneubildungsraten von etwa 250 mm/a unter Grünland auf. Dieser 

Wert liegt im oberen Bereich der in Deutschland in großflächig verbreiteten Lockergesteinen 

autretenden Neubildungsraten. Zusammen mit den niedrigen pH-Werten sind diese Standorte 

gegenüber anderen Böden und Standorten mit wenigen Ausnahmen, wie Kluftgrundwasserleiter in 

saurem Gestein regenreicher Mittelgebirge, als „worst case“ anzusehen. 

Möglichkeiten zur Ermittlung von Sickerwasserkonzentrationen und Frachten sind die Nutzung von 

Schadstofftransportmodellen, Laborversuche an gestörten oder ungestörten Proben und die 

Abschätzung des Transportverhaltens anhand von Pedotransferfunktionen aus einfach zu 

ermittelnden Bodenparametern. Da sich die Ergebnisse des einfachen Kaskadenmodells SISIM 

(ARGE Fresenius-focon 1997) als unbefriedigend erwiesen, wurde außerdem ein 

Stofftransportmodell angewandt, das den Bodenwasserhaushalt genauer beschreibt als SISIM, sowie 

2


die Eingabe der tatsächlich in den untersuchten Straßenrandböden gemessenen 

Adsorptionseigenschaften erlaubt. Es wurde dafür das Modell „HMET“, dessen erste Version 

Swartjes, Fahrenhorst und Renger (1990) entwickelt haben, gewählt. Um eine bessere Beurteilung 

der Genauigkeit der wichtigen Modelleingabegröße „mobile Schwermetallkonzentration“ zu 

ermöglichen, wurden mit Hilfe von Verteilungskoeffizienten aus der Literatur und 

Adsorptionsisothermen berechnete mobile Schwermetallkonzentrationen mit den im Feld 

gemessenen Werten verglichen. 

Die vorliegende Arbeit zeigt Ergebnisse dieser Feldmessungen und Modellrechnungen, um einem 

Teil der hier aufgezeigten Fragen näher auf den Grund zu gehen. 

Das Untersuchungsprogramm umfasste außer den Schwermetallen auch orientierende 

Untersuchungen organischer Schadstoffe (MKW, PAK, MTBE) im Boden und im oberflächennahen 

Grundwasser. Deren Ergebnisse sind dargestellt, werden aber nicht in die Frachtbetrachtungen und 

Modellrechnungen einbezogen. 

1.1 Emissionen und Immissionen persistenter und „ablagerbarer“ 

Schadstoffe aus dem Straßenverkehr 

Bei der Betrachtung der Emissionen des Straßenverkehrs wird oft unterschieden zwischen „direkten“ 

Emissionen aus den Abgasen der Kfz (regulated emissions) und allen anderen Emissionen, die 

„indirekte“ Emissionen (non-exhaust emissions, non regulated emissions) genannt werden. Für diese 

existieren keine Emissionsgrenzwerte. 

Emissionsquellen sind Abgase, der Abrieb von Reifen, Brems- und Kupplungsbelägen, sowie 

Fahrbahn und Markierungsfarben, außerdem Katalysatoren, Tropfverluste, Verdampfungsverluste, 

Stoffe aus dem Winterdienst und die Wiederaufwirbelung schon abgelagerter Stäube. 

Die direkten Emissionen sind sehr gut untersucht und können mit Emissionsmodellen gut 

prognostiziert werden. Sie bestehen vorwiegend aus Gasen und Schwebstaub, die allerdings für 

Einträge in straßennahe Böden wenig relevant sind, da sie leicht in größere Entfernung transportiert 

werden. Wesentlich schlechter zu untersuchen und zu quantifizieren sind die indirekten Emissionen, 

die sehr wahrscheinlich aber den größten Teil der Immissionen persistenter Stoffe in Böden an 

Straßen verursachen. Sie sind schwerer an der Emissionsquelle zu messen als Abgase, da sie nur 

unter realen Fahrbedingungen freigesetzt und gleichzeitig durch die Bewegung der Fahrzeuge 

überhaupt erst in der Umwelt verteilt werden. Dazu zählt auch die noch wenig untersuchte 

Wiederaufwirbelung von schon abgelagerten Stäuben oder Stäuben aus der Umgebung der Straße. 

Schätzungen indirekter Emissionen können nur anhand der Betrachtung und Bilanzierung der 

Inhaltsstoffe von Verschleißteilen an Kfz wie Reifen und Bremsbelägen versucht werden (z.B. in 

Muschack 1989/1990, Gebbe/Hartung/Berthold 1997a,b). Die Schätzung von Abriebraten für 

Straßenbeläge ist wegen der Verformung von asphaltierten Fahrbahnbelägen durch die Auflast der 

Fahrzeuge nur schwer möglich. Da die Zusammensetzung der abgeriebenen Stoffe und ihre Gehalte 

an den interessierenden Schadstoffen auch im Gegensatz zu Abgasinhaltsstoffen in weiten Grenzen 

schwankt, sind kaum realistische Bilanzen aufzustellen. 

Die Entwicklung der Emissionen und Immissionen des Straßenverkehrs ist außerdem beeinflusst 

durch zeitliche Veränderungen, die mit dem Einsatz veränderter Materialien und Treibstoffe und mit 

der Änderung der Verkehrsmengen und der Fahrweise zusammenhängen. Dies wird im folgenden an 

einigen Beispielen beschrieben. Dabei werden hier nur Stoffe betrachtet, die in relevanten Mengen in 

den Boden eingetragen werden können. 



Die eindrucksvollste Veränderung der Emissionen und Immissionen ist die Folge des in mehreren 

Stufen in Kraft getretenen Benzinbleigesetzes. Abb. 1 zeigt die Senkung der maximal zulässigen 

Bleikonzentration im Normalbenzin von Gehalten bis 600 mg/L auf weniger als 10 mg/L. Das dem 

Benzin zur Erhöhung der Klopffestigkeit beigegebene Bleitetraethyl wurde von den 70er bis in die 

90er Jahre vor allem durch verzweigte Kohlenwasserstoffe ersetzt. 

4 

Prozentanteile 

120.0 

100.0 

80.0 

60.0 

40.0 

20.0 

0.0 

Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysatorautos 

1960 1965 1970 1975 1980 

Jahr 

1985 1990 1995 2000 

Fahrzeuge mit Dieselmotoren in % von PKW+Kombi 

% Anteil schadstoffarme Ottomotor-PKW am Otto-PKW+Kombi-Bestand 

bleifreier Anteil an Vergaser-kraftstoffverbrauch (%) 

Bleigehalt verbleites Benzin (mittel, mg/l)) 

Abb. 1: Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysator-Kfz, bleifreier Anteil am Vergaserkraftstoffverbrauch 

(Daten: DIW/BMV 1972-1997, BUWAL 1992, Reutter et al. 1993) 

Diese Senkung der Bleikonzentration im Benzin führte trotz starker Erhöhung der Verkehrs in 

Deutschland (Abb. 2) zu einer enormen Senkung der durch Abgase aus dem Straßenverkehr 

emittierten Bleimenge (Abb. 3). 

700 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

Bleigehalt verbleites 

Benzin (mittel, mg/l)

Verkehrsstärken 


Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen 

50000 

45000 

40000 

35000 

30000 

25000 

20000 

15000 

10000 

5000 

0 

mittl. DTV BAB 

mittl. DTV Bundesstr. 

mittl. DTV Landesstr. 

Kfz Bestand (in Mio.) 

1920 1930 1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 2020 

Institut für Ökologie und Biologie Standortkunde / Bodenschutz TU Berlin 5 

Jahr 

Abb. 2: Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen in Deutschland (Daten: 

DIW/BMV 1972-1997) 

Blei aus Treibstoffverbrennung [kg/(km*a)] 

350.00 

300.00 

250.00 

200.00 

150.00 

100.00 

50.00 

0.00 

Entwicklung Bleiemissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen 

Blei-Emission je km Landesstr. (kg/(km*a)) 

Blei-Emission je km Bundesstr. (kg/(km*a)) 

Blei-Emission je km BAB (kg/(km*a)) 

Kfz Bestand (in Mio.) 

1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 

Jahr 

Abb. 3: Entwicklung der Blei-Emissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen (eigene Berechnung, Daten: 

DIW/BMV 1972-1997) 

Andere Emissionsanteile von Blei aus dem Straßenverkehr können kaum quantifiziert werden, spielen 

aber im Vergleich zu den Bleigehalten aus dem Treibstoff eine relativ geringe Rolle. Dies läßt sich 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Kfz-Bestand 

Anzahl Kfz / PKW (Mio.)


anhand der sowohl in belastungsfernen Gebieten als auch in Ballungsräumen und Städten stark 

gesunkenen Blei-Immissionen zeigen. Diese Senkung ist - wie auch der vorangegangene Anstieg 

durch Industrialisierung und Verkehr - beispielsweise in den Bleigehalten von Seesedimenten des 

Loch Lomond archiviert (Farmer et al. 1996) und in Umgebungsluft und Staub über Jahrzehnte 

nachweisbar (Ballach/Wittig/Wulff 2001, Golwer/Zereini 1998, Ho 1990 u.v.a.). 

Auch in den Bleikonzentrationen straßennaher Oberböden zeigt sich eine gewisse Veränderung, 

siehe Abb. 4 in Kap. 1.3. Wie bei anderen Langzeitakkumulatoren sind die möglichen Aussagen bzw. 

Voraussagen jedoch begrenzt, da sich der vorhandene Stoffbestand, mögliche Austräge und neue 

Einträge überlagern, wie z. B. Ballach/Wittig/Wulff (2001) am Beispiel des Akzeptors Eschenrinde 

zeigen. 

Die Verminderung der Blei-Immissionen bei Gleichbleiben oder Steigerung der Immissionen anderer 

Schwermetalle ist eine Entwicklung, von der alle industrialisierten Länder betroffen sind. So zeigt 

beispielsweise Ho (1990) in einem Vergleich der Metallgehalte im Straßenstaub 1977 und 1987 für 

Hongkong eine deutliche Abnahme von Blei gegenüber gleichbleibenden Konzentrationen von 

Kupfer, Mangan und Zink. Auch in anderen Umweltkompartimenten hat sich die Senkung der 

Bleiemissionen bemerkbar gemacht, wie z.B. Helmers/Wilk/Wippler (1994) anhand des zeitlichen 

Verlaufs der Bleikonzentration in Klärschlamm 1972 - 1992 darstellen. 

Sowohl heute wie auch bei älteren Untersuchungen der Bodenschwermetallgehalte an Straßen ist 

davon auszugehen, dass in unregelmäßigen Abständen ein Austrag der Spitzenwerte der 

fahrbahnnahen Schadstoffkonzentrationen durch Bankettschälungen und Ausbaumaßnahmen erfolgt. 

Bankettschälung ist das Abtragen des in Fahrbahnnähe durch Stoffeinträge aufgewachsenen 

Bankettmaterials zur Sicherstellung der Straßenentwässerung. In vielen der für die Abb. 4 bis 6 

ausgewerteten Untersuchungen wurde dies dadurch berücksichtigt, dass Probepunkte ausgewählt 

wurden, die langjährig nicht geschält oder umgebaut wurden. 

Quellen der Stäube und Schadstoffe sind außer den Abgasen der Kraftfahrzeuge im wesentlichen der 

Abrieb von Reifen, Fahrbahn und Bremsbelägen. Dieser erreicht nach Muschack (1990) an 

mehrstreifigen, stark befahrenen Straßen jährlich Emissionsraten von 120 bis 160 kg / km Straße 

(Bremsbeläge) bis über 30 000 kg/km Straße (Fahrbahnabrieb). Diese Zahl erscheint sehr hoch, 

entspricht aber „nur“ einem Abrieb der Fahrbahnoberfläche von weniger als einem Millimeter pro 

Jahr. 

Die Environment Agency Bristol (1998) ermittelte die Abnutzung der Reifen auf 10 bis 20 % des 

Reifengewichts, dieser Anteil wird also als Reifenabrieb im Laufe eines Reifenlebens freigesetzt. Die 

VDI-Richtlinie 3782-7 zur Kfz-Emissionsbestimmung (VDI 2003) berücksichtigt außer den 

Emissionen aus Verbrennung und Verdampfung auch den Reifenabrieb. Dafür werden Fahrverhalten, 

Oberflächenbeschaffenheit der Fahrbahn, Klima und Orographie, Reifeneigenschaften und 

fahrzeugspezifische Einflussgrößen als bestimmend angesehen. Es wird darin geschätzt, dass durch 

Straßenabrieb und Aufwirbelungsprozesse im Straßenraum Emissionen in der gleichen 

Größenordnung wie durch die Motoren der Kfz verursacht werden. Für PKW, leichte und schwere 

Nutzfahrzeuge wird jeweils eine Abriebrate in g/km * Reifen genannt. Der PM10-Anteil (Partikel kleiner 

10µm, lungengängiger Schwebstaub) beim Reifenabrieb liegt nach VDI (2003) bei etwa 1 bis 7 %. 

Daraus kann der Rückschluß getroffen werden, dass der Restabrieb in Form gröberer Partikel 

emittiert wird, die relativ leicht sedimentierbar sind und vorwiegend in Straßennähe abgelagert 

werden. Informationen zur Zusammensetzung des Abriebs werden jedoch außer der Nennung eines 

Anteils von 29 % Ruß im PM10-Anteil nicht gemacht. 

Das PC-Programm zum „Merkblatt über Luftverunreinigungen an Straßen“ (FGSV 2002) ermöglicht 

eine Immissionprognose für Feinstaub, jedoch ist damit keine Aussage zur Staubdeposition auf 

Straßenrandböden möglich. 

6


Die Immissionen am Fahrbahnrand weisen also eine große Heterogenität auf und sind nicht nur mit 

der Verkehrsstärke, sondern auch über die Zeit veränderlich. Einträge in straßennahe Böden und die 

darin enthaltenen Schadstofffrachten sind bisher nur wenig bekannt. 

1.2 Verteilung der emittierten Stoffe auf Transportpfade 

Im Gegensatz zur veränderlichen Zusammensetzung der Emissionen kann davon ausgegangen 

werden, dass die räumliche Ausbreitung der emittierten Substanzen, die von deren physikalischen 

Eigenschaften, von Bewuchs und Landschaftsformen, den örtlichen Wetter- und Klimabedingungen, 

und der Luftverwirbelung durch den Straßenverkehr abhängt, über die Zeit weitgehend gleich 

geblieben ist. 

Xanthopoulos (1990) zeigte mit einer innerstädtischen Untersuchung, dass Straßen viel mehr mit 

Feststoffen belastet sind als andere Flächen. Die Stäube aus Abgasen und Abrieb werden teilweise 

mit der Luftströmung transportiert, aber ein beträchtlicher Anteil sedimentiert auf oder nahe bei der 

Fahrbahn. Die Straßensedimente, die sich dabei bilden, weisen relativ hohe Schwermetallgehalte auf. 

Diese sind unterschiedlich in den Größenfraktionen verteilt. Im allgemeinen weisen feinere Fraktionen 

deutlich höhere Konzentrationen auf und der anthropogene Schwermetallanteil findet sich in den 

mobilen oder leicht verfügbaren Fraktionen (Ellis/Revitt 1981, Al-Chalabi/Hawker 1996, Colandini et 

al. 1995). In Straßenabflusswasser besteht eine wesentlich stärkere Korrelation der 

Schwermetallgehalte mit der Korngröße der Partikel als mit dem Gehalt an abfiltrierbaren Stoffen: 

Xanthopoulos (1990) ermittelte den Beitrag der Kornfraktion 0.006-0.060 mm zur 

Schwermetallbelastung zu mehr als 70 %. Die Größenverteilung der Stäube aus verschiedenen 

Emissionsquellen ist unterschiedlich, als feinste gelten die Partikel aus den Abgasen, als gröbste die 

Reifenpartikel und Partikel des Straßenabriebs. Die unterschiedlichen Metallgehalte dieser Quellen 

können zu unterschiedlichen Verteilungsmustern der Schwermetalle durch verschiedene 

Transportmechanismen führen (Harrison/Wilson 1985a,b,c). 

Die Sedimentationsraten von Blei, Cadmium, Kupfer und PAK aus Straßenabflusswasser, das über 

bewachsene Bankette, Mulden und Böschungen fließt, sind von der Entfernung vom Straßenrand 

abhängig (Krauth/Stotz 1987). Eine Abschätzung des infiltrierten Niederschlagsanteils bei 

Autobahnen mit Entwässerung über das Bankett ergibt nach Krauth/Stotz ca. 30 %. Auch die 

Deposition luftgetragener Stoffe ist von der Entfernung zum Fahrbahnrand abhängig, wie 

beispielsweise Depositionsmessungen von Schwermetallen, PAK und organischen Bleiverbindungen 

neben Autobahnen zeigten (Harrison/Johnston 1985, Hewitt/Rashed 1990). 

Die auf dem Bewuchs und auf dem Boden abgelagerte Schadstoffmenge setzt sich aus den 

Teilmengen, die über die verschiedenen Transportwege eingetragen werden, zusammen. Einige 

Autoren haben Konzentrationsbereiche, die sich als Ergebnisse dieser Teilströme im Boden 

einstellen, durch die Abgrenzung verschiedener Belastungsbereiche qualitativ abgeschätzt. In einer 

sehr umfangreichen Literaturstudie beschreibt beispielsweise Golwer (1991) die Abnahme der 

Konzentrationen aller relevanten Schadstoffe mit der Entfernung vom Straßenrand durch die 

Einteilung in drei Belastungsbereiche. Danach wird der Bereich 0 bis 2 m vorwiegend durch die 

Versickerung des Fahrbahnablaufes geprägt, der Bereich 0 bis 10 m durch Spritzwasser und der 

Bereich 0 bis 50 bzw. bis >100 m durch Windverfrachtung. 



1.3 Akkumulierte Konzentrationen in straßennahen Oberböden, 

Bindungsformen, zeitliche Entwicklung 

Die Konzentrationen von Schwermetallen und organischen Schadstoffen sind in 

Straßenabflusswasser gegenüber durchschnittlichem Niederschlagswasser erhöht (Makepeace et al. 

1995, Gäth et al. 1991, Muschack 1989, Sieker/Grottker 1988 u.a.). Über den Verbleib dieser 

erhöhten Einträge ist aus vielen Untersuchungen bekannt, daß die Bodenkonzentrationen in 

Straßennähe durch Filtration und Sorption der Stoffe im Boden ebenfalls erhöht sind. Es findet also 

eine Retardation und Akkumulation vieler eingetragenen Stoffe in den straßennahen Böden statt, 

damit aber gleichzeitig eine Reinigung des durch den Boden perkolierenden Wassers. 

Bleiisotopenuntersuchungen von Puchelt et al. (in Bergfeldt, 1994) ergaben am Ort der 

fahrbahnnächsten Messung (allerdings in 20 m Entfernung vom Fahrbahnrand) eine Eindringtiefe des 

benzinbürtigen Bleianteils in den Boden von bis zu 40 cm. Isotopenuntersuchungen an der 

Bodenlösung wurden nicht durchgeführt. In einer älteren Untersuchung (Chow 1970 in Cichos 1992) 

konnte anhand von Bleiisotopenuntersuchungen nur eine Eindringtiefe von unter 10 cm im direkt 

fahrbahnnahen Boden einer Straße festgestellt werden. Die höhere Eindringtiefe des Benzinbleis in 

der neueren Untersuchung deutet auf langsame, aber doch vorhandene zeit- und mengenabhängige 

Schadstoffverlagerung hin. 

Nach Ellis/Revitt (1981) beseitigt die Straßenreinigung innerorts vor allem den Staub mit >250µm 

Partikeldurchmesser, so dass auch dort trotz Reinigung noch ein beträchtlicher Schwermetallgehalt 

im verbleibenden Staub zu erwarten ist. Die bei der Reinigung erfassten Korngrößenbereiche hängen 

jedoch stark vom Reinigungsverfahren ab (z.B. naß oder trocken kehren). Ein guter Teil der 

Schwermetalle ist an die mineralischen Stäube austauschbar sorbiert. Die Extrahierbarkeit der 

Metalle mit Regenwasser sinkt in der Reihenfolge Cd > Zn, Cu > Mn > Pb und ist unabhängig von 

Straßentyp und Verkehrsstärke (Ellis/Revitt 1981). Auch Colandini et al. (1995) fanden hohe mobile 

Anteile, insbesondere für Cadmium und Zink. Die sequentielle Extraktion von gesammelten 

Straßensedimenten zeigt, daß nur Cadmium einen austauschbaren Anteil von über 30 bis 50 % 

aufweist, Blei, Kupfer und Zink sind in den fester gebundenen Fraktionen enthalten. Blei und 

Cadmium sind zu etwa 30 %, Zink zu etwa 20 % an die Karbonatfraktion gebunden, (Al- 

Chalabi/Hawker 1996, Harrison/Wilson 1985a). Die chemischen Bindungsformen der Schwermetalle 

in den suspendierten Stoffen des Straßenabflusses sind denen in direkt auf der Fahrbahn 

abgelagerten Straßensediment ähnlich, allerdings tritt eine generelle Anreicherung der Schwermetalle 

durch bevorzugten Transport des feineren Materials auf (Harrison/Wilson 1985a). Lee/Touray (1998) 

zeigen, daß je feiner das Straßensediment und die daraus entstandenen Bodenpartikel auf dem 

Bankett sind, desto mehr Schwermetalle an amorphes Fe und Mn und die Carbonatfraktion, bei Blei 

auch an den organischen Kohlenstoffanteil, gebunden sind. Desto leichter mobil oder mobilisierbar 

sind die Schwermetalle dann auch. 

Wheeler/Rolfe (1979) beschreiben die räumliche Verteilung von Blei in Böden und Pflanzen neben 

Straßen mit einer täglichen Verkehrsstärke (DTV) bis 8000 für die Entfernung 0.3 bis 200 m und 

machen einen Vorschlag für eine Modellfunktion zur Beschreibung der Verteilung im Boden. Dieser 

ist für andere Schwermetalle, heterogene Nutzungsbedingungen und Daten aus verschiedenen 

Quellen aber nicht übertragbar (Kocher/Prinz 1998). 

In Böden spielt die Beprobungstiefe wegen der langsamen Verlagerung eine sehr große Rolle für die 

Höhe der gefundenen Schwermetallkonzentrationen. Für die folgenden Abbildungen wurden 

vorwiegend Daten aus 0 bis 10 cm, bis maximal 0 bis 30 cm Tiefe ausgewertet. Bleikonzentrationen 

in straßennahen Oberböden konnten noch in den 80-er Jahren des 20. Jahrhunderts bis in den 

8


Bereich von mehreren Gramm Blei pro Kilogramm Boden reichen. Warren/Birch (1987) fanden in 

Großbritannien 900 bis 1770 mg Blei/kg in 0 m bis 6 m Entfernung an einem „major arterial highway“ 

mit 70000 Fahrzeugen pro Tag. Werte um 300 bis 800 mg Blei /kg wurden in 0 bis 1 m Entfernung 

vom befestigten Fahrbahnrand an stark befahrenen Straßen in vielen Arbeiten festgestellt. 

Die folgenden Abbildungen 4 bis 6 geben eine Übersicht über die im Lauf mehrerer Jahrzehnte in 

Deutschland gemessenen Blei- und Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Oberböden anhand 

von etwa vierhundert Proben. Die Daten sind alle an Königswasseraufschlüssen gemessen worden 

und stammen aus den folgenden Arbeiten: Dierkes/Geiger (1999), Joneck/Prinz (1996), Schweikle 

(1996), BIOPLAN (1994), Cichos (1992), Reinirkens (1992, 1996), Unger/Prinz (1992), Veit-Meya 

(1992), Umlandverband Frankfurt (1991a,b), Radtke/Gaida/Sauer (1990), Hoffmann/Scholl/Trenkle 

(1989), Golwer/Schneider (1973), Sommer/Rosopulo/Klee (1971). In Tab. 1 sind die Daten 

zusammengestellt. Es sollte beachtet werden, dass für den Zeitraum vor 1980 nur sehr wenige 

Messwerte vorhanden sind. 

Schwermetallkonzentration (mg / kg TrS) 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

1965 1972 1980 - 84 1985 - 89 1990 - 94 1995 - 97 

Jahr der Probenahme 

Abb. 4: Bleikonzentrationen in straßennahen Böden (Bankett 0 bis 2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, verschiedene 

Beprobungstiefen bis max. 30 cm, Quellen siehe Text) 



10 

Schwermetallkonzentration (mg / kg TrS) 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1980 - 84 1985 - 89 1990 - 94 1995 - 97 


Abb. 5: Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Böden (Bankett 0 bis 2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 

verschiedene Beprobungstiefen bis max. 30 cm, Quellen siehe Text) 

DTV (Kfz / 24h) 

120000 

100000 

80000 

60000 

40000 

20000 

0 

1965 1972 1980 - 84 1985 - 89 1990 - 94 1995 - 97 


Abb. 6: Verkehrsstärken (DTV) auf den untersuchten Straßen aus Abb. 4 und 5 zur Beprobungszeit, Quellen siehe 

Text


Die Verkehrsstärken der für die verschiedenen Untersuchungen ausgewähltenen Standorte stieg im 

Lauf der Jahre kontinuierlich an (Abb. 6), dies entspricht mindestens dem in dieser Zeit allgemein 

gestiegenen Verkehrsaufkommen (Abb. 2). Die Bleigehalte im Oberboden stiegen stark bis Ende der 

80er Jahre, seitdem sinken die 90-Perzentile und Extremwerte, während die Mittwelwerte weiter leicht 

steigen (Abb. 4). Für Cadmium liegen erst ab Beginn der 80er Jahre Messungen vor. Die 

Konzentrationen liegen in einem engeren Bereich als die von Blei. Auch bei Cadmium sinken die 90- 

Perzentile im Lauf der Zeit, während die 10-Perzentile und Mittelwerte seit Mitte der 80er Jahre leicht 

steigen (Abb. 5). 

Tab. 1: Statistik der Schwermetallkonzentrationen in den Abb. 4 bis 6 

1965 1972 1975 - 1980 1985 - 1989 1990 - 1994 1995 - 1997 

Blei: Proben 0-2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 0 bis max. 30 cm Tiefe 

Anzahl n 6 6 338 22 53 40 

Mittelwert 40 61 259 264 246 231 

Stabw 27 18 205 274 211 137 

10-Perzentil 17 43 66 27 50 79 

50-Perzentil 33 58 183 143 160 220 

90-Perzentil 70 81 612 732 474 408 

Maximum 78 87 962 830 909 591 

Cadmium: Proben 0-2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 0 bis max. 30 cm Tiefe 

Anzahl n 0 0 334 20 53 40 

Mittelwert 1.53 1.10 1.67 1.65 

Stabw 1.28 0.98 1.45 0.90 

10-Perzentil 0.32 0.24 0.31 0.74 

50-Perzentil 1.10 0.80 1.30 1.45 

90-Perzentil 3.27 2.48 3.00 2.54 

Maximum 7.30 3.50 8.00 4.80 

Verkehrsstärke (DTV) 

Anzahl n 3 1 346 22 52 43 

Mittelwert 10573 8210 24915 41606 40477 67540 

Stabw 11309 24325 24160 23030 22131 

10-Perzentil 1420 4191 11400 5233 39518 

50-Perzentil 5300 10379 47452 50000 73055 

90-Perzentil 25000 60855 68000 65000 88812 

Maximum 25000 63862 79279 70904 114190 

1.4 Stoffverlagerung in Straßenrandböden 

Die Mobilität von Schwermetallen in Böden ist stark pH- und sorptionsabhängig, wobei die 

Sorptionseigenschaften der Böden vor allem von ihren Anteilen an Ton und organischer Substanz 

gesteuert werden. Die folgende Tab. 2 zeigt zur Orientierung eine Klassierung der Verfügbarkeit und 

den Grenz-pH-Wert der beginnenden Mobilisierung einiger Schwermetalle in Böden. 



Tab. 2: Relative Verfügbarkeit und Grenz-pH-Werte für den Beginn der Mobilisierung verschiedener Schwermetalle 

(nach Sauerbeck 1985 in Scheffer 1998). Die Transferkoeffizienten beschreiben das Verhältnis der 

Schwermetallgehalte in Pflanzen zum Gehalt im Boden, auf dem sie wuchsen. 

Cichos (1992) stellte dagegen schon im pH-Bereich zwischen 6.7 und 8.7 eine deutliche pH- 

Abhängigkeit der Schwermetallkonzentrationen im Sickerwasser straßennaher Böden fest. Die 

Verkehrsstärken lagen bei dieser Untersuchung mit 40000 Kfz/d im stark belasteten Bereich. Die 

festgestellten Sickerwasserkonzentrationen fielen bei Blei, Cadmium, Kupfer und Zink jedoch gering 

aus. Ein Grund dafür sind die auch in größerer Entfernung von der Straße noch im Neutralbereich 

liegenden pH-Werte. Nur Cadmium wurde im Boden auch in größere Tiefen verlagert, aber kaum im 

Sickerwasser gefunden. Nach Cichos (1992) könnte hier die partikelgebundene Verlagerung eine 

Rolle spielen, die durch die Beprobung des Sickerwassers mit Saugsonden von 1 µm Porenweite 

nicht erfasst wird. 

Durch luftgetragenen Schadstofftransport und bei konzentrierter Versickerung von 

Straßenablaufwasser (Bankett, Rohrversickerung/Sickerschacht, Mikkelsen et al. 1995/1996) treten 

erhöhte Bodenkonzentrationen straßenverkehrsbedingter Schadstoffe auf. Waldränder und 

Schutzpflanzungen sind durch die Depositionsbedingungen höheren Einträgen ausgesetzt 

(Reinirkens 1992), die auf der Leeseite einer Straße akkumulierten Bodenschadstoffmengen liegen 

bis zu doppelt so hoch wie auf der Luvseite (Kocher/Prinz 1998). 

Nach den vorliegenden Informationen stellen i.d.R. auch diese hohen Bodenbelastungen keine 

erhöhte Gefahr für Sicker- und Grundwasser dar, wenn die Böden über eine ausreichende 

Sorptionskapazität und Filtrationsvermögen verfügen (Golwer 1973/1983/1991, Cichos 1992, 

Reinirkens 1992). Dagegen ist bei Böden mit geringer Sorptions- und Pufferkapazität, die häufig auch 

mit niedrigen pH-Werten und hohen Wasserdurchlässigkeiten einhergeht (beispielsweise 

Sandböden), eine Belastung des Grundwassers nach den bisherigen Erkenntnissen nicht 

auszuschließen. 

Um den Transport von Schwermetallen im Boden nachvollziehen zu können, muss der mobile Anteil 

der Stoffe ebenso wie die Menge des zur Verfügung stehenden Transportmittels Sickerwasser 

bestimmt werden. Über den in Lösung vorliegenden Schwermetallanteil ist für Straßenrandböden nur 

wenig bekannt (Cichos 1992, Reinirkens 1992, 1996). 

Die Untersuchung des Wasserhaushaltes an Straßenrändern konnte in bisherigen Arbeiten gar nicht 

oder nur eingeschränkt durchgeführt werden (Krauth/Stotz 1987, Cichos 1992, Reinirkens 1992). 

Speerschneider (1992) konnte aber nachweisen, dass im Bereich des Banketts teilweise ganzjährig 

nach unten gerichtete hydraulische Gradienten auftreten und dass der Wassergehalt dort ganzjährig 

nicht unter die Feldkapazität des Bodens absinkt. Das deutet auf erhöhte Versickerungsraten hin. 

12


In keiner der hier zitierten Arbeiten wurden die bodenphysikalischen Parameter mit ausreichender 

Genauigkeit ermittelt, um die Menge des an Straßenrändern tatsächlich ins Grundwasser 

übergehenden Sickerwassers zu ermitteln. Nur in einem Fall wurden verkehrsbedingte 

Schwermetallkonzentrationen im Übergangsbereich zum Grundwasser (Stauwasser) bestimmt 

(Cichos 1992). Es liegen für straßenverkehrsbedingte Belastungen also noch kaum Angaben von 

Sickerwasserkonzentrationen und Sickerwassermengen am Ort der Gefahrenbeurteilung nach dem 

Bundesbodenschutzgesetz vor. 

Reinirkens (1992, 1996) fand an fünf untersuchten Straßen bis auf Kupfer nur geringfügige 

Schwermetallgehalte im Sickerwasser. Die in o.g. Arbeit untersuchten Standorte wiesen jedoch nur 

relativ geringe Verkehrsstärken (max. 14 000 Kfz/d) auf. Der Autor stellte im Bereich einer 

Schutzpflanzung nur gering erhöhte Konzentrationen von Schwermetallen im Boden, aber erhöhte 

Konzentrationen im Sickerwasser fest. Als Ursache vermutet er erhöhten Säureeintrag in der 

Schutzpflanzung. Kocher/Prinz (1998) fanden im Rahmen einer Literaturstudie an Straßenstandorten 

mit Schutzpflanzungen 1.2-fach bis 2-fach höhere Schwermetall-Zusatzbelastungen im untersuchten 

Bodenbereich neben der Fahrbahn im Vergleich zu unbepflanzten Straßenstandorten. 

Aus diesen Informationen und den Erkenntnissen aus der Waldschadensforschung (z.B. Kratz et al. 

1989, Renger et al. 1989) läßt sich an Schutzpflanzungen ebenso wie an Waldrändern durch erhöhte 

Depositionen erhöhte Schwermetallkonzentrationen in Böden und ein erhöhtes Risiko für 

Sickerwasserbelastungen ableiten. Zwar liegt aufgrund des Karbonateintrags aus Straßenabrieb der 

pH-Wert der direkt angrenzenden Böden im neutralen Bereich. Trotzdem weisen saure Böden schon 

wenige Meter vom Fahrbahnrand entfernt wieder den Hintergrund-pH-Wert auf (Reinirkens 1992, 

1996). 

Stoffgehalte im Grundwasser an Straßen liegen aus mehreren Arbeiten vor (Golwer 1991/1983, 

Leschber et al. 1993), erlauben aber keine Aussage über das Mischungsverhältnis von Grundwasser 

und Sickerwasser und die eingetragenenen Schadstoffmengen. 

1.5 Sickerwasserbildung am Straßenrand 

Für die Bildung von Sickerwasser, das schließlich zur Grundwasserneubildung beiträgt, sind 

verschiedene Größen maßgeblich. Mit den zur Verfügung stehenden Niederschlägen (Freiland- bzw. 

Bestandesniederschläge im Wald) müssen die Verdunstung, die Vorratsänderung durch Änderung 

des Wassergehaltes im Boden sowie eventuelle Oberflächenabflüsse verrechnet werden. Ebenfalls 

berücksichtigt werden müssen ggf. ein Zustrom aus dem Boden- und Gesteinskörper und 

oberflächliche Zuflüsse - wie im Falle von Straßenrändern das Straßenabflusswasser. 

Die Grundwasserneubildung ist stark nutzungs- und standortabhängig. Wenn die 

Grundwasserflurabstände gering sind und sich dem Wurzelbereich der entsprechenden Pflanzen 

nähern, sinkt sie aufgrund des erhöhten kapillaren Aufstiegs und der damit verbundenen erhöhten 

Transpiration auf etwa die Hälfte ab (Abb. 8). Die entsprechende Tiefe liegt für Grünland, das der 

Straßenrandvegetation am ähnlichsten ist, bei 1 bis 1.5m. Das ist die Tiefe, in der nach 

verschiedenen Autoren an stark befahrenen Straßen noch deutlich erhöhte 

Schadstoffkonzentrationen im Boden festgestellt werden können (zusammengestellt in Kocher/Prinz 

1998). 

Die nutzbare Feldkapazität im effektiven Wurzelraum beträgt für Sandböden etwa 70 bis 100 mm, die 

Grundwasserneubildungsraten liegen also nach Abb. 7 auf Acker mit Winterweizenanbau je nach 

Klimagebiet zwischen 150 und 350 mm/a. Abb. 2 ermöglicht die Einschätzung der neugebildeten 



Grundwassermengen unter Sandböden im Raum Hannover in Abhängigkeit von Nutzung 

(Pflanzenbestand) und Grundwasserflurabstand. 

14 

Abb. 7: Beziehung zwischen mittlerer Grundwasserneubildung Gneu (mm/a) und der nutzbaren Feldkapazität im 

effektiven Wurzelraum nFKwe (mm) für verschiedene Gebiete (Renger / Wessolek 1990) 

Abb. 8: Beziehung zwischen effektiver Grundwasserneubildung und Grundwasserflurabstand (Eintrittshäufigkeit 50 %) 

für Acker, Grünland und Nadelwald auf Sandboden im Raum Hannover (Wessolek in Mull 1987)


Durch die Versiegelung der Fahrbahn findet eine Abflusskonzentration statt. Bei Ableitung des 

Straßenablaufwassers über das Bankett muss dieses im Fall einer ebenen Straße die mehrfache 

Wassermenge je Fläche infiltrieren wie benachbarte Flächen. Eine Überschlagsrechnung vor Beginn 

der Wasserhaushaltsuntersuchungen, basierend auf den folgenden Annahmen (halbe Straßenbreite 

etwa 6 m, infiltrierender Bankettbereich 80 cm), ergab eine Erhöhung der Infiltrationsmenge auf ein 

Mehrfaches der Infiltration in unbeeinflusstem Boden (siehe Abb. 9). Mit der erhöhten Wassermenge 

ist an Straßenrändern auch ein erhöhter Schadstoffeintrag pro Fläche festzustellen (Krauth/Klein 

1982, Krauth/Stotz 1987, Sieker/Grottker 1988). 

prognostizierte Verlagerungsstrecke (m/a) 

Entfernung von der Fahrbahn (dm) 

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 

0 

--------------------------------------- Spritzwasserbereich ----------------------------- 

2 

4 

6 

8 

10 

12 

14 

Oberflächenabfluß 

Annahmen 

Asphalt, Straßenbreite: 12 m 

Niederschläge: 600 mm/a 

Epot (Haude): 620 mm/a 

Ereal (Straße): 100 mm/a 

Belagsversickerung: 50 mm/a 

Boden: Mittelsand 

Vegetation: Gras 

Abb. 9: Modellberechnung zu Infiltrations- und Versickerungsgeschehen am Fahrbahnrand 

Die Grundwasserneubildung wird bei sonst gleichen Standortbedingungen durch eine größere 

Wasserzufuhr in Folge der Aufleitung von Straßenablaufwasser erhöht. Es besteht also in 

straßennahen Böden ein erhöhtes Risiko der Verlagerung. Im Lauf der Jahrzehnte wird jedoch durch 

straßenverkehrsbedingte Einträge der Oberboden in den ersten Metern neben der Fahrbahn außer 

mit Schadstoffen auch mit Feinmaterial aus Straßen- und Reifenabrieb sowie anderen Stäuben 

angereichert (Wessolek/Facklam 1996, Muschack 1989 u.a.). Dadurch verliert der Oberboden einen 

Teil seines Infiltrationsvermögens, gewinnt aber möglicherweise an Sorptionsvermögen. 



2 Standorte 

2.1 Anforderungen an die Standortbedingungen 

Die Standortsuche wurde in Absprache mit der Bundesanstalt für Straßenwesen durchgeführt. Dabei 

sollten die Standorte folgende Bedingungen erfüllen: 

Die Böden sollten eher humusarm und der Straßenrandbereich ohne kalkeinbringende 

Baumaßnahmen wie Kalkschotter, Beton oder ähnliches ausgebildet sein. Die gleiche Lage zur 

Hauptwindrichtung (Leelage) und ein relativ hoher Grundwasserstand wurden angestrebt. Das 

entspricht bei sandigen Böden unter Grünland einem Flurabstand von ca. 1 m, bei Wald von weniger 

als 3 m, die mittleren Grundwasserneubildungsraten der ausgewählten Standorte sollten vergleichbar 

sein. 

Die Böden auf der Hälfte der Standorte sollten stark bis sehr stark sauer, sandig, unter Wald liegen, 

die der anderen Hälfte schwach bis mittel sauer, sandig, unter extensiver Gras- oder Heidevegetation. 

Rahmenbedingungen für die Verkehrsbelastung waren: Jeweils die Hälfte der Standorte sollte an 

Bundesautobahnen und an Bundesstraßen liegen. Die Verkehrsbelastung in den letzten 15 bis 20 

Jahren sollte dauerhaft hoch sein und es sollten in dieser Zeit keine größeren Umbaumaßnahmen an 

den Standorten stattgefunden haben. Die aktuellen Verkehrsstärken sollten ebenfalls hoch sein und 

mindestens die folgenden Werte aufweisen: 

Autobahn: Verkehrsstärke ca. 50-70000 Kfz/d, vierstreifig mit Standstreifen, 

Bundesstaße: Verkehrsstärke 14-20000 Kfz/d, zweistreifig ohne Standstreifen. 

Entsprechend fand die Wahl der Standorte nach diesen Kriterien statt. Die Kriterien von 

Grundwassernähe und Lage auf der Leeseite der Straße ließen sich allerdings an einigen Standorten 

nicht einhalten, die aber wegen sonst günstiger Bedingungen trotzdem ausgewählt wurden. Die 

frühere Verkehrsbelastung der Standorte wurde anhand von Daten aus Kocher/Prinz 1998 ermittelt, 

die aktuellen Verkehrsstärken anhand der Verkehrsstärkenkarte des Bundesverkehrministeriums 

(BMV 1995). Die Messstandorte sind von 1 bis 8 numeriert, der nachfolgende Buchstabe A oder B 

gibt an, ob es sich um eine Autobahn oder eine Bundesstraße handelt. 

Als Standortvorteil der gewählten Regionen um Berlin und im Nordosten Hannovers standen zwei 

nicht verkehrsbeeinflusste Referenzflächen zur Verfügung, an denen langjährige Untersuchungen 

von Bodenwasserhaushalt und Schwermetallverlagerung durchgeführt wurden und weiterhin werden. 

2.2 Lage der Standorte 

Die meisten der Messstandorte wurden in Niedersachsen eingerichtet, da hier das Kriterium der 

dauerhaft hohen Verkehrsbelastungen auf sandigen Böden am einfachsten zu erfüllen war. Nur der 

Standort 4A befindet sich südlich von Berlin an der A115 (AVUS). Als Referenz zum Vergleich mit 

Sickerwasser- und Wasserhaushaltsuntersuchungen an nicht straßenverkehrsbelasteten Böden 

standen der Standort Grunewald, der ein langjähriger Untersuchungsstandort der Bodenkunde der 

TU Berlin ist und der Standort Fuhrberger Feld nordöstlich von Hannover, eingerichtet und betreut 

von der Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe, zur Verfügung. 

Auf den beiden folgenden Abb. 10 und 11 sind auf dem Hintergrund der Verkehrsstärkenkarte die 

Positionen der Standorte eingetragen. 

16


4A 

Abb. 10: Standorte im Raum Berlin (Kartengrundlage: BMV 1995) 

4A 

Referenzstandort I: 

Grunewald 

Standort 4A: 

BAB A115 AVUS 



Abb. 11: Standorte in Niedersachsen (Kartengrundlage: BMV 1995) 

18 

3A 

1A 

2A 

Referenzstandort II 

Fuhrberger Feld 

Standorte: 

1A BAB A7 Berkhof 

2A BAB A7 Mellendorf 

3A BAB A7 Fallingbostel 

5B B214 Altencelle 

6B B188 Gifhorn I Ost 

7B B188 Gifhorn II West 

8B B214 Flackenhorst 

5B 

8B 

7B 

6B

2.3 Beschreibung 


Die wichtigsten Kennzeichen der Standorte sind in Tab. 3 und im folgenden zusammengestellt. Des 

weiteren sind die nach einer Begehung mit Mitgliedern des forschungsbegleitenden Arbeitskreises im 

Juni 1999 vorgeschlagenen und durchgeführten Maßnahmen zur Verbesserung des Wasserabflusses 

über das Bankett hier beschrieben. 

Tab. 3: Standorte, Nutzung, Verkehrsstärke, Bodenart und Bodentyp 

Autobahnen 

Substrat, 

Böden Bundesstraßen 

Substrat, 

Böden 

1A - BAB A7 Berkhof mSfs / fSms 5B - B 214 Altencelle mSfs / fSms 

Kiefernforst Grünland 

DTV: 70 000 DTV : 15-20 000 

Grundwasserstand > 5 m u. GOK Podsol Grundwasserstand 1 - 2.5 m u. GOK Wechselgley 

2A - BAB A7 Mellendorf mSfs 6B - B 188 Gifhorn Ost mSfs / fSms 

Grünbrache Laubwald 

DTV: 70 000 DTV : 15-20 000 

Grundwasserstand 1.2 m u. GOK Brauneisengley Grundwasserstand 1.2 m u. GOK Podsol 

3A - BAB A7 Fallingbostel mSfs / 7B - B 188 Gifhorn West mSfs / fSms 

Grünbrache Sl2 / Su2 Laubwald 

DTV: 50 000 Pseudogley- DTV : 15-20 000 

Grundwasserstand > 5 m u. GOK Braunerde Grundwasserstand 1.2 m u. GOK Podsol 

4A - BAB A115 (AVUS) – Hüttenweg mSfs 8B - B 214 Flackenhorst mSfs / 

Laubmischwald Grünland fS / Su2 

DTV: 90 000 podsolige DTV : 15-20 000 

Grundwasserstand > 5 m u. GOK Braunerde Grundwasserstand 0.5 - 1.5 m u. GOK Gley 

Die Fahrbahnen weisen Bitumenbelag auf, nur an den Standorten 1A und 3A ist der Fahrbahnbelag 

Beton. Die Fahrgeschwindigkeiten sind anhand der zahlreichen eigenen Fahrten auf diesen 

Streckenabschnitten während der Messperiode (Tachovergleich) und anhand des Geräuschpegels 

geschätzt. 

Alle Standorte weisen Substrate auf, die ihre Entstehung der letzten Eiszeit (Weichseleiszeit) und den 

mit ihr verbundenen Umlagerungsprozessen verdanken. Es treten kalkfreie, fluviatile, fein- bis 

mittelkörnige Sande auf, zum Teil mit Schluff- oder Tonbändern. 

Die Standorte in Niedersachsen liegen zwischen 40 und 60 müNN. Die 

Jahresdurchschnittstemperatur beträgt 8.8°C (im Mittel der Jahre 1950 – 1985). Es fallen 

durchschnittlich 737 mm Niederschlag im Jahr. 

Der Standort 4A an der AVUS bei Berlin liegt auf einer Geschiebesandplatte südlich des Berliner 

Urstromtales, auf 80 müNN. Auch hier stehen glaziale Sande an, die an dieser Stelle jedoch nicht 

fluvial verlagert sind. Die Jahresdurchschnittstemperatur liegt bei 8.9°C, der mittlere 

Jahresniederschlag bei 580 mm (Wetterstation Dahlem). 

2.3.1 Standort 1A BAB7, km 115.1, Berkhof 

Der Standort liegt auf der Ostseite der Autobahn und hat eine sehr flache Mulde (weniger als 30 cm 

tief). Die Autobahn ist hier sechsstreifig mit Standstreifen, die Fahrgeschwindigkeiten sind mittel bis 

hoch (ca. 120 bis 130 km/h). Staus traten während der Messfahrten nie auf. Die Verkehrsstärken 

liegen bei 70 000 bis 90 000 Kfz/d. 



Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des lockeren Kiefernforstes nach 8 m ist der Boden mit dichter 

Grasnarbe bedeckt, teilweise wachsen Stauden und kleinere Gehölze (Johanniskraut, Brombeeren, 

Feldahorn). Die Messgeräte wurden an einem gehölzarmen Abschnitt eingebaut, um möglichst 

ungestörte Strömungs- und Abflussverhältnisse zu bekommen. Im Abstand von 6 m zum 

Fahrbahnrand trennt ein 2 m hoher Wildschutzzaun (verzinkter Draht) das grasbedeckte Gelände am 

Autobahnrand vom Waldrand ab. Die Kiefern weisen ein Alter von ca. 60 bis 80 Jahren auf und 

stehen in relativ weiten Abständen. Der Kronenraum ist nicht vollständig geschlossen, es gibt nur 

wenig Unterwuchs (Seegras, einzelne Ebereschen in Strauchgröße). Der Forst verändert sein 

Aussehen über mehrere hundert Meter Entfernung vom Fahrbahnrand nicht. 

Der Standort weist Podsole auf, der Boden wurde vor der Waldpflanzung gepflügt/gestört, ist aber im 

Wald wenig verändert. Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.5. In 

1.5 m Tiefe ist in dieser Entfernung der pH-Wert von 4.5 zu finden. Das Bodenprofil in 10 m 

Entfernung ist vom Straßenbau nicht beeinflusst (Abb. 13). Es zeigt einen Humuspodsol, an dessen 

tieferen Horizonten (ab 80 cm Tiefe) der frühere, höhere Grundwasserstand abzulesen ist. Der rGo - 

Horizont, der früher im oberen Schwankungsbereich des Grundwasserspiegels lag, ist zu erkennen 

an der schwachen gelblichen Marmorierung im hellen Sand (r= reliktisch, Go= 

grundwasserbeeinflusster Horizont mit vorwigend oxidierenden Bedingungen). Die Bodenprofile in 

5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch 

den Straßenbau (Abb. 12). In ca. 80 cm Tiefe ist in 1 m Entfernung noch der Beginn des früheren 

Bodenprofilaufbaus zu erkennen, der beim Straßenbau überdeckt wurde. 

Abb. 12: Bodenprofil am Standort 1A / Bekhof 

in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand 

20 

Abb. 13: Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in 

10 m Entfernung vom Fahrbahnrand 

Es wurde wenig standortfremdes Material zur Gestaltung des Banketts verwendet, auch die 

humusreichen Horizonte bestehen großteils aus Oberbodenmaterial von Podsolen, wie auch heute


noch an den Bodenfarben zu erkennen ist. Der Standort liegt im Einzugsbereich des Wasserwerkes 

Berkhof und ist jetzt durch die Grundwasserabsenkung grundwasserfern (GW mehr als 5 m unter 

GOK). 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben konnten 

am 20.4.1999 entnommen werden. 

Der Vorschlag bei der Begehung, direkt am Fahrbahnrand unter der Grasnarbe noch etwas Material 

von Hand abzuschippen, damit der Wasserabfluss gleichmäßiger wird, wurde am 2.9.1999 

ausgeführt. 

Die Messstelle konnte durch die Genehmigung einer Projekterweiterung im Juni 2000 um je 8 

Saugsonden in 25 m und 50 m Entfernung vom Fahrbahnrand erweitert werden, um den Einfluss der 

pH-Wert und Schwermetallkonzentrationsänderung in größerer Entfernung vom Fahrbahnrand zu 

überprüfen. Die ersten Sickerwasserproben aus diesen Sonden konnten im Juli 2000 entnommen 

werden. 

2.3.2 Standort 2A BAB7, km 123.1 Mellendorf 

Der Standort (Abb. 14) liegt auf der Ostseite der Autobahn, die hier auf einem Damm geführt wird. Es 

handelt sich um die Einmündung der BAB 352 in die BAB 7 Richtung Norden mit direkt folgender 

Abfahrt (Mellendorf). Die Verkehrsstärke (DTV) liegt für den gesamten Streckenabschnitt bei 70 000 

bis 90 000 Kfz/d, der auf das Bankett entwässernde Fahrbahnanteil ist baulich von den anderen 

getrennt und weist eine Verkehrsstärke (DTV) von etwa 20 000 auf. Die Messstelle liegt im 

Anfangsbereich des Ausfahrtstreifens. An dieser Stelle traten während der Messfahrten regelmäßig 

zur abendlichen Stoßzeit kleine Staus auf. Die Fahrbahn ist zweistreifig mit Standstreifen, der zum 

Ausfahrtsstreifen wird. In 1 m Abstand vom Fahrbahnrand befindet sich eine Leitplanke. Es existiert 

eine Geschwindigkeitsbeschränkung von 100 km/h, die tatsächliche gefahrene Geschwindigkeit liegt 

eher darunter. 

Abb. 14: Standort 2A / Mellendorf, Blick nach Norden 

An die Fahrbahn schließt sich nach 1 m eine Böschung an, die bis 1.8 m Entfernung 21.3° und bis 

4.4 m Entfernung 29.5° geneigt ist. Der Böschungsfuß mündet in eine 30 cm tiefe und 1 m breite 



Mulde. Die Böschung besteht aus aufgeschüttetem, feinsandigen Mittelsand mit vereinzelten Eisenund 

Humuskonkretionen, abgedeckt mit 20 cm humusreichem Oberboden (jAh). In 2.3 m Tiefe 

(Bezugshöhe Straßenniveau) kann ein ca. 10 bis 20 cm mächtiger fossiler humoser Horizont (fAh) mit 

Raseneisenerz bis zum Böschungsfuß verfolgt werden. Der gesamte Standort ist mit Gras 

bewachsen, die Böschung allerdings nur lückig (Sommertrockenheit, angezeigt durch 

trockenresistente Arten wie Blaugras). Die Nutzung des angrenzenden Geländes ist Grünbrache, die 

Mahd erfolgt einmal im Jahr. Ab 20 m Entfernung beginnt eine regelmäßig gemähte eingezäunte 

Weide. Erst nach ca. 150 m Entfernung vom Fahrbahnrand stehen vereinzelt alte Bäume. 

Der Standort ist grundwassernah (mittlere Grundwasserstände bei 1.3 m u GOK, siehe Abb. 70). 

Infolge des geringen Grundwasserflurabstandes kommt es in den Sommermonaten zu kapillarem 

Aufstieg und durch das eisenhaltige Aufstiegswasser zur Bildung von Raseneisenstein, weshalb das 

sich anschließende Grünland im Abstand von mehr als 6 m zur Fahrbahn bis in 70 cm tiefgepflügt 

(rAp) wurde. 

Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 5.1. Das Raseneisenerz, das 

sich auf dem grundwassernahen Wiesenstandort bildete, prägt auch heute noch die Bodenprofile 

(Brauneisengleye) in 10 m und 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand (Abb. 16). Die Bodenprofile in 

2.5 m und 1 m Entfernung zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch den Straßenbau (siehe 

Abb. 15). Der Damm und teilweise die Mulde wurden aus sehr homogenem kalkfreiem Sand 

aufgeschüttet, in dem nur einzelne Humusflecken und Eisenkonkretionen zeigen, daß das Substrat 

umgelagert wurde. Der humusreiche oberste Horizont (0 bis 30 cm) wurde bis in etwa 5 m Entfernung 

aus standortfremdem Oberbodenmaterial aufgetragen, so daß ein A-C-Profil entstand, das bis auf 

feuchtebedingte Marmorierungen in 1 m Entfernung keine bodenbildenden Prozesse erkennen läßt 

(Tabellen im Anhang). 

Abb. 15: Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 


22 

Abb. 16: Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 

5 m Entfernung vom Fahrbahnrand


Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben wurden 

am 6.5.1999 entnommen. Es wurden keine Beanstandungen bei der Begehung geäußert. 

Im August 1999 wurde an diesem Standort eine automatisch messende Klimastation aufgestellt. 

Aufgrund des langgestreckten gleichförmigen Dammes und des homogenen sandigen Substrats 

wurde an diesem Standort im Sommer 2000 der Einbau von je 40 automatisch messenden TDR- und 

DAT-Sonden sowie Depositionsmessungen und die Messung des Straßenabflusses durchgeführt. 

2.3.3 Standort 3A BAB7, km 91.1 Fallingbostel 

Der Standort (Abb. 17) liegt auf der Ostseite der Autobahn und hat eine sehr flache Mulde (weniger 

als 20 cm tief). Die Autobahn ist hier vierstreifig mit Standstreifen, die Fahrgeschwindigkeiten sind 

hoch (120 bis über 150 km/h). Staus traten während der Messfahrten nie auf. Die Verkehrsstärke 

(DTV) liegt bei 50 000 – 70 000 Kfz/d. 

Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn der Grünbrache (Stillegungsfläche, Umbruch alle zwei Jahre) ist 

der Boden mit dichter Grasnarbe bedeckt, auch feuchtezeigende Stauden wie Giersch und 

Frühlingskerbel sind anzutreffen, teilweise wachsen kleinere Gehölze (Feldahorn, Eichen). Die 

Messgeräte wurden an einem gehölzlosen Abschnitt eingebaut, um störungsarme Strömungs- und 

Abflussverhältnisse zu bekommen. Im Abstand von 9 m vom Fahrbahnrand trennt ein 2 m hoher 

Wildschutzzaun (verzinkter Draht) das grasbedeckte Gelände am Autobahnrand von der stillgelegten 

Ackerfläche ab. Die Stilllegungsfläche verändert ihr Aussehen über ca. zweihundert Meter Entfernung 

vom Fahrbahnrand nicht, danach beginnt ein lockerer Eichenwald. 

Abb. 17: Standort 3A / Fallingbostel 

Der Standort weist pseudovergleyte Braunerden aus schluffigem bis schwach lehmigem Sand auf. 

Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 4.6. 

Alle vier Bodenprofile zeigen deutliche Marmorierungen durch den Stauwassereinfluss, der durch das 

lehmige Substrat verursacht wird. Auf der Stillegungsfläche (in 10 m Entfernung) ist der Oberboden 

gepflügt. Die Bodenprofile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen 

deutlich die Veränderung durch den Straßenbau, wo der ehemalige Pfughorizont von 45 bis 70 cm 



aufgeschüttetem Material überdeckt ist (siehe Tabellen im Anhang). Darunter ist noch der frühere 

Bodenprofilaufbau zu erkennen. Es wurde wenig standortfremdes Material zur Gestaltung des 

Banketts verwendet, sondern vermutlich hauptsächlich anstehendes Substrat umgelagert. Der 

Standort ist grundwasserfern (GW mehr als 5 m unter GOK), das Jahresmittel der Niederschläge liegt 

in diesem Gebiet bei 760 mm, die mittlere Grundwasserneubildungsrate auf einem vergleichbaren 

Grünland liegt bei 260mm/a. 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Mai 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben konnten 

am 27.5.1999 genommen werden. 

Der Vorschlag auf der Begehung, direkt am Fahrbahnrand unter der Grasnarbe noch etwas Material 

von Hand abzutragenen, um einen gleichmäßigeren Wasserabfluss zu gewährleisten, wurde am 

2.9.1999 ausgeführt. 

Abb. 18: Standort 3A / Fallingbostel, Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand 

In Abb. 18 ist ein stark gestörtes Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zu erkennen, das 

durch Infiltration in der Nacht nach der Beprobung starke innere Erosion erlitt. 

2.3.4 Standort 4A A115 (AVUS) – 1 km nördlich der Abfahrt Hüttenweg 

Dieser südwestlich von Berlin im Grunewald gelegene Autobahnabschnitt gehört zur ehemaligen 

Transitstrecke Richtung Nürnberg. Die AVUS wurde in den zwanziger Jahren angelegt. Es kann 

davon ausgegangen werden, daß dieser Standort unter den ausgewählten der am längsten in Betrieb 

befindliche ist. 

Der Standort (Abb. 19) liegt auf der Westseite der Autobahn. Die Böschung ist ca. 1 m hoch, in 1 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand trennt eine Leitplanke das fast ebene Bankett vom Böschungsrand, 

eine Mulde existiert nicht. Die Autobahn ist vierstreifig, kurz vor der Messstelle beginnt ein 

zweistreifiger Abfahrtsstreifen der Ausfahrt Hüttenweg. Es besteht eine 

Geschwindigkeitsbeschränkung von 100 km/h. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt bei 70 000 bis 90 000 

Kfz/d. 

Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des dichten Laubmischwaldes nach 3 m ist der Boden mit 

lückiger Grasnarbe bedeckt. Der Waldrand ist durch Sträucher und kleinere Gehölze (v.a. Sanddorn, 

Wildrosen, Feldahorn) sehr dicht. Der Wald wird nach 25 m noch einmal durch eine asphaltierte 

24


schmale Waldstraße (Kronprinzessinnenweg), die als Rad- und Fußweg sowie zur Bewirtschaftung 

genutzt wird, unterbrochen. 

Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.8. Im Unterboden wurden 

Werte um 4.3 gemessen. 

Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt eine podsolige Braunerde, das ist der Bodentyp, der auch 

am Referenzstandort Grunewald typisch ist. Die Bodenprofile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom 

Fahrbahnrand zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch den Straßenbau. 

Abb. 19: Standort 4A / AVUS Hüttenweg 

Bis in mehr als 1 m Tiefe ist kein Zeichen des früheren Bodenprofilaufbaus zu erkennen, das 

aufgeschüttete Substrat ist mit Ziegelstücken, Teer-, Beton- und Holzkohlebröckchen durchsetzt, 

auch Kunstoffstücke wurden gefunden. Es wurde also vor allem standortfremdes Material zur 

Gestaltung des Damms und Banketts verwendet. Der Standort ist grundwasserfern (GW mehr als 

10 m unter GOK). 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Mai 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben fielen 

am 11.6.1999 an. 

Besichtigung bei der Sitzung des forschungsbegleitenden Arbeitskreises am 15.6.1999: Es wurde 

bemängelt, daß das Bankett an der Messstelle zu hoch aufgewachsen ist, so daß das 

Straßenabflusswasser aufgestaut wird und nicht über das Bankett abfließt. Es wurde vereinbart, daß 

eine Bankettschälung durchgeführt werden soll und zwar mindestens auf einer Länge von 50 m 

nördlich bis 150 m südlich der Messstelle. Diese wurde am12.10.1999 auf Veranlassung der 

Autobahnmeisterei ausgeführt (komplette Schälung des ganzen Streckenabschnittes). Die geschälte 

Breite reichte vom Fahrbahnrand bis 1 / 1.2 m Abstand (Abb. 19 direkt danach), das Schälgut wurde 

abtransportiert. Durchgeführt wurde die Schälung von einer Fremdfirma im Auftrag der 

Senatsverwaltung Berlin. 

2.3.5 Standort 5B B214, km 5.8 Altencelle 

Der Standort liegt auf der Westseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1.3 m hoch, daran 

schließt sich eine flache Mulde an (ca. 10 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig ohne 

Standstreifen, die mittleren Fahrgeschwindigkeiten liegen bei 60 bis 100 km/h, gelegentlich tritt 



Rückstau von einer Ampelanlage auf. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt in der Klasse 15 000 bis 20 000 

Kfz/d. 

Am Straßenrand stehen Alleebäume (alte Eichen) im Abstand von je 20 m. Vom Fahrbahnrand bis 

zum Beginn des dichten Laubwaldes nach 12 m ist der Boden mit üppiger Krautvegetation bedeckt, 

die im Sommer bis über 120 cm hoch wird. Es handelt sich um extensives Grünland, das seit 20 

Jahren nicht gedüngt und nur einmal jährlich gemäht wird. Davor war die Fläche unter Ackernutzung. 

Während der Messpase wurde die Fläche regelmäßig von Hand gemäht, da sonst die Sonden nicht 

mehr zu finden gewesen wären. Da die Kronen der Alleebäume sich fast berühren und der Abstand 

bis zum Wald nur gering ist, wird die Fläche stark beschattet und ist vom Wasserhaushalt und 

Auskämmeffekt der Bäume für Deposition zwischen Freiland- und Waldstandorten einzustufen. Die 

pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (rAp) liegen in 10 m Entfernung bei 4.7. Der Waldrand beginnt fast 

direkt hinter der Messstelle und ist durch Sträucher und Gehölze (v.a. Faulbaum, Johannisbeere, 

Brombeere) relativ dicht. 

Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen überschütteten humosen Horizont in 50 bis 70 cm 

Tiefe und bis fast in den Oberboden leichte Rostfleckung. Aufgrund des im Jahresverlauf sehr stark 

schwankenden Grundwasserspiegels (zwischen ca. 70 cm im Spätwinter/Frühjahr und mehr als 2.5 m 

im Herbst) kann der Boden als Wechselgley angesprochen werden (Profile in 10 m und 6 m 

Entfernung). 

Die Bodenprofile in 3.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen leichte Veränderungen 

durch den Straßenbau. Es wurde fast nur standortnahes Material zur Gestaltung des Damms und 

Banketts aufgeschüttet und in etwa 90 cm Tiefe ist im Profil 5B/1 der begrabene ursprüngliche 

Oberbodenhorizont zu finden. Der Standort ist wechselnd grundwassernah, beeinflusst duch 

Wasserstandschwankungen eines nahegelegenen Flüsschens. 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im März 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben 

konnten am 8.4.1999 genommen werden. Bei der Begehung wurden keine Beanstandungen 

geäussert. 

2.3.6 Standort 6B B188, km 1.9 Gifhorn I (Ost) 

Der Standort liegt auf der Südseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1 m hoch, daran schließt 

sich eine flache Mulde an (ca. 20 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig mit einem etwas 

schmäleren Seitenstreifen, der an dieser Stelle oft als Abbiegespur benutzt wird. Es herrschen 

geringe Fahrgeschwindigkeiten vor (60 bis 80 km/h) und häufig stehender Verkehr wegen eines 

naheliegenden Bahnübergangs mit Ampelanlage. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000 

und 20 000 Kfz/d. 

Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des lockeren Laubwaldes nach 2 m ist der Boden mit Gras und 

mittlerer Krautvegetation bedeckt, die im Sommer bis ca. 80 cm hoch wird. Während der Messpase 

wurde die Fläche regelmäßig von Hand gemäht, da sonst die Sonden nicht mehr zu finden gewesen 

wären. Der Waldrand ist relativ locker. 

Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 3.1. 

Der Standort weist Podsole auf, der Boden wurde vor der Waldpflanzung gepflügt, ist aber im Wald 

wenig verändert. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Podsol, der im Unterboden 

verbraunt ist und leichte Rostfleckung aufweist. Beide Merkmale liegen aber zu tief, um für die 

Namensgebung bestimmend zu sein, so daß der Boden trotz relativer Grundwassernähe nicht als 

Braunerde oder Gley einzustufen ist. 

Die Bodenprofile in 4 m und 1.5 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen leichte Veränderungen 

durch den Straßenbau. Es wurde fast nur standortnahes Material zur Gestaltung des Damms und 

Banketts aufgeschüttet und in etwa 100 cm Tiefe ist im Profil 6B/4 ein begrabener anstehender 

26


Horizont (Go) zu finden. Der Standort ist, bezogen auf den Wurzelraum des Waldes, grundwassernah 

(Grundwasserspiegel ca. zwischen 1.2 m und 2.5 m, siehe Abb. 72). 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben wurden 

am 5.5.99 gewonnen. Bei der Begehung wurde vorgeschlagen, direkt am Fahrbahnrand unter der 

Grasnarbe (die einen kleinen Wall bildete) etwas Material von Hand abzuschippen und damit die 

davorliegende ausgefahrene Fahrspur zu füllen und zu verdichten, um die Spritzwasserbildung zu 

normalisieren. Das wurde am 3.9.99 ausgeführt. 

2.3.7 Standort 7B B188, km 1.4 Gifhorn II (West) 

Der Standort (Abb. 20) liegt auf der Südseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 20 cm hoch, 

daran schließt sich eine flache Mulde an (ca. 20 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig mit einem 

etwas schmaleren Seitenstreifen. Es herrschen mittlere Fahrgeschwindigkeiten vor (ca. 80 km/h) und 

manchmal stehender Verkehr wegen eines naheliegenden Bahnübergangs mit Ampelanlage. Die 

Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000 und 20 000 Kfz/d. Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn 

des lockeren Laubwaldes nach 3 m ist der Boden mit Gras und lockerer Krautvegetation bedeckt, die 

im Sommer bis ca. 50 cm hoch wird. Der Waldrand ist durch Ahornjungwuchs im Sommer relativ 

dicht. Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.9. 

Der Standort weist Podsole auf, die auch in Straßennähe nur wenig durch Substratüberlagerung 

beeinflusst sind. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Podsol, der im Unterboden leichte 

Rostfleckung aufweist. Dieses Merkmal liegt aber zu tief, um für die Namensgebung bestimmend zu 

sein, so daß der Boden trotz relativer Grundwassernähe nicht als Gley einzustufen ist. Die drei 

anderen Profile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen mehr 

Grundwassereinfluss. Die Rostfleckung, die anzeigt, daß der Kapillarsaum zeitweise bis in diese 

Horizonte hineinreicht, beginnt schon etwa 50 bis 60 cm unter der Geländeoberfläche, so daß die 

Böden als Gley-Podsole angesprochen wurden. Es wurde fast nur standortnahes Material zur 

Gestaltung des Banketts aufgeschüttet. Der Standort ist, bezogen auf den Wurzelraum des Waldes, 

grundwassernah (Grundwasserspiegel ca. zwischen 1 m und 2 m). 

Abb. 20: Standort 7B / Gifhorn West 



Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Dezember 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben 

wurden am 3.2.2000 entnommen. 

2.3.8 Standort 8B B214, km 8.5 Flackenhorst / Eicklingen 

Der Standort (Abb. 22) liegt auf der Westseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1.6 m hoch, 

daran schließt sich eine zeitweise wasserführende Mulde an (ca. 40 cm tief) . Die Bundesstraße ist 

zweistreifig ohne Standstreifen, es werden relativ hohe Geschwindigkeiten gefahren, ca. 100 bis 

120 km/h. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000 und 20 000 Kfz/d. 

Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des extensiven Grünlands nach 5 m ist der Boden mit dichter 

feuchteliebender Krautvegetation bedeckt, die im Sommer bis ca. 50 cm hoch wird. 

Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 5.1. 

Der Standort weist Gleye auf, die in Straßennähe relativ stark durch Substratüberlagerung beeinflusst 

sind. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Gley, der bis in den ehemaligen Pflughorizont 

(Go/rAp) leichte Rostfleckung aufweist (Abb. 21). Die drei anderen Profile in 4.8 m, 2.5 m und 1 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen ebenfalls deutlichen Grundwassereinfluss. Die Rostfleckung, 

die anzeigt, daß der Kapillarsaum zeitweise bis in diese Horizonte hineinreicht, beginnt teilweise 

direkt an der Geländeoberfläche. 

Selbst im Bankett, das 1.6 m oberhalb der Geländeoberfläche liegt, ist ab 45 cm Tiefe Rostfleckung 

zu sehen, die am Tag der Bodenbeprobung auch mit einer starken Wasserführung des schlecht 

gefestigten Substrats einherging (vergleichbar am Standort 3A, siehe Abb. 18). Hier könnte die 

Rostfleckung auch von der häufigen Zufuhr von Straßenablaufwasser mitverursacht werden. Es 

wurde fast nur standortähnliches Material als Damm aufgeschüttet. 

Abb. 21: Standort 8B / Flackenhorst, Bodenprofil in 10 mEntfernung vom Fahrbahnrand 

28


Abb. 22: Standort 8B / Flackenhorst 

Der Standort ist grundwassernah, er weist von allen untersuchten die geringsten 

Grundwasserflurabstände auf. Der Grundwasserspiegel liegt ca. zwischen 0.4 m und 1.2 m. Durch 

das feinkörnige Substrat (Feinsand, zum Teil mit Schluffanteilen bis 40 %) kann aufsteigendes 

Kapillarwasser größere Höhenunterschiede überwinden als bei gröberem Substrat, so daß die Krautund 

Grasvegetation auch im Hochsommer gut mit Wasser versorgt ist. Dadurch erhöht sich die 

Verdunstung an vergleichbaren Standorten sehr stark, so daß hier ohne Straßeneinfluss vermutlich 

nur eine sehr geringe Sickerwasserbildung und damit Grundwasserneubildung auftritt. Trotzdem ist 

die Eintragsgefahr für Schadstoffe in das Grundwasser auch hier gegeben, da der 

Grundwasserflurabstand sehr gering ist. 

Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Dezember 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben 

konnten am 3.2.2000 genommen werden. 

2.3.9 Referenzstandort I Grunewald 

Der Referenzstandort Grunewald liegt etwa 700 m von der A 115 in einem Kiefernforst mit etwas 

Beimischung von Laubbäumen. Er weist dieselben klimatischen und geologischen Eigenschaften auf 

wie der Standort 4A an der A 115 / AVUS. Auch hier finden sich Rostbraunerden aus Geschiebesand. 

Es handelt sich um feinsandigen Mittelsand, zum Teil mittelsandigen Feinsand, mit sehr geringen 

Schluff- und Tonanteilen und nur vereinzelten Lehm/Tonbändchen im Unterboden. Die langjährig hier 

gemessene Grundwasserneubildungsrate liegt je nach Baumbestand bei 70 bis 80 mm/a oder 

darunter. Der Grundwasserflurabstand ist größer als 10 m. 

2.3.10 Referenzstandort II Fuhrberger Feld 

Das Fuhrberger Feld ist ein für norddeutsche Verhältnisse typisches Wassergewinnungsgebiet. Es 

liegt etwa 30 km nordöstlich von Hannover und ist naturräumlich der nordwestdeutschen 

Geestniederung zuzuordnen. Geologisch ist das Gebiet durch 20 bis 30 m mächtige quartäre 

Sedimente (Sande und kiesige Sande) über kreideeiszeitlichen Tonsteinen geprägt. 

Die Lockersedimente bilden einen ausgedehnten Aquifer, aus dem das Wasserwerk Fuhrberg seit 

1959 Grundwasser fördert. Die Böden des Fuhrberger Felds sind in meist 2 bis 3 m mächtigen 

fluviatilen Fein- bis Mittelsanden entwickelt. 



Im langjährigen Mittel fallen 700 mm Niederschlag / Jahr, die mittlere Grundwasserneubildung unter 

Nadelwald beträgt 135 mm / Jahr. Die mittlere Jahrestemperatur liegt bei 8.8°C. 

Der Boden in der Umgebung des Referenzstandortes ist ein Gley-Podsol. Der Grundwasserstand 

schwankt im Jahresverlauf etwa zwischen 0.8 und 1.6 m unter Flur. In der Nähe der 

Horizontalfilterbrunnen des Wasserwerkes werden jahreszeitlich schwankend auch deutlich 

niedrigere Grundwasserstände erreicht. Der Standort ist mit etwa 80-jährigen lichten Kiefern 

bewachsen, die einen Kronenschluß von nicht mehr als 40 % aufweisen. Als Unterwuchs treten 

Heidelbeere, Heidekraut, Aufwuchs von Vogelbeere und Birke auf (Beschreibung nach Teichert 

2001). 

30

3 Methoden 


3.1 Geländemethoden 

3.1.1 Sickerwassergewinnung 

3.1.1.1 Saugsonden 

Die Saugsonden haben Keramik-Saugköpfe (SKA 100 FF, Fa. Haldenwanger) mit den Außenmaßen 

60 mm x 24 mm. Der Innendurchmesser beträgt 19 oder 18 mm. Sie bestehen aus Al2O3-Sinter, 

haben eine offene Porosität von 40 bis 45 % und einen mittleren Porendurchmesser von 0.45 µm. 

Der Schaft der Saugsonden besteht aus Plexiglasrohr, in das der Keramikkopf mit einem 

Zwischenstück aus Plexiglas eingeklebt wird. Das Rohr ist oben mit einem Silikonstopfen 

verschlossen. Die Entnahme der Wasserproben erfolgt durch einen PE-Schlauch, der durch den 

doppelt durchbohrten Silikonstopfen bis auf den Grund des Keramikkopfes reicht. Das Anlegen und 

Ablassen des Unterdruckes erfolgt durch einen Glashahn, der durch die zweite Bohrung des Stopfens 

geführt ist. Das Totvolumen der Sonden beträgt ca. 1 bis 2 ml. 

3.1.1.2 Konditionierung der Saugsonden 

Die Saugsonden wurden zweimal mit Leitungswasser gespült, um anhaftenden Staub aus dem 

Produktionsprozeß zu entfernen und dann in Wannen mit wassergesättigtem Straßenrandboden 

gestellt, der 1:1 mit sauberem, kalkfreiem Feinsand gemischt wurde. Der dafür verwendete (Sand-) 

Boden wurde am Schönefelder Kreuz südöstlich von Berlin in 1 m Entfernung von der Fahrbahn 

entnommen. Nach dem Anlegen eines Unterdruckes von -0.6 bar zur Dichtigkeitsprüfung, danach - 

0.3 bar, wurde das in die Sonden eintretende Wasser mehrfach abgesaugt, jeweils neuer Unterdruck 

angelegt und die Lösung danach darin stehen gelassen. Die Sonden wurden so ein bis zwei Wochen 

in Straßenrandboden konditioniert, bevor sie transportfertig verpackt und innerhalb weniger Tage 

eingebaut wurden. 

3.1.1.3 Aufbau der Saugsondenfelder 

An jedem der acht Messstandorte wurde ein Saugsondenfeld mit dem gleichen Aufbau installiert 

(siehe Abb. 23). Es wurden in jeweils vier Entfernungen vom Fahrbahnrand (i.d.R. 1 m, 2.5 m, 5 m, 

10 m) und in zwei Tiefen Saugsonden installiert. In jedem untersuchten Horizont wurden vier 

Saugsonden verlegt, um sowohl einen Ausgleich von Bodenheterogenitäten als auch eine größere 

Sickerwassermenge zu erreichen. Die Bodenlösung dieser vier Parallelproben aus jeweils einem 

Horizont und einer Entfernung vom Fahrbahnrand wurde zur Schwermetallanalytik als Mischprobe 

behandelt. 

Die Entfernungen wurden den örtlichen Gegebenheiten angepaßt, so daß die Köpfe der zweiten oder 

dritten Saugsondenreihe unter der Entwässerungsmulde liegen, während die erste und letzte Reihe 

mit einem und zehn Metern Abstand an allen Standorten gleich angebracht wurden. 

Die Tiefen wurden nach der vorliegenden Horizontierung so gewählt, daß die Austrocknung im 

Sommer nicht zu früh stattfand: Die obere Tiefe ist an allen Standorten einheitlich 50 cm, so daß das 

Sickerwasser innerhalb oder kurz unterhalb des humosen A-Horizontes, aber noch im Wurzelraum 

entnommen wird. Die untere Tiefe wurde den Wurzelverhältnissen angepaßt und liegt für die vier 

Grünlandstandorte (2A, 3A, 5B, 8B) und die grundwassernahen Waldstandorte (6B, 7B) bei 1 m, für 

die grundwasserfernen Waldstandorte (1A, 4A) bei 1.5 m bzw. 1.9 m unter der Geländeoberfläche. 

Um das Eindringen von Oberflächenwasser entlang des Schaftes zu minimieren, wurden die 

Saugsonden in einem Winkel von 30° zur Senkrechten eingebaut und mit einer Gummimanschette an 

der Bodenoberfläche versehen. 



Aus Platzgründen sind in den folgenden Abb. 23 und 24 die Tensiometer und TDR-Sonden zwischen 

5 und 10 m Entfernung eingezeichnet, sie wurden jedoch in der Mulde oder auf der Böschung des 

Banketts eingebaut. 

0.5 

2 

Abb. 23: Schematischer Schnitt duch eine Messstelle 

3.1.1.4 Beprobungsintervalle, angelegter Unterdruck, Entnahmemengen 

Die Beprobung erfolgte im Abstand von zwei bis vier Wochen. 

Der angelegte Unterdruck richtete sich nach der bei der vorigen Beprobung erzielten Wassermenge. 

Er wurde so gewählt, daß je Saugsonde eine Probenmenge von etwa 40 bis 60 ml erreicht wurde, so 

daß alle wichtigen Parameter bestimmt werden konnten, aber dem System möglichst wenig Wasser 

entnommen wurde. Die dazu nötigen Unterdrucke liegen i.d.R. zwischen -0.15 und -0.3 bar, bei 

starker Austrocknung im Sommer auch bis zu -0.5 bar. 

Der Schaft der Sonden dient gleichzeitig als Unterdruckvorratsgefäß und als Probenbehälter. Der 

Unterdruck wird direkt nach der Entnahme der vorigen Wasserproben angelegt. Je nach 

Wasserspannung und Wassergehalt im Boden ist nach wenigen Stunden bis ca. drei Tagen der 

Saugspannungsausgleich mit dem umgebenden Boden erreicht. Ab da bis zur Entnahme wird die 

Wasserprobe im Keramikkopf und dem unteren Teil des Saugsondenschaftes aufbewahrt. Sie 

befindet sich also die ganze Zeit in der Bodentiefe, aus der sie stammt, bei der aktuellen 

Saugspannung und Temperatur und in hydraulischer Verbindung mit dem Porenwasser außerhalb 

der porösen Keramik. 

32 

1 

3 

Entfernung vom Fahrbahnrand (m) 

1 2.5 5 10 

Tiefe unter GOK (m) 

Saugkerze 

(Wasserprobenahme) 

TDR-Sonde 

(Wassergehaltsmessung) 

Tensiometer 

(Wasserspannungsmessung)

2 

4 

8 

12 


1 2.5 5 Entfernung vom Fahrbahnrand (m) 10 

Strecke parallel zur 

Fahrbahn (m) 

Saugkerze (Wasserprobenahme) 

TDR-Sonde (Wassergehaltsmessung) 

Tensiometer (Wasserspannungsmessung) 

Abb. 24: Schematische Lage der Messpunkte an der Bodenoberfläche. Die Pfeile stellen schematisch Niederschlag, 

Abfluss und Versickerung dar. 

3.1.1.5 Probengefäße, Vorbehandlung, Transport der Proben für die Schwermetallanalytik 

Alle verwendeten Glasgefäße wurden in einer Laborspülmaschine vorgereinigt (zwei Nachspülgänge 

mit deionisiertem Wasser) und anfangs danach je zweimal mit verdünnter HNO3 suprapur und 

Reinstwasser gespült und im Trockenschrank getrocknet. Tests an Blindproben ergaben, daß die 

Reinigung durch die Laborspülmaschine ausreicht und auch nach mehrwöchiger Lagerung von 

Wasserproben in den Flaschen keine Memory-Effekte nach der Reinigung feststellbar waren. 

Daraufhin wurde auf die HNO3-Nachspülung verzichtet. 

Die Entnahme der Wasserproben aus den Saugsonde erfolgte jeweils an den Beprobungsterminen 

mit 100-ml-Duranflaschen mit doppelt durchbohrtem Deckel, an die mit einer Saugpumpe ein 

Unterdruck von 0.2 bis 0.4 bar angelegt wurde. Bis Juli 1999 wurden 1000-ml-Duranflaschen zu 

Aufbewahrung und Transport für die direkt im Gelände hergestellten Mischproben verwendet. Ab Juli 

1999 wurden alle Wasserproben einzeln direkt in die für Aufbewahrung und Transport zur Verfügung 

stehenden 100-ml-Duran-Flaschen abgepumpt. 

Der doppelt durchbohrte Saugdeckel mit PE-Schläuchen wurde jeweils bei einem Messtermin für alle 

Proben verwendet. In ihm bleibt etwa ein Totvolumen von 0.5 bis 1 ml zurück. Um die Verschleppung 

so gering wie möglich zu halten, wurden die Saugsonden an allen Messstellen immer in der gleichen 

Reihenfolge beprobt, beginnend bei den in der größeren Tiefe und der größten Entfernung 

eingebauten Sonden. 

3.1.1.6 Bestimmung von pH-Werten, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung/Trübung, Probenmenge 

Direkt nach der Entnahme im Feld erfolgte die Messung von pH-Wert und Leitfähigkeit in den 

Originalgefäßen, wobei die Messgeräte nach jeder Probe gut mit Reinstwasser abgespült und mit 

fusselfreiem Einmaltuch getrocknet wurden. Es wurden Feld-pH-Meter der Fa. WTW mit 

temperaturkorrigierter Einstabmesskette verwendet. Damit können Probenmengen bis kleiner 15 ml 

untersucht werden. 



Zur Messung der Leitfähigkeit kam ein Feldmessgerät derselben Firma zum Einsatz. Aufgrund der 

größeren Messsonde können hiermit nur Proben von mindestens 40 ml untersucht werden. Auf einem 

weißen Hintergrund wurden die Farbe und Trübung der Proben qualitativ eingeschätzt und notiert. 

Die Probenmenge wurde auf etwa 5 ml genau anhand der Skalierung der Probenflaschen 

abgeschätzt. 

3.1.2 Beprobung des Kapillarsaums 

An sandigen Standorten, deren Grundwasserspiegel nicht tiefer als fünf Meter liegt, können mit einer 

einfachen und störungsarmen Methode größere Wassermengen (mehrere Liter) aus dem gesättigten 

Porenbereich des Bodens oberhalb oder auf Höhe des Grundwasserspiegels entnommen werden. 

Das trifft auf die Standorte 2A, 5B, 6B, 7B, 8B zu. Die Entnahme am Standort 8B wurde jedoch nach 

drei Beprobungsterminen eingestellt, da das Substrat so feinkörnig ist, daß die Beprobung meist nur 

wenige 100 ml sehr stark schlammigen Wassers ergab, die für die gewünschten Untersuchungen 

nicht ausreichten. 

3.1.2.1 Schlitzsondentechnik 

Die Beprobung des Kapillarsaumes bzw. oberflächennahen Grundwassers erfolgte mit einer 

Schlitzsonde (siehe Abb. 25). Die Sonde wird durch Bohrungen mit 20 mm Durchmesser am 

jeweiligen Beprobungstermin in den Boden bis zur Tiefe des aktuellen Kapillarsaumes eingebracht. 

Durch das Anlegen eines Unterdruckes von -0.2 bis -0.7 bar am oberen Ende des 

Schlitzsondenschaftes wird Porenwasser aus dem Kapillarsaum angesaugt und durch ein 

geschlossenes System über einen Sandfang direkt in die Probenflasche gefördert. Für die 

Probenahme zur Bestimmung der Mineralölkohlenwasserstoffe wurde eine Schlitzsonde aus 

Edelstahl benutzt. Die bei Edelstahlschlitzsonden teilweise festgestellte Abnahme der Konzentration 

organischer Schadstoffe (Reynolds et al. 1990) trat nur bei fest eingebauten Sonden auf. Durch das 

Verwerfen des Vorlaufes (s.u.) wurde das System für die jeweilige Entnahmestelle konditioniert. 

3.1.2.2 Lage der Bohrungen 

Die Bohrungen wurden im gleichen Abstand vom Fahrbahnrand angebracht wie die Saugsonden 

(i.d.R. 1 m, 2.5 m, 5 m, 10 m). Sie sind in den untersuchten Sandböden über mehrere Jahre 

standfest, können also immer wieder verwendet werden. Um Verschmutzungen und das Hineinfallen 

von stärker belastetem Bodenmaterial aus den oberen Horizonten in die Bohrung zu verhindern, 

wurden die Bohrungen bis in ca. 80 cm Tiefe mit Hart-PVC-Rohren verrohrt, mit einer 

Gummimanschette seitlich abgedichtet und mit einem Silikonstopfen verschlossen. Bei steigendem 

Grundwasserstand schließt sich der vorher über dem Grundwasserspiegel liegende Teil der 

Bohrungen durch das Zusammenfließen des Bodens beim Wegfallen der Kapillarspannung. Bei 

Wiederabsinken des Grundwasserspiegels bis zur nächsten Probenahme muss dann nachgebohrt 

werden. 

3.1.2.3 Entnahmemengen und Beprobungintervalle 

Etwa 1 bis 1.5 Liter Porenwasser wurden am Beginn jeder Probenahme abgepumpt, bis nur noch 

wenig Sand und Trübstoffe im hervorgepumpten Wasser enthalten sind. Dieser Vorlauf dient 

gleichzeitig zur Spülung der Schlitzsonde, des Sandfanges und des verbindenden PE- 

Schlauchsystems und wird verworfen. 

Die dann entnommene Probenmenge richtet sich nach der vom Labor geforderten Menge für eine 

optimale Extraktion und beträgt für die Analyse der Mineralölkohlenwasserstoffe und PAK zwei Liter 

je Probe, für Benzol einen Liter. Danach wurde aus dem Sandfang jeweils noch eine kleinere Probe 

zur Schwermetallanalyse entnommen und in eine 100-ml-Duran-Flasche abgefüllt. 

34


Abb. 25: Wasserprobenahme aus dem Kapillarsaum mit Schlitzsonde 

Die Beprobung des Kapillarsaumes wurde im Mittel alle zwei bis drei Monate durchgeführt, da die zu 

erwartenden Schwankungen der Stoffgehalte geringer sind als bei oberflächennäheren 

Wasserproben. 

3.1.2.4 Probengefäße, Vorbehandlung, Transport der Proben für die organische Analytik 

Als Probengefäße zur MKW-, PAK- und Benzol-Analyse werden eingewogene, mit Aceton p.a. 

gespülte 2- Liter-Braunglasflaschen mit Schliffstopfen verwendet. Sie werden voll gefüllt (bis auf etwa 

50 ml, die zur Zugabe des Extraktionsmittels im Labor freibleiben), sofort verschlossen und während 

des Transports auf Entnahmetemperatur, wenigstens aber unter 15°C gehalten. Danach erfolgte die 

Aufbewahrung bis zur Extraktion bei 5 bis 8°C. 

3.1.2.5 Bestimmung von pH-Werten, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung / Trübung / Geruch 

Die 100-ml-Duran-Flaschen für den Probenanteil zur Schwermetallanalyse sind wie für die 

Sickerwasserbeprobung vorbehandelt. An diesen Proben erfolgt ebenfalls sofort nach der Entnahme 

die Bestimmung von pH-Wert, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung / Trübung und Geruch. 

3.1.3 Klimastation 

Im September wurde am Standort 2A / Mellendorf eine automatisch aufzeichnende Klimastation 

aufgestellt. Sie umfasste die Messung stündlicher Mittelwerte von Windgeschwindigkeit und 

Windrichtung, sowie fünfminütige Messungen von Niederschlagsmenge, relativer Luftfeuchte und 

Temperatur. 



3.1.4 Bestimmung des Bodenwassergehaltes 

Die Bestimmung der Bodenwassergehalte erfolgte in situ mit Hilfe der TDR-Methode (Time-Domain- 

Reflectometry). Als Messprinzip wird die Laufzeit einer elektromagnetischen Welle entlang einer im 

Boden fest installierten Sonde gemessen und über eine Eichfunktion in den volumetrischen 

Wassergehalt umgerechnet. 

Die Laufzeit ist in erster Linie von der relativen Dielektrizitätskonstante εr des die Sonde umgebenden 

Mediums abhängig (εr ist etwa gleich 1 für Luft, 1 bis 3 für Minerale und 80 für Wasser). Für die 

Laufgeschwindigkeit gilt: V = c * εr 1/2 + µ, wobei V die Ausbreitungsgeschwindigkeit im untersuchten 

Medium, c die Lichtgeschwindigkeit im Vakuum und µ die magnetische Permeabilität bedeuten. V 

wird aus der Wellenlaufzeit und der Sondenlänge ermittelt. Da die Dielektrizitätskonstante εr 

hauptsächlich vom volumetrischen Wassergehalt des Bodens abhängt, während Unterschiede in 

magnetischer Permeabilität, Dichte, Salzgehalt, Bodentemperatur, Bodenart und pH-Wert nur einen 

sehr geringen Einfluss haben, kann der Wassergehalt durch die TDR-Messung einfach bestimmt 

werden (Plagge et al. 1997). Die erreichbare Genauigkeit beträgt +- 1 Vol.-%. Das Messvolumen liegt 

zwischen den parallelen Sondendrähten und hängt von deren Länge und Form ab. Bei den 

verwendeten Sonden umfasst es etwa 800 cm³. 

3.1.5 Bodenwasserspannung 

Neben der Bestimmung des Wassergehaltes sind für Aussagen zur Richtung der Wasserbewegung 

im Boden Angaben über die Wasserspannung (Tension, Matrixpotential) in verschiedenen Tiefen des 

Bodens im Verlauf der Zeit notwendig. Eine Umrechnung der gemessenen Wassergehalte in 

Wasserspannungen ist über eine im Labor gemessene pF-Kurve (Beziehung zwischen Wassergehalt 

und Wasserspannung , siehe unten) möglich, aber aufgrund der Hysterese zwischen diesen beiden 

Größen bei Befeuchtung und Austrocknung des Bodens wesentlich ungenauer als die aktuell im 

Gelände bestimmten Werte. 

Das Messprinzip eines (Einstich-)Tensiometers basiert auf der Gleichgewichtseinstellung zwischen 

einer wassergefüllten Messzelle und dem Porensystem im Boden. Ein mit entgastem Wasser 

gefülltes Rohr ist am oberen Ende mit einem Gummiseptum luftdicht verschlossen, am unteren Ende 

ist eine poröse keramische Zelle eingeklebt. Die wassergefüllten Poren der Zelle stehen in Kontakt 

mit dem Porensystem des Bodens und über diese hydraulische Verbindung zwischen dem 

Bodenwasser und der Wassersäule im Tensiometer wird das Matrixpotential aus dem Boden auf die 

Wassersäule im Tensiometer übertragen (nach Schlichting et al. 1995). Die Ablesung erfolgt durch 

ein fest eingebautes Manometer oder ein Einstichmanometer, dessen Kanüle bei jedem Messtermin 

durch das Gummiseptum gestochen wird. Der Messbereich liegt zwischen Saugspannungen 

(Matrixpotentialen) von ca. –800 cm Wassersäule bis zur Anzeige von Wasserdrucken im gesättigten 

Bereich, so daß von sehr starker Austrocknung bis zu vollständiger Sättigung des Bodens mit Wasser 

alle Kapillarwasserspannungen bestimmt werden können. 

3.1.6 Bromid-Tracerversuch - Tiefenverlagerung des Straßenabflusswassers 

Am Standort 2A / Mellendorf wurde im Rahmen einer Diplomarbeit (Täumer 2001) nach einem 

Vorversuch bei Stolpe nördlich von Berlin ein Tracerversuch durchgeführt, um flächenhafte 

Informationen über die Verteilung der Verlagerung des infiltrierenden Straßenablaufwassers zu 

bekommen. Besonderes Interesse fand dabei die Ermittlung der Verlagerungstiefe in Abhängigkeit 

der Entfernung vom Fahrbahnrand. Versuchsbeschreibung und Ergebnisse basieren großteils auf der 

o.g. Arbeit. 

36


3.1.6.1 Auswahl des Tracers 

Als Tracer zur Bestimmung der Wasserbewegung in Böden oder Gestein können neben leicht 

löslichen Anionen auch schwach radioaktive Tracer, wie Tritium oder Na 24 eingesetzt werden. Die 

Anwendung von radioaktiven Tracern mit kurzen Halbwertzeiten wird durch die 

Gesundheitsbestimmungen eingeschränkt (Maniak 1997). 

Nach Bowman (1984) sollte ein Tracer von dem zu untersuchenden Boden nicht absorbiert oder 

zurückgehalten werden, er sollte nicht oder nur in geringen Konzentrationen im Boden vorhanden 

sein und sich konservativ verhalten. Als konservativ werden Stoffe bezeichnet, die sich im Boden 

gleich bzw. sehr ähnlich dem Wasser verhalten. Konservative Tracer werden während der 

Versuchsdauer weder chemisch noch biologisch verändert. Als Tracer geeignet sind demnach neben 

Tritium vor allem Chlorid und Bromid. Untersuchungen von Cameron & Wild zur Verlagerung von 

Nitrat, Chlorid und Tritium unter Feldbedingungen belegen, daß Chlorid und Bromid mit etwa gleicher 

Rate verlagert werden wie das Sickerwasser, während Tritium ca. 23 % langsamer verlagert wird 

(Cameron & Wild in Beisecker 1994). 

Da es im Straßenrandbereich durch Verwendung von Auftausalzen wie NaCl, MgCl2 oder CaCl2 zu 

erheblichen Chloridkonzentrationen kommen kann (Brod 1996), ist Chlorid in diesem Fall als 

Markierungsstoff nicht geeignet. Der mittlere Bromidgehalt in Böden ist hingegen sehr gering. Bromid 

reagiert als Anion nicht mit der Bodenmatrix und wird auch nicht von Mikroorganismen verwertet 

(Beisecker 1994). Deswegen wurde Bromid als Tracer ausgewählt. Vor dem Versuch konnten in 

Mellendorf Kontrollwerte von 0.4 bis 0.7 ppm Bromid bestimmt werden. 

3.1.6.2 Ausbringung des Tracers, Probenahme 

Auf einem 1 m breiten und 10 m langen Transekt quer zur Fahrbahn wurden am 19. April 2000 500 g 

Kaliumbromid ausgebracht. Das entspricht 33.6 g Bromidionen je m 2 = 336 kg Br - /ha. Die Applikation 

des Bromids, das in 20 Litern Wasser gelöst wurde, erfolgte abschnittsweise und gleichmäßig verteilt 

über die 1 m mal 10 m große, direkt an der Fahrbahn beginnende Fläche mit einer feinverteilenden 

Gießkanne. 

Die Probenahme erfolgte nach einem Monat, am 22. Mai 2000 in einer 9 m langen und 1 m bis 1.7 m 

tiefen Profilgrube mit einer vertikalen Auflösung von 10 cm. Im Profilabschnitt von 0 bis 130 cm 

Fahrbahnabstand wurde das Profil bis in eine Tiefe von 170 cm und von 130 bis 440 cm Abstand bis 

in 1 m Tiefe über die gesamte Profilfläche beprobt (siehe auch Abb. 27). Darüber hinaus wurde in den 

Kompartimenten 460 bis 480 cm, 510 bis 530 cm, 700 bis 750 cm und 875 bis 925 cm bis in eine 

Tiefe von 120 bzw. 130 cm beprobt. 

Es wurden mit einer Handschaufel Mischproben von je ca. 350 g entnommen, in PE-Tüten verpackt 

und zur Bestimmung des Wassergehalts luftdicht zugeklebt. An ausgewählten Profilabschnitten 

wurden Stechzylinderproben zur Bestimmung der Lagerungsdichte gewonnen. Es wurden je drei 

Stechzylinder entnommen, das Probevolumen (Fehlstellen) abgeschätzt und das Bodenmaterial in 

eine PE-Tüte umgefüllt. Die Beprobung in größeren Tiefen erfolgte mit Hilfe eines Flügelbohrers (in 

20, 45, 90 und 260 cm Abstand zur Fahrbahn), jeweils bis zum Erreichen des Grundwassers. Im 

Anhang zu Täumer 2001 sind die Beprobungskompartimente entsprechend der Breite und Tiefe 

aufgelistet. 

3.1.7 Entnahme der Bodenproben 

Die vollständige Bodenansprache sowie die Entnahme von orientierten und gestörten Bodenproben 

wurde im Dezember 1999 und März 2000 an Profilgruben an allen Standorten durchgeführt. Es 

wurden in jeweils 1 m, 5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand Gruben von ca. 80 cm Breite und 

1.2 m Länge ausgehoben. An der straßenzugewandten Stirnwand der Gruben wurden nach der 

Profilbeschreibung (siehe Tabellen im Anhang) die Proben zur Schwermetall- und organischen 



Analytik sowie für weitere Laboruntersuchungen entnommen. Die Mischproben wurden jeweils aus 

der gesamten Mächtigkeit eines Horizontes und der gesamten Breite der Profilwand gewonnen. Dann 

wurden aus ausgewählten Horizonten ungestörte Proben (je 10 Stechzylinder 100 cm³) zur 

Bestimmung von Durchlässigkeitsbeiwert, pF-Kurven und Lagerungsdichten entnommen. Die 

Entfernung 2.5 m wurde von der Rückwand der 1-m-Grube aus aufgegraben und beprobt. 

3.1.8 Untersuchung von Deposition und Straßenabfluss 

Am Standort 2A / Mellendorf wurden im Rahmen einer Studienarbeit (Diehl 2001) 

Depositionsmessungen und Untersuchungen des Straßenabflusswassers durchgeführt. 

Versuchsbeschreibung und Ergebnisse basieren großteils auf der o.g. Arbeit. 

Die Staubdeposition wurde durch Aufstellen von je 2 HNO3-gespülten Bergerhoffgefäßen 

(Einmachgläsern) in 1 m, 2.5 m, 4.8 m und 10 m Entfernung vom Straßenrand mit dem Glasrand ca. 

5 cm über dem Erdboden ermittelt. Mit einem Glas in 10 m Entfernung vom Straßenrand mit dem 

Glasrand ca. 1.5 m über dem Erdboden (Aufstellung nach VDI-Richtlinie) wurde ein Vergleichswert 

ermittelt. Es wurden Bergerhoffgefäße mit 8.7 cm und 9.5 cm Durchmesser der Öffnung verwandt. 

Diese wurden jeweils nach 24, 116, 20 und 43 Tagen gegen neue HNO3-gespülte ersetzt. 

Zur Erfassung des Straßenabflusses wurde ein Abflusssammler bestehend aus 10 Einzelkammern an 

die Straßenbelagskante eingebaut. So konnte das Abflusswasser über die Breite von 1 m in 10 

Fraktionen, bezogen auf jeweils 10 cm, erfasst und in große PE-Flaschen (10 bis 50 L) geleitet 

werden. Schläuche und Flaschen bestanden aus PE, der Sammler selbst aus PVC. 

In Abständen von etwa 20 bis 30 Tagen wurden diese Auffangflaschen beprobt, die Menge ermittelt 

und zweimal zusätzlich zu den Einzelproben eine gesamte Flasche mit ins Labor gebracht. 

Leitfähigkeit und pH-Wert wurden wie bei den Sickerwasserproben gleich nach der Probenahme im 

Feld gemessen. 

3.1.9 Messausfälle 

Ab Juni 1999 hielten zunehmend mehr Saugsonden schlechter den Unterdruck und lieferten nur noch 

geringe Wassermengen oder gar keine Proben mehr. Anfangs wurde dieses Verhalten als 

Trockenfallen durch sommerliche Austrocknung des Bodens gedeutet. Es stellte sich jedoch heraus, 

daß das verwendete Saugsondenmaterial insbesondere den höheren Unterdrucken nicht standhielt, 

so daß Haarrisse auftraten, die nach einer gewissen Zeit zur Undichtigkeit der Saugsondenkeramik 

führten. Dadurch fielen zwischen Juni und Oktober 1999 bis über die Hälfte der Proben weg. Davon 

betroffen waren als erstes bzw. hauptsächlich die Saugsonden in 0.5 m Tiefe, da hier ein etwas 

höherer Unterdruck angelegt wurde, um das geringere Volumen der Saugsonde auszugleichen und 

dieselbe Probenmenge zu erhalten wie in der größeren Tiefe. 

Die Saugsonden wurden ab September 1999 sukzessive gezogen und gegen solche mit stabileren 

Keramikköpfen ausgetauscht. Es konnten jeweils nur soviele Sonden zur Reparatur entnommen 

werden, wie Austauschsonden zur Verfügung standen, da die Bohrungen aufgrund der 30°-Neigung 

nicht lange standfest sind. So konnte der Austausch erst im Oktober 1999 abgeschlossen werden. 

38


3.2 Labormethoden 

3.2.1 Wasserproben 

3.2.1.1 Konservierung, Mischprobenbildung 

Die Proben für die Schwermetallanalyse wurden nach Ankunft im Labor durch Zugabe eines Tropfens 

HNO3 suprapur je 50 ml Probenmenge auf einen pH-Wert unter 2 gebracht und bis zur Analyse 

aufbewahrt (ein bis drei Wochen bei Zimmertemperatur). 

Von März bis Juli 1999 wurden jeweils alle vier Proben aus der gleichen Tiefe und Entfernung an 

einem Messstandort sofort nach der Bestimmung von pH-Wert und Leitfähigkeit im Feld zu einer 

Mischprobe vereinigt. Dabei wurde jeweils die gesamte Probenmenge verwendet, auch wenn die 

geförderten Mengen etwas unterschiedlich waren. Aufgrund des feuchten Frühjahrs und der relativ 

homogenen Körnungsverhältnisse lieferten die Saugsonden allerdings bei gleichem angelegten 

Unterdruck fast genau die gleiche Probenmenge, so daß kaum ein Unterschied zur späteren Methode 

der Mischprobenherstellung besteht. 

Aufgrund der Haarrißbildung am Keramikkopf vieler Saugsonden (siehe auch oben unter 

„Messausfälle“) fielen zum Teil über die Hälfte der Proben weg, so daß bis zum sukzessiven 

Austausch der Saugsonden im September und Oktober auf die Mischprobenbildung verzichtet wurde 

und alle anfallenden Proben einzeln analysiert wurden. 

Ab Ende November 1999 konnten alle ausgetauschten Sonden wieder als gut konditioniert 

angesehen werden, so daß nun wieder Mischproben aus den jeweils vier zusammengehörigen 

Proben hergestellt wurden. Da aufgrund der sehr starken Austrocknung im Spätsommer die 

anfallenden Probenmengen jetzt größere Unterschiede aufwiesen, wurde seitdem die 

Mischprobenbildung durch Aliquotierung im Labor durchgeführt. Jeweils die gleiche Menge von jeder 

der vier Parallelproben wird in einen 100-ml-Standzylinder gefüllt, angesäuert und durch Schütteln 

gemischt. Mit 20 bis 30 ml dieser Menge wird ein 50-ml-PE-Fläschchen vorgespült, die Vorspülmenge 

verworfen und mit dem Rest der Mischprobe die PE-Flasche aufgefüllt und bis zur Analyse 

aufbewahrt. In den 100-ml-Standzylinder kommen also maximal 50 ml je Probe, wenn nur zwei 

Saugsonden Probenflüssigkeit liefern, mindestens aber 10 ml je Probe, wenn die Probenmenge sehr 

gering ist. Probenmengen unter 10 ml wurden dazugegeben, aber von den anderen Parallelen dann 

trotzdem 10 ml verwendet, damit die Mischprobenmenge auf jeden Fall für die Schwermetallanalyse 

ausreichte. 

3.2.1.2 Schwermetallkonzentrationen 

Die Sickerwasserkonzentrationen von Pb, Cd, Cu, Ni und Cr wurden am Graphitrohr-AAS bestimmt 

(AA700 der Fa. Perkin-Elmer), die von Zn am Flammen-AAS (1100B Fa. Perkin-Elmer). Die Analyse 

erfolgte direkt aus den unfiltrierten, angesäuerten Proben. Diese waren im allgemeinen klar und 

farblos oder klar und leicht gelblich bis bräunlich gefärbt. In einzelnen Proben traten Tage oder 

Wochen nach der Entnahme und dem Ansäuern braune Niederschläge auf, bei denen es sich 

vermutlich um vorher kolloidal gelöste organische Substanzen handelt. Die Bestimmungsgrenzen 

sind in Tabelle 46 im Anhang zusamengestellt. 

Eine Verdünnung war im allgemeinen nicht nötig, die meisten der Proben lagen im Messbereich der 

o.g. Geräte. Falls doch, wurde mit angesäuertem Reinstwasser verdünnt. Ebenso wurden die 

Standards in angesäuertem Reinstwasser angesetzt. 

Die Wasserproben, die mittels der Schlitzsonde entnommen wurden, wiesen meist eine leichte 

Trübung durch Feinmaterial auf, die sich nach mehreren Stunden sehr gut absetzte. Deswegen 

wurden auch diese Proben nicht filtriert, sondern erst nach dem Ansäuern und Durchmischen aus 

dem klaren Überstand ein bis zwei ml zur Schwermetallanalyse entnommen. 



3.2.1.3 Organische Analytik (MKW, PAK, Benzol, MTBE) 

Die Bestimmung der organischen Parameter erfolgte durch ein externes Labor, die Bestimmung von 

MTBE durch das Institut für Mineralogie der Universität Frankfurt / Main. 

Die Extraktion der MKW und PAK erfolgte direkt aus den eingewogenen 2 –Liter-Braunglasflaschen. 

Das Probenvolumen wurde durch Wägung und Umrechnung mit der Dichte emittelt. Es wurde zur 

MKW-Bestimmung ein GC-FID-Screening des Hexanextraktes nach DIN 38409 (Entwurf) 

durchgeführt. Die Bestimmungsgrenze beträgt 0.1 mg/L. Zur Bestimmung der PAK wurde ebenfalls 

eine Extraktion durchgeführt und die 16 PAK nach EPA aus dem Extrakt mit HPLC Fluoreszenz-UV- 

Detektor bestimmt (EPA 610). Die Bestimmungsgrenze beträgt 0.05 µg/L für die Einzelsubstanzen. 

Benzol und MTBE wurden aus dem Kopfraum der Probengefäße bestimmt, Benzol mit HRGC-FID 

nach DIN 38 407 F9 und MTBE nach Adsorption an einen Austauscher zur Aufreinigung per GC-MS. 

Die Bestimmungsgrenze für Benzol beträgt 0.5 µg/L, die von MTBE 10 ng/L. 

3.2.2 Bodenproben 

3.2.2.1 Durchlässigkeitsbeiwert (kF-Wert) 

Die Durchlässigkeitsbeiwerte der wichtigsten bzw. durchlässigkeitsbestimmenden Bodenhorizonte 

wurden an ungestörten Bodenproben ermittelt. Diese werden dazu mit 100 cm³-Stechzylindern, die in 

die Profilwand eingedrückt oder eingeschlagen werden, entnommen (7 bis 10 Wiederholungen). Im 

Labor werden sie auf ein Filterpapier und Gitter in einem Wasserbecken gestellt, mit entgastem 

Wasser aufgesättigt, dann wird das Becken vollständig gefüllt. Zur Durchlässigkeitsbestimmung wird 

ein Haubenpermeameter verwendet, das über die Stechzylinder gestülpt wird und mit einer 

Druckmanschette an den Metallzylinder angepreßt wird. Mit Hilfe einer hängenden Wassersäule wird 

von unten Wasser durch die Probe gesaugt und die Durchflussrate mit Waage und Stoppuhr 

bestimmt. Die verwendeten Druckhöhen lagen zwischen 2 und 30 cm, im Schnitt 5 cm. Aus 

Druckhöhe, durchströmtem Querschnitt, Höhe der Probe und Durchflussrate wird der 

Durchlässigkeitsbeiwert jeder Probe berechnet und das geometrische Mittel aller Proben eines 

Bodenhorizontes bestimmt. 

3.2.2.2 Trockenrohdichte 

An je drei nicht gestörten Proben der kF-Wert-Bestimmung sowie den drei zur pF-Wert-Bestimmung 

verwendeten Stechzylinderproben wurde die Trockenrohdichte (auch Lagerungsdichte, angegeben in 

g/cm³) durch Trocknung bei 105°C bis zur Gewichtskonstanz ermittelt (DIN 19683 Blatt 12). 

3.2.2.3 Wasserspannungs-Wassergehaltskurven 

Die Wasserspannungs-Wassergehaltskurven (pF-Kurven) ungestörter Bodenproben werden für 

Aussagen über die Richtung und Geschwindigkeit des Wasserflusses im Boden benötigt. Durch 

Anlegen von Überdruck in mehreren Stufen an je drei Stechzylinderproben eines Bodenhorizontes 

werden verschiedene Wasserspannungen in den Proben erzeugt. Nachdem sich jeweils ein 

Gleichgewicht zwischen der durch den Druck erzeugten Wasserspannung und dem Wassergehalt der 

Proben eingestellt hat, werden diese gewogen und nach der höchsten Druckstufe bei 105°C 

getrocknet und nochmals gewogen. Aus diesen Wägungen kann der jeweilige Wassergehalt der 

Proben berechnet werden. 

Dieser wird in einer Grafik gegen die zugehörige Wasserspannung logarithmisch aufgetragen (pF- 

Kurve, Bodenwassercharakteristik). Diese Kurven enthalten gleichzeitig Informationen über die 

Porengrößenverteilung im Boden, die zur Charakterisierung von Wasser- und Lufthaushalt und 

Stofftransport verwendet werden. Da die Größe der Poren der Intensität ihrer Wasserbindung im 

wesentlichen proportional ist, kann aus der Wassermenge, die eine Bodenprobe bei definierter 

Saugspannung enthält, auf das Volumen der Poren geschlossen werden, deren Grenzdurchmesser 

40


duch diese angelegte Saugspannung gegeben ist. Die ermittelten Porengrößenbereiche sind 

Äquivalentdurchmesser, das heißt, es werden Poren verschiedener Form und Größe in einer Klasse 

zusammengefasst, die bei der gleichen Wasserspannung noch gesättigt ist oder schon entwässert. 

Es wird unterschieden zwischen den Porenklassen Feinporen (Äquivalentdurchmesser 1000 µm, also > 1mm). 

3.2.2.4 pH-Wert in Calciumchlorid (DIN 19684 Teil I) und Wasser 

Von den lufttrockenen Bodenproben werden je 10 g in Kunststoffbecher eingewogen und mit 25 ml 

0.01-molarer CaCl2-Lösung bzw. 25 ml deionisiertem Wasser aufgefüllt. Die Gefäße werden 

verschlossen und kurz geschüttelt, um die vollständige Benetzung des Bodens zu erreichen. Nach 

mindestens einer Stunde Standzeit und nochmaligem Aufschütteln wird der pH-Wert in Wasser und in 

CaCl2 bestimmt (elektrometrisch, mit demselben Messgerät wie bei den Wasserproben im Feld). 

3.2.2.5 Schwermetallkonzentrationen 

Die Schwermetallkonzentrationen in den Bodenproben werden aus den gesiebten, gemahlenen 

Proben der vier Profilwände eines Standortes aus dem Königswasseraufschluß (DIN ISO 11466 

1997-06) bestimmt. 

Die Extraktion mittels Königswasser nach DIN ISO 11466 (06.97) ist in der BBodSchV 

vorgeschrieben, um eine Beurteilung der potentiellen Gefährdung eines Bodens durch 

Schadstoffbelastung anhand der Vorsorgewerte vorzunehmen. Dieses Verfahren ist zur Ermittlung 

der Schwermetallbelastung von Böden weit verbreitet, ein vergleichbares Verfahren (DIN 38414-7) ist 

in der Klärschlammverordnung (Abf-KlärV 1982) für Bodenproben vorgeschrieben. 

Die mit dem Königswasseraufschluß extrahierbaren Gehalte werden häufig als Gesamtgehalte 

bezeichnet. Diese Bezeichnung ist nicht ganz korrekt, da das Bodenmaterial durch Königswasser 

nicht vollständig in Lösung gebracht wird, bestimmte Silikate und Oxide werden nicht aufgeschlossen. 

„Die Extraktionsausbeute ist je nach Element und Matrix verschieden. z.B. werden die Gehalte an Cr 

erheblich unterschätzt, die Gehalte an Ni, Cu, Zn, Cd und Pb werden in der Regel zu mehr als 80 % 

erfasst, in quarzreichen, sandigen Böden können auch bei diesen Elementen die Minderbefunde 

größer als Faktor 2 werden.“ (DIN ISO 11466, 06.97: Nationales Vorwort; Anmerkung 1). Die als 

unlöslicher Rest verbleibenden Minerale, im wesentlichen Quarz, verwitterungsstabile 

Schwerminerale und Titanoxide, weisen in der Regel nur noch geringe Gehalte an Schwermetallen 

auf, die darüber hinaus ausschließlich lithogenen Ursprungs sind (Blume 1991). Anthropogen 

zugeführte Mengen werden dagegen vollständig gelöst. 

Der Vorteil dieser Methode besteht in ihrem hohen Standardisierungsgrad und ihrer guten 

Vergleichbarkeit und Reproduzierbarkeit. Sie wurde in Ringuntersuchungen der VDLUFA getestet 

und in einer DIN als Standardverfahren festgelegt, es stehen bereits umfangreiche Ergebnisse mit 

dieser Methode und zertifizierte Referenzproben zur Verfügung. Nachteil ist ein relativ hoher 

Verbrauch an konzentrierten Säuren und die Freisetzung giftiger nitroser Gase. 

Aus den Aufschlußlösungen wurden die Schwermetalle Cu, Zn und Cr am Flammen-AAS bestimmt. 

Pb, Cd und Ni wurden am Graphitrohr-AAS gemessen. Die Bestimmungsgrenzen sind in Tabelle 46 

im Anhang zusamengestellt. Sie wurden aus dem Mittelwert der untersuchten Blindwerte und ihrer 

dreifachen Standardabweichung ermittelt und auf Feststoffkonzentrationen umgerechnet. 

3.2.2.6 MKW-Konzentrationen im Boden 

Die Probenahme erfolgte direkt aus den frisch aufgegrabenen Profilgruben als Mischprobe über den 

jeweiligen Bodenhorizont. Als Probengefäße zur MKW-Analyse wurden auch hier eingewogene, mit 

Aceton p.a. gespülte Braunglasflaschen mit Teflondichtung verwendet (500 ml). Sie wurden voll 



gefüllt, sofort verschlossen und beim Transport auf Entnahmetemperatur, wenigstens aber unter 15°C 

gehalten. Die Aufbewahrung bis zur Extraktion erfolgte bei 5 bis 8°C. 

Die Analyse erfolgte durch ein externes Labor. Dazu wurden je Probe etwa 25 g Bodenmaterial mit 

Hexan extrahiert und ein GC-FID-Screening des Hexanextraktes nach DIN 38409 (Entwurf) 

durchgeführt. Die Bestimmungsgrenze liegt bei 25 mg MKW je kg Trockensubstanz. 

3.2.2.7 Bromidbestimmung 

Die Bestimmung der Bromidgehalte der Bodenproben erfolgte direktpotentiometrisch durch 

ionenselektive Messung. Aus den Proben bis 20 cm Tiefe wurde mit einem 2 mm-Prüfsieb der 

Skelettanteil abgesiebt. Die im Skelettanteil vorhandenen Wurzeln wurden aussortiert. Feinboden, 

Skelettanteil und Wurzeln wurden separat weiter behandelt. Nach der Einwaage von ca. 40g 

trockenem Bodenmaterial und Versetzung mit 50 ml deionisiertem Wasser wurden die Proben in 

100 ml-Plastikflaschen (PE) zwei Stunden geschüttelt und in 50 ml-Bechergläser filtriert (Faltenfilter 

Schleicher & Schüll 595 1/2 ). 

Den Proben und Standards wurde ISA-Lösung (5M NaNO3) im Verhältnis 1:50 zugegeben, um die 

Ionenstärke der Lösungen auf ein einheitlich hohes Niveau anzuheben. Die Messung der Proben 

erfolgte bei konstanter Rührgeschwindigkeit in den Bechergläsern. Für die Messung wurde die 

Bromid-Elektrode Br 500 (Mettler-Toledo) sowie die Bezugselektrode InLab 301 (Mettler-Toledo) 

verwendet. Die Werte wurden an einem pH/Ion-Meter pMX 3000/pH von WTW gemessen. 

Die Einstellzeit der Elektroden auf den Messwert ist von den gemessenen Konzentrationen abhängig. 

Bei hohen Konzentrationen stellt sich der Wert schneller ein, als bei niedrigen Konzentrationen. Die 

angezeigten Augenblickswerte nähern sich dem endgültigen Messwert exponentiell an. Die Proben 

wurden jeweils 10 min gemessen. Die Beobachtung der Einstellzeit der Elektrode ergab bei 

Messabbruch nach 10 min einen relativen Messfehler von max. 4 % bei niedrigen Werten (0.5 ppm). 

Bei hohen Werten (>100 ppm) betrug der Fehler lediglich 0.2 % (Täumer 2001). 

3.2.2.8 Korngrößenbestimmung 

Es wurde eine kombinierte Sieb- und Pipettanalyse unter Verwendung von Prüfsieben (DIN 4188) 

durchgeführt. 

3.2.2.9 Bestimmung des Kohlenstoffanteils 

Die Bestimmung des organischen Kohlenstoffgehaltes und Stickstoffgehaltes wurde an 

feingemahlenen Proben mit einem C/N-Analyzer der Fa. Carlo-Erba durchgeführt. Da kein Karbonat 

in den Proben enthalten war, musste der Karbonatkohlenstoff nicht gesondert bestimmt werden. 

3.2.2.10 Adsorptionsisothermen 

Die Bestimmung der Adsorptionsdaten erfolgte im Rahmen einer Diplomarbeit (Weitsch 2001). Oft 

werden - auch bestimmt durch die Fragestellung - zur Bestimmung der Adsorptionsfähigkeit von 

Böden gering oder nicht vorbelastete Bodenproben benutzt. Zur Validierung des Modells HMET 

wurden dagegen relativ hoch schwermetallbelastete Bodenprofile von den Berliner Rieselfeldern 

verwendet (beschrieben in Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990). Die straßennahen Bodenprofile der 

vorliegenden Untersuchung entsprechen deren Gehalten etwa. Die straßenferneren sind geringer 

belastet. Trotzdem wurde für alle Proben derselbe Konzentrationsbereich zur Bestimmung der 

Sorptionsisothermen gewählt (Tab. 4). 

Tab. 4: Konzentrationsstufen zu Bestimmung der Adsorptionsisothermen (in mg Kation/L Zugabelösung) 

42 

Element Stufe 1 Stufe 2 Stufe 3 Stufe 4 

Pb 0 0.5 5 50


Cd 0 0.1 1 10 

Cu 0 1 10 100 

Zn 0 10 100 1000 

Cr 0 1 10 100 

Ni 0 1 10 100 

In 0.01-molarer CaNO3-Lösung wurden Acetate der Schwermetalle Cd, Cu, Pb und Zn, Nickelnitrat 

und Chromsulfat in jeweils drei Konzentrationsstufen als Gemisch gelöst. Die vierte 

Konzentratiosstufe musste ohne Pb hergestellt werden, da bei der vorgesehenen Konzentration von 

50 mg Pb 2+ / L das Löslichkeitsprodukt von Pb(SO4) 2 überschritten worden war. Es wurde 

entsprechend dem in der Bodenschutzverordnung (BMU 1999) beschriebenen Verfahren zur 

Herstellung eines Bodensättigungsextraktes aus den Bodenproben vorgegangen. Die einzige 

Abweichung war die Verwendung einer größeren Menge Boden (je Konzentrationsstufe 250 g statt 

100 g), um eine größere Menge Bodenlösung zu gewinnen, damit alle Analysen auch sicher 

durchgeführt werden konnten. Die Schwermetallbestimmung an den erhaltenen Lösungen erfolgte mit 

Flammen- und Graphitrohr-AAS. 

3.2.3 Schwermetalle in Depositionsproben und Straßenablaufwasser 

3.2.3.1 Bestimmung der Menge und Eigenschaften von Straßenabflusswasser, Abfiltrierbare Stoffe 

Zur Bestimmung des Feststoffgehaltes wurden jeweils ca. 4 l des Straßenabflusswassers aus der 50l-Auffangflasche 

über Papierfilter filtriert und das Gewicht des Filtrates bezogen auf die Menge des 

filtrierten Wassers ermittelt. Dazu wurden die Papierfilter vor dem Filtrieren durch Spülen mit 200 ml 

Reinstwasser und 24-stündigem Trocknen bei 105°C konditioniert und nach Abkühlung im Exsikkator 

gewogen. Nach dem Filtrieren wurden sie wieder bei 105°C bis zur Gewichtskonstanz getrocknet und 

erneut das Gewicht bestimmt. Die Differenz aus Ein- und Auswaage ergab das Feststoffgewicht bzw. 

- bezogen auf die filtrierte Wassermenge - die Feststoffkonzentration. 

Zur Kontrolle wurde zusätzlich zweimal der gesamte Inhalt einer 10-L-Auffangflasche filtriert und das 

Filtratgewicht ermittelt. 

3.2.3.2 Bestimmung der Depositionsmenge 

Aus den Depositionsgefäßen wurden im Labor die Insekten entfernt und im Trockenschrank die 

Flüssigkeit (Regenwasser) bei 80°C verdunstet. Dann wurden die Stäube mit Reinstwasser und mit 

Hilfe eines Ionenwischers in die später zum Aufschluß verwandten Teflontiegel überführt, im 

Abrauchblock eingeengt und im Trockenschrank bei 105°C getrocknet. Nach Abkühlung auf 

Raumtemperatur im Exsikkator konnte dann das Gewicht bestimmt werden. 

Zur Schwermetallbestimmung wurde ein Vollaufschluß der Feststoffe aus Deposition und 

Straßenabfluss durchgeführt (HNO3/HF-Druckaufschluß, Totalaufschluß zur Bestimmung der 

Gesamtgehalte aus Boden-, Auflage- und Nadelproben) 

3.2.3.3 Aufschluß der Feststoffe (bulk deposition) zur Schwermetallbestimmung 

Es wurde ein HNO3/HF-Druckaufschluß (Totalaufschluß zur Bestimmung der Gesamtgehalte aus 

Boden-, Auflage- und Nadelproben) durchgeführt (AG Bodenanalytik 1999). 

Die getrockneten Filter wurden in Porzellantiegeln 24 h bei knapp 300°C im Muffelofen verascht. Die 

abgebrannten Filter wurden in jeweils einen Teflontiegel überführt und die Porzellantiegel mit jeweils 

4 ml HNO3 suprapur (65 %) nachgespült. 



Als Standardproben wurden in 4 Teflontiegeln je etwa 0.2 g Boden (Ah III Standard) eingewogen und 

zur Voroxidation ebenfalls mit je 4 ml HNO3 suprapur (65 %) versetzt. 

Zusätzlich wurden 8 Teflontiegel nur mit 4 ml HNO3 suprapur (65 %) als Blindproben mitgeführt. 

Die bereits in die Teflontiegel überführten Depositionsstäube, 8 eingewogene Standardproben (4 

CRM und 4 ISO1-Standardbodenproben) sowie 8 Teflontiegel als Blindproben wurden ebenfalls zur 

Voroxidation mit 4 ml HNO3 suprapur (65 %) versetzt. 

Nach einer etwa 1.5-stündigen Voroxidationszeit wurden die Teflontiegel verschlossen, in 

Druckaufschluß-Blöcke verschraubt und im Aufschlußofen nach 2-stündiger Aufheizzeit 6 h bei 185 

°C beheizt (Schritt 1). 

Nach dem Abkühlen wurden die Tiegel geöffnet und jeweils 2 ml HF suprapur (40 %) und 2 ml HNO3 

suprapur (65 %) dazugegeben, bevor sie erneut nach 2-stündiger Aufheizzeit bei 185°C im 

Aufschlußofen beheizt wurden (Schritt 2). 

Wieder abgekühlt wurden die Aufschlüsse bis zur Trockne abgeraucht, das entstandene Pellet mit 2 

ml HNO3 suprapur (65 %) aufgenommen und 10 ml Reinstwasser dazugegeben. Durch ein 

einstündiges Beheizen bei 185°C nach zweistündiger Aufheizzeit im Auschlußofen wurden die Pellets 

vollständig in Lösung gebracht (Schritt 3). Wenn noch Feststoffreste oder Trübungen festzustellen 

waren, wurden Schritt 2 und 3 wiederholt, bis die vollständige Lösung erreicht war. 

Nach dem Abkühlen der Teflontiegel wurde der gesamte Inhalt über Trichter in 25 ml-Glaskolben 

überführt und diese mit Reinstwasser auf 25 ml aufgefüllt. Zur weiteren Lagerung wurden die Proben 

in PE-Fläschchen aufbewahrt. 

Sämtliche genutzten Geräte wie z.B. Teflontiegel, Porzellantiegel, Trichter, Glaskolben oder PE- 

Fläschen wurden vor Gebrauch mit 0.01M HNO3 und Reinstwasser vorgespült. 

3.2.3.4 Bestimmung der Metallkonzentrationen im filtrierten Straßenabfluss, im Filterrückstand und im 

Depositionsstaub 

Die Bestimmung der Konzentrationen von Cd, Cu, Pb, Zn, Na und Ca in den aufgeschlossenen 

Proben des Depositionsstaubes und des Filtrates des Straßenabflusses erfolgte mit Hilfe der 

Flammen-AAS. In den Straßenabflussproben konnten nur die Konzentrationen von Zn, Na und Ca mit 

Flammen-AAS bestimmt werden. Die Konzentrationen von Cd, Cu und Pb im Straßenabfluss wurden 

wegen der besseren Nachweisgrenze mit Graphitrohr-AAS bestimmt. 

44


4 Berechnungen 

4.1 Wasserhaushalt 

4.1.1 Wasserhaushaltsgrößen 

4.1.1.1 Klimatische Wasserbilanz 

Die klimatische Wasserbilanz (KWB) ist die Differenz zwischen mittlerem Niederschlag und mittlerer 

Verdunstung. Wenn sie positive Werte aufweist, steht Wasser zur Auffüllung des Bodenwasservorrats 

bzw. Versickerung zur Verfügung, bei Werten kleiner null wird von den Pflanzen mehr verbraucht, als 

die Niederschläge nachliefern. Sie wurde für die Jahre 1950 – 1985 sowie für die 

Untersuchungszeiträume (22.03. bis 07.04.2000 Stolpe, 19.04. bis 22.05.2000 Mellendorf) nach der 

Gleichung KWB = N − ETpHaude 

berechnet. Dabei ist N die Niederschlagsmenge und ETp die 

potentielle Evapotranspiration nach Haude. 

Die an der Klimastation in 1 m Höhe erfassten Niederschlagsdaten wurden auf die Bodenoberfläche 

umgerechnet. Die Korrektur erfolgte nach DVWK-Merkblatt 238/1996 (Gebiet III, Lage b). Der mittlere 

prozentuale Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern, der entsteht, weil 

in der Messhöhe höhere Strömungsgeschwindigkeiten als an der Bodenoberfläche herrschen, ist in 

Tab. 5 für das Gebiet um Mellendorf dargestellt. 

Tab. 5: Mittlerer prozentualer Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern (DVWK- 

Merkblatt 238/1996, Gebiet III, Lage b) 

Jan. Feb. März April Mai Juni Juli 

23,3 24,5 20,3 15,1 11,1 9,8 10,0 

August Sept. Okt. Nov. Dez. 

9,5 11,5 12,7 16,8 19,8 

Jahresmittel 

Die Berechnung der potentiellen Evapotranspiration (ETp) erfolgt nach Haude (1955). 

ET 

ET 

pHaude 

pHaude 

= f ⋅ es( 

T ) − e) 

≤ 7mm 

/ d 

( 14 

Tab. 6: Haude-Faktoren zur Berechnung der potentiellen Verdunstung über Gras, für mittlere Tageswerte (f T) und 

Monatssummen (fM), Auszug Februar bis Juli (nach DIN 19685) 


14,6 

f Haude-Faktoren für die einzelnen 

Monate/Tage in mm/hPa (Tab. 4) 

(es(T)-e)14 Sättigungsdefizit der Luft mit Wasserdampf 

in hPa zum Mittagstermin 14.30 

Uhr MEZ 

Februar März April Mai Juni Juli 

fT 0.22 0.22 0.29 0.29 0.28 0.26 

fM 6.22 6.82 8.70 8.99 8.40 8.06 

Das Sättigungsdefizit läßt sich aus der relativen Luftfeuchte bestimmen. Der Sättigungs-dampfdruck 

es(T) in hPa wird dabei aus der Lufttemperatur T in °C nach der Magnus-Formel mit den neuen 

Koeffizienten nach Sonntag (1994) für den Temperaturbereich T = −45 

... + 60° 

C errechnet.


es( 

T ) = 6, 

11⋅ 

e 

⎛ U 14 ⎞ 

es( 

T ) − e = es( 

T ) ⋅⎜1 

− ⎟ 

⎝ 100 ⎠ 

46 

17, 

62⋅T 

243, 

12+ 

T 

In Einzelfällen kann sich rechnerisch eine potentielle Verdunstung >7 mm/d ergeben. Da dies aus 

energetischen Gründen nicht möglich ist, wurde ETpHaude nachträglich auf 7 mm/d begrenzt (DVWK 

1996). 

4.1.1.2 Berechnung der Wasserhaushaltskomponenten im Untersuchungszeitraum für den Standort 

Mellendorf 

Zur Berechnung der Wasserhaushaltskomponenten im Untersuchungszeitraum vom 19.04. – 

22.05.2000 für den Standort Mellendorf wurde ein Zweischichtsimulationsmodell (Wessolek 1989) 

benutzt, das schematisch in Abb. 26 dargestellt ist. Im Modell wird für eine Grasvegetation auf 

täglicher Basis die reale Evapotranspiration im effektiven Wurzelraum berechnet. Die dazu 

erforderlichen Eingabeparameter wurden entweder im Feld gemessen (Pflanzenhöhe, Klimadaten) 

oder anhand von Laborversuchen ermittelt (Porengrößenverteilung und ungesättigte 

Wasserleitfähigkeit). 

V 

N 

Grundwasser 

ETI 

V Kap 

Grasvegetation 

(Biomasseproduktion) 

Wurzelraum 

(PSI, Temperatur) 

N: Niederschlag Vkap: kapillarer Aufstieg 

ETI: Evapotranspiration PSI: Porensättigungsindex 

V: Versickerung 

Abb. 26: Simulationsmodell Wasserhaushalt, schematisch 

U14 Relative Luftfeuchte zum 

Mittagstermin 14.30 Uhr MEZ 

Die ungesättigte Bodenzone setzt sich im Modell aus zwei Schichten zusammen: dem Wurzelraum 

sowie einer nichtdurchwurzelten Zone, die bis zur Grundwasseroberfläche reicht. Die durchwurzelte 

Zone wird als effektiv nutzbarer Wurzelraum behandelt. Der für den Grasaufwuchs verfügbare 

Wasservorrat pro m² setzt sich zusammen aus der Summe der nutzbaren Feldkapazität bis in diese 

Tiefe. Bislang werden im Modell die komplizierten Abläufe der Hysterese und Schrumpfung 

vernachlässigt. Im effektiven Wurzelraum wird auf Tagesbasis der Wasserumsatz bilanziert, d.h. die 

reale Evapotranspiration als Funktion der Niederschläge, des Bodenwassergehalts und der 

Klimabedingungen berechnet. Zur Verdunstungsberechnung wird eine modifizierte RIJTEMA-Formel 

benutzt, die von einer nassen Pflanzenoberfläche ausgeht:

Ewet = ∆ 


0. 7 5 

Rn / L + γ f( zo , d ) u ( e s − e a ) 

∆ + γ 

Ewet : maximale Evapotranspiration von einer nassen Oberfläche unter Berücksichtigung 

Pflanzenhöhe (mm) 

der 

∆: Steigung der Sättigungsdampfdruckkurve (hPa / °C) 

Rn: Nettostrahlung (J / m 2 d) 

L: Verdampfungswärme (J / m 2 d) 

γ: Psychrometerkonstante (hPa / °C) 

f(zO,d): Rauhigkeitsparameter (-) 

u: Windgeschwindigkeit in 2 m Höhe (im Freiland gemessen) 

es: Sättigungsdampfdruck (hPa) 

ea: aktueller Dampfdruck (hPa) 

Die reale Evapotranspiration (Ereal) kann aus Ewet unter Berücksichtigung eines 

Diffsuionswiderstandes (r) und der Interzeptionsverdunstung Ei wie folgt berechnet werden: 

Ereal = 

∆ 

∆ + γ 

+ γ ( 1 + f ( z , ) 0. 7 5 

o d u r ) 

(Ewet - Ei) 

Die Interzeptionsverdunstung Ei wird in Abhängigkeit der Niederschläge, der Bodenbedeckung und 

der potentiellen Verdunstung berechnet. 

Der Diffusionswiderstand ‘r’ setzt sich aus drei Teilwiderständen zusammen: 

r l 

rc 

rΨ 

r = r l + rc + rΨ 

ein von der Strahlungsintensität abhängiger Diffusionswiderstand; 

abhängig vom Bedeckungsgrad des Bodens und der Wasserspannung im Wurzelraum 

abhängig von der mittleren Wasserspannung im Blatt. 

Eine ausführliche Beschreibung der Widerstände findet sich bei Wessolek (1989). 

4.1.1.3 Ermittlung der realen Verdunstung in Einzeljahren 

Zur Ermittlung der realen Verdunstung in Einzeljahren steht ein Verfahren von Renger und Wessolek 

(DVWK 1996) zur Verfügung. Die Berechnung der realen Evapotranspiration [mm] als Summe von 

April bis März des Folgejahres erfolgt nach der Formel: 

ETa Pfl 

PSo 

PWi 

= a ⋅ PSo 

+ b ⋅ PWi 

+ c ⋅ logW 

+ d ⋅ ETp + e 

Sommerniederschlag [mm], Summe 1.04. bis 30.09. 

Winterniederschlag [mm], Summe 1.10. bis 31.03. des Folgejahres 

WPfl pflanzenverfügbare Wassermenge im Boden [mm] 

ETp potentielle Evapotranspiration nach Haude (Gras) [mm], 

Summe 1.04. bis 31.03. des Folgejahres 



Die pflanzenverfügbare Wassermenge WPfl setzt sich zusammen aus der nutzbaren Feldkapazität im 

effektiven Wurzelraum (nFKWe) und dem kapillaren Aufstieg aus dem Grundwasser (KRV), d.h. WPfl = 

nFKWe + KRV. Bei vom Grundwasser unbeeinflussten Standorten gilt WPfl = nFKWe. Die Konstanten a 

bis e sind abhängig von Klima und Standortbedingungen. 

Sie ergeben sich über Berechnungen der realen Evapotranspiration in Tagesschritten nach dem 

Rijtema-Ansatz. Die Genauigkeit der Verdunstungsbestimmung beträgt nach diesem Verfahren 20 bis 

35 mm/a. Für die Konstanten a bis e wurden von Renger und Wessolek für norddeutsche 

Bedingungen die in Tab. 7 zusammengestellten Werte bestimmt: 

Tab. 7: Konstanten für die Bestimmung der realen Evapotranspiration nach Renger und Wessolek aus DVWK (1996) 

4.1.1.4 Wasserhaushaltsbetrachtungen der Fahrbahn, der Infiltrations- und Spritzwasserzone 

Bei Aufstellung der Wasserbilanz in Fahrbahnnähe müssen entsprechend den verschiedenen 

Bilanzräumen (Fahrbahn, Infiltrations- und Spritzwasserzone, unbeeinflusster Standort) 

unterschiedliche Ansätze berücksichtigt werden. Dabei wird die allgemeine 

Wasserhaushaltsgleichung modifiziert. 

N + Z = ET + A + W + V N Niederschlag 

Z oberirdischer Zufluss 

ET Evapotranspiration 

A oberirdischer Abfluss 

W Vorratsänderung im Boden 

V Versickerung 

Ein wichtiger Unterschied zu den meisten natürlichen Standorten sind im Straßenseitenraum die 

lateralen Flüsse Z und A zwischen den Kompartimenten, die sich aus veränderter Verdunstung und 

Versickerung auf der versiegelten Fahrbahnfläche ergeben. Im folgenden sind die Systemgrenzen so 

gewählt, daß nach außen, über die Systemgrenzen hinaus, keine Zu- oder Abflüsse auftreten (Z=0, 

A=0), während die Flüsse zwischen den Kompartimenten und die Werte der Bilanzglieder aus 

Messungen, Literaturwerten und Berechnungen ermittelt werden. 

4.1.1.4.1 Kompartiment Fahrbahn 

Die Asphaltdecke der Fahrbahn schränkt den vertikalen Wassertransport nahezu vollständig ein. Bei 

der Abschätzung der Infiltration in die Fahrbahn (VSt) wird von einer maximal möglichen Rate von 0.1 

mm/h ausgegangen. Wessolek & Facklam (1996) ermittelten Infiltrationsraten


Kapillarsperre wirkt, wird davon ausgegangen, daß kein aufwärtsgerichteter Wassertransport durch 

den Straßenbelag erfolgt (DR=0). Die reale Evaporation der Straße ist somit auf die Verdunstung des 

im Straßenbelag gespeicherten Wassers beschränkt. 

Die Wassermenge, die von der Fahrbahn gespeichert werden kann, wird als Benetzungskapazität 

bezeichnet. Die maximale Benetzungskapazität ist die maximal anhaftende Wassermenge, bevor 

Oberflächenabfluss einsetzt. Wessolek & Facklam (1996) gehen von mittleren 

Benetzungskapazitäten von Asphalt von 0.3 mm im Winterhalbjahr und 0.8 mm im Sommerhalbjahr 

aus. Zur Abschätzung der maximalen Verdunstung der Straße wurden die Werte der maximalen 

Benetzungskapazität (1 mm Winterhalbjahr; 1.5 mm Sommerhalbjahr) herangezogen. Die Werte für 

die reale Verdunstung der Straße wurden auf täglicher Basis berechnet. 

Für die Berechnung des Abflusses von der Fahrbahn wird, wie oben bereits beschrieben, Z=0 und 

DR=0 angenommen. Der geringe Speicher der Straße wird bei Niederschlagsereignissen mit 0.3 bis 

maximal 1.5 mm aufgefüllt und nach Niederschlagsende innerhalb weniger Stunden (bei niedrigen 

Temperaturen und hoher Luftfeuchtigkeit bis zu wenigen Tagen) wieder aufgebraucht. 

N 

A 

= 

= 

E 

A 

a St = 

St 

St 

+ V 

+ 

A 

A 

A 

St 

Sp 

Die Abflüsse A setzen sich aus dem Straßenabfluss ASt und dem Spritzwasser ASp zusammen. Damit 

errechnet sich der Straßenabfluss ASt eines Niederschlagsereignisses aus: 

ASt = ( N − BK−VSt) 

⋅bSt⋅ 

l ⋅ 

St 

+ 

A 

Der Gesamtabfluss A der Straße berechnet sich aus dem Niederschlag abzüglich der Verdunstung 

der Fahrbahn und der Infiltration in die Fahrbahn. Die Verdunstung der Fahrbahn in einem Zeitraum 

entspricht dabei der Summe der jeweils anhaftenden Wassermenge (Benetzungskapazität) der 

einzelnen Niederschläge in diesem Zeitintervall. 

Der Gesamtabfluss A läßt sich in die Teilströme Straßenabfluss ASt und Spritzwasser ASp unterteilen. 

Der Faktor aSt beschreibt den Anteil des Straßenabflusses ASt am Gesamtabfluss A der Straße. 

Daraus ergibt sich der Abfluss ASt [l] eines Straßenabschnittes mit der Länge l und der 

abflusswirksamen Straßenbreite bSt. 

4.1.1.4.2 Kompartiment Infiltrationszone 

a 

S 

ESt Evaporation Straße 

VSt Versickerung Straße 

ASt Straßenabfluss 

ASp Spritzwasser 

aSt Anteil Straßenabfluss an Gesamtabfluss A 

BK Benetzungskapazität der Fahrbahn 

abflusswirksame Straßenbreite 

bSt 

Der Straßenabfluss ASt versickert in der Infiltrationszone in Abhängigkeit von Infiltrationseigenschaften 

und Wassermenge. Der Wasseranfall in der Infiltrationszone setzt sich dabei aus den Niederschlägen 

(N), dem Straßenabfluss (ASt) und dem Spritzwasser (ASp) in dieser Zone zusammen. Die 

Wasserbilanz kann somit für die Infiltrationszone folgenderweise aufgestellt werden: 

VI Versickerung in Infiltrationszone 

bI Breite der Infiltrationszone 

l Länge des Straßenabschnitts/ der 

Infiltrationszone 

AI Abfluss von Infiltrations- in 

Spritzwasserzone 

ASp(x) Spritzwasser bei Fahrbahnabstand x 



Die Verteilung des Spritzwassers (ASp(x)) im Straßenrandbereich wurde aus den Messungen zur 

Spritzwasserverteilung am Standort Stolpe abgeleitet (siehe Kap. 6.2.3). 

4.1.1.4.3 Kompartiment Spritzwasserzone 

Die Zuflüsse in die Spritzwasserzone setzen sich aus dem Spritzwasser der Fahrbahn ASp und aus 

den Abflüssen der Infiltrationszone AI, die bei Starkregen auftreten können, zusammen. 

N = ETI + VSp 

− ASp( 

x) 

− AI 

4.1.2 Verlagerung des Tracers 

Die Berechnung der Massenschwerpunkte M(x) in Abhängigkeit der Entfernung von der 

Fahrbahnkante erfolgte für die Einzelprofile über die tatsächlich wiedergefundenen Stoffmengen in 

den beprobten Tiefen. 

50 

i max 

∑ 

t 

M ( x) 

i 

i, 

x 

i= 

0 

= max 

∑ 

i= 

0 

c 

⋅ ci 

i, 

x 

, x 

Die Verlagerungsgeschwindigkeit V(x) wird für jede Transektposition x ermittelt: 

Zur Aufstellung der Massenbilanz wurden die wiedergefundenen Konzentrationen für jede Tiefe auf 

das Einheitsvolumen dm 3 bezogen. Die relative Wiederfindung errechnet sich aus dem Verhältnis der 

wiedergefundenen Menge (cx) zur ausgebrachten Menge (c0). Ist der Quotient cx/c0 > 1 hat eine 

Akkumulation im Profil stattgefunden. Ist cx/c0 < 1 sind Bromidverluste aufgetreten. Der arithmetische 

Mittelwert der Wiederfindungsraten aller Profilabschnitte wird als mittlere Wiederfindung betrachtet. 

c 

_ 

x 

= 

N 

A 

I 

c = n 

St 

= ETI + VI 

− − ASp⎜ 

⎛ x ⎟ 

⎞ 

⎝ ⎠ 

I 

= 

i max 

∑ 

i= 

0 

−1 

⋅ 

5% 

M( 

x) 

V x) 

= 

∆t 

c 

i, 

x 

x max 

∑ 

⋅ A 

x= 

0; 

n= 

0 

St 

A 

l ⋅ b 

cx 

; n = n + 1 

c 

c 

rel 

__ 

rel 

+ A 

ti,x die spezifische Tiefe an der 

Transektposition x 

ci,x der Stoffgehalt in dieser Tiefe 

x Abstand von der Straße 

= c 

_ 

x 

c 

= c 

c 

0 

I 

( Dt Zeitdifferenz seit Ausbringung des Tracers 

0 

c mittlere Wiederfindung 

cx wiedergefundene Menge der 

Transektposition x (Vertikalsumme) 

Wiederfindungsrate 

mit: 

4.1.3 Flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches 

Die flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches für das Ergebniskapitel erfolgte mit 

dem Programm „Surfer 7.0“. 

Den Abbildungen liegen Raster mit einer Auflösung von 10 x 10 cm (Fahrbahnabstand x Tiefe) 

zugrunde. Für die beprobten Profilabschnitte (siehe Abb. 27) wurden die ermittelten Werte in dieses 

_ 

crel 

__ 

crel mittlere Wiederfindungsrate 

n Anzahl der Kompartimente (horizontal) 

i Beprobungstiefe


Raster eingetragen. Die Werte der Rasterpunkte (Stützstellen), für die keine Messungen vorlagen 

und bei denen von gleichen Bedingungen ausgegangen werden konnte, wurden durch lineare 

Interpolation ermittelt. Die Interpolationsrichtung ist für Tiefen < 1 m parallel zur Geländeoberkante. 

Tiefere Bereiche wurden horizontal interpoliert. Teilweise war es aufgrund wechselnder Bedingungen 

erforderlich, zusätzliche Annahmen zu treffen. Für die Abbildungen des Standortes Mellendorf wurde 

in 150 cm Fahrbahnabstand für die Tiefen > 1 m eine Reihe von Stützwerten entsprechend zu den 

Werten in 260 cm Fahrbahnabstand eingefügt. Zwischen 90 und 150 cm Fahrbahnabstand wurde 

dann in horizontaler Richtung interpoliert. Bei den Abbildungen für den Standort Stolpe wurde für 

Fahrbahnabstände > 150 cm und einer Tiefe > 50 cm Nullwerte eingefügt. Die Ermittlung der Werte 

für den Bereich von 25 bis 150 cm Fahrbahnabstand und einer Tiefe > 1 m erfolgte nach der 

Abschätzung der möglichen Verlagerungstiefen in diesem Bereich. 

Aus dem erstellten Raster wird im Programm „Surfer“ ein „Grid“ zur Abbildung erzeugt. Für die hier 

gezeigten Abbildungen wurde zur Erzeugung des „Grids“ die Interpolationsmethode „Triangulation w/ 

Linear Interpolation“ angewendet. Die Klassen (z.B. Wassergehalte) wurden so ausgewählt, daß die 

Charakteristik der Verteilung gut zur Geltung kommt. 

Tiefe [cm] 

0 

100 

200 

Mellendorf 

beprobte Flächen 

interpolierte Bereiche 

300 

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 

Fahrbahnabstand [cm] 

Abb. 27: Tracerversuch: Darstellung der beprobten Flächen und der durch Interpolation gewonnenen Bereiche am 

Standort Mellendorf, die Pfeile markieren die Interpolationsrichtung für diesen Abschnitt 

4.2 Stoffhaushalt 

4.2.1 Vergleich der mobilen Schwermetallgehalte auf der Basis von Feldmessungen, Kd- 

Werten und Adsorptionsisothermen 

Feldmessungen: Die Ergebnisse der Feldmessungen beruhen auf der zweijährigen Gewinnung und 

Analyse von Bodenwasserproben an drei Straßenstandorten. Für die Auswertung wurden die 

arithmetischen Mittelwerte und 90-Perzentile aller Messungen verwendet. Es liegen Daten aus zwei 

Tiefen vor, aus 50 cm Tiefe (im Wurzelraum) und aus 100 bzw. 150 cm Tiefe (unterhalb des 

Wurzelraumes). 

Verteilungskoeffizienten (Kd-Werte): 

Für SISIM wurden von ARGE Fresenius-focon (1997) tongehalts-, humus- und pH-Wert-abhängige 

Verteilungskoeffizienten zwischen Bodenfeststoff und Bodenlösung aus Literaturdaten entwickelt. 

Danach werden die Kd-Werte für jeden Bodenhorizont bzw. jede Bodenprobe aus den vorliegenden 

Daten bestimmt: 



K 

d 

52 

⎛ Tc 

Corg. 

⎞ 

= 1. 5 * ⎜C 

0 + C1 

* + C 2 * ⎟ * 10exp 

4 − 

⎝ 100 100 ⎠ 

( C3 

* pH + C * pH² 5) 

Kd = Verteilungskoeffizient zwischen Boden und Wasser (L/kg) 

Corg. = Gehalt an organischem Kohlenstoff im Boden (Massen -%) 

Tc = Tongehalt im Boden (Massen -%) 

= Schwermetallspezifische Konstanten 

C0 - C4 

Die schwermetallspezifischen Konstanten C0 bis C4 sind in ARGE Fresenius-focon (1997) 

zusammengestellt. 

Unter der Annahme, dass sich das Verteilungsgleichgewicht lokal im Boden sofort einstellt, lassen 

sich die die jeweiligen Schadstoffanteile, die an die Bodenmatrix sorbieren, im Sickerwasser gelöst 

werden und in die Bodenluft diffundieren, aus den Boden-Wasser-Verteilungskoeffizienten 

berechnen. Da der Bodenluftanteil für die hier untersuchten Schwermetalle keine Rolle spielt, läßt 

sich die Sickerwasserkonzentration wie folgt herleiten (nach ARGE Fresenius-focon 1997): 

( ρs 

+ θ ) 

C = * 

ρ * K + θ 

sw Ct 

s d 

Csw = Konzentration im Bodenwasser (mg/L) 

Ct = Gesamtkonzentration im Gesamtboden (mg/kg) 

ρs = Trockendichte des Bodens (kg/L) 

θ = wassergefüllter Porenanteil (L Wasser / L Boden) 

Kd = Verteilungskoeffizient zwischen Boden und Wasser (L/kg) 

Die Kd-Werte sind in Tab. 12, die aus den Gesamtgehalten geschätzten Sickerwasserkonzentrationen 

für Cadmium und Kupfer in Tab. 10 und 11 im Anhang zusammengestellt. 

Sorptionsisothermen: 

Zur Auswertung kann an die Darstellung von gelöster und sorbierter Stoffkonzentration für die 

verschiedenen Konzentrationsstufen im xy-Diagramm eine Funktion angepaßt werden. Deren 

Steigung ist, wenn sie linear ist, der Verteilungskoeffizient Boden/Bodenlösung für den untersuchten 

Konzentrationsbereich (Kd-Wert). Bei Betrachtung der Sorption von Schadstoffen an natürliche Böden 

zeigt sich häufig, dass die Funktion nicht über einen weiteren Konzentrationsbereich linear ist und 

sich Exponentialfunktionen vom Typ der Freundlich-Isotherme am besten zur Beschreibung eignen 

(Scheffer 1998). Die angepaßten Funktionen sind dann für die Bedingungen bei der 

Versuchsdurchführung und im untersuchten Konzentrationsbereich gültig. 

An die Messdaten für jeden Bodenhorizont wurden Exponentialfunktionen vom Typ der Freundlich- 

Isotherme angepaßt. Die Parameter der Gleichung können direkt oder (einfacher) für die 

logarithmierte Form (Gl. 3) durch lineare Regression an die Messdaten angepaßt werden. Sie sind 

einheitenabhängig und wurden zur Benutzung im Programm HMET für die u.g. Einheiten bestimmt. 

log S = log k + M * log C 

(3) 

S = sorbierte Konzentration (mg/kg , 0.4* C(Königswasser)) 

k = Sorptionskonstante (Freundlich-Koeffizient) 

C = gelöste Konzentration (µg/L) 

M = Freundlich-Exponent (-) 

Die Ergebnisse sind für alle 36 untersuchten Bodenhorizonte in Tab. 61 im Anhang 

zusammengestellt. Bei den im Rahmen dieses Projektes gemessenen und berechneten Freundlich- 

Isothermen wurde der jeweils aus der Regressionsrechnung erhaltene Wert für M verwendet. Das 

Bestimmtheitsmaß r² liegt für Cd zwischen 0.703 und 1, der Mittelwert ist 0.956. Für Kupfer liegen die 

(2) 

(1)


Werte zwischen 0.745 und 1 mit einem Mittelwert von 0.955. Es standen für die Berechnung nur drei 

Konzentrationsstufen (=Wertepaare) je Bodenprobe zur Verfügung. 

Zum Vergleich wurde für Cadmium der Freundlich-Koeffizient k nach Literaturdaten (Springob / 

Böttcher 1998b) aus pH-Wert und organischem Kohlenstoffgehalt abgeschätzt (Gl. 4). Der Exponent 

M wird dabei für alle Proben gleichbleibend auf den Wert 0.815 gesetzt. Die mit diesem Verfahren 

bestimmten Lösungsgehalte finden sich in Tab. 65 im Anhang. 

k = 0.116 (H + ) -0.537 * Corg 0.783 

Die Parameter der Freundlich-Isotherme können so interpretiert werden, dass mit zunehmendem 

Belegungsgrad der Oberfläche eine logarithmische Abnahme der Adsorptionsenergie eintritt. In 

doppeltlogarithmischer Darstellung liefert die Funktion eine Gerade. Wenn dies bei den im 

Laborversuch ermittelten Daten nicht der Fall ist, sind außer Adsorption an der Bodenmatrix auch 

andere Prozesse wie Fällung oder Lösung eingetreten, die Beschreibung durch die Freundlich- 

Isotherme ist dann nicht sinnvoll. 

Die Annahme eines gleichbleibenden mobilen Anteils wird oft als zu ungenau angesehen. 

Insbesondere bei veränderlichen Umgebungsbedingungen wie pH-Wert, Redoxpotential, Temperatur, 

aber auch zeitabhängig, können sich bei gleichem Feststoffgehalt eines Stoffes im Boden 

unterschiedliche Lösungskonzentrationen einstellen, oder bei gleicher Zugabe eines gelösten Stoffes 

können unterschiedliche Anteile davon in der Lösung verbleiben. Um dieses Verhalten zu 

beschreiben, können z.B. zeit-, pH-Wert- oder temperaturabhängige Sorptionsfunktionen aufgestellt 

werden. Davon ist sowohl im Programm SISIM durch die Möglichkeit einer Alterungskorrektur als 

auch in HMET durch die Möglichkeit pH-abhängiger Sorption Gebrauch gemacht worden. 

4.2.2 Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation 

Die einfachste Methode zur Bestimmung einer Schadstofffracht, die die untersuchten Bodenprofile in 

einem bestimmten Zeitraum nach unten verläßt, ist eine Massenbilanz. Das Volumen des 

Sickerwassers, das z.B. im Jahresmittel unter einer Bezugsfläche anfällt, wird ermittelt und mit der 

mittleren Konzentration des gesuchten Stoffes in diesem Zeitraum multipliziert. Das Ergebnis ist die 

ausgetragene Stoffmenge, bezogen auf die betrachtete Zeit und Fläche, z.B. Gramm Schwermetall 

pro Jahr und Hektar. 

Diese jahresgemittelte Wasser- und Schadstoff-Austragsschätzung wird an einer „Kontrollebene“ 

oder „Betrachtungsebene“ durchgeführt. Die gewählte Kontrollebene ist die untere Begrenzung des 

Wurzelraumes (1 m Tiefe unter Grünland, 1.5 m Tiefe unter Wald). Für jeden Standort und jede 

Entfernung vom Fahrbahnrand werden die Mittelwerte der Bodenlösungskonzentrationen in dieser 

Tiefe mit der mittleren jährlichen Grundwasserneubildungsrate multipliziert. So ergibt sich die mittlere 

jährliche Austragsrate des Stoffes. Unter der Annahme, dass Gundwasserneubildungsrate und 

Lösungskonzentrationen über die Zeit gleich bleiben, kann dieses Ergebnis auf längere Zeiträume 

hochgerechnet werden, so dass man eine Gesamtfracht des Schadstoffes für den betrachteten 

Zeitraum erhält. 

4.2.3 Stofftransportmodell SISIM 

Das „Sickerwasser-Simulationsmodul“ SISIM ist ein Programm, das den Schadstofftransfer in der 

ungesättigten Bodenzone zeitlich und räumlich abschätzen kann. Es wurde im Auftrag des 

Umweltbundesamtes zur Prognose von Sickerwasserbelastungen im Rahmen des „UMS-Systems zur 

Altlastenbeurteilung“ entwickelt (ARGE Fresenius-focon 1997, Bergmann/Doetsch/Grünhoff 1998). 


(4)


SISIM läuft unter Windows, bietet einfache Eingabe- und Steuerungsmöglichkeiten sowie eine 

komfortable grafische Ergebnisdarstellung. Es ist als einfach strukturiertes, robustes Programm für 

Anwender mit Fachkenntnissen, aber ohne spezielle Modellierungskenntnisse konzipiert. Das 

Programm simuliert den Transport von im Sickerwasser gelösten Schadstoffen durch die ungesättigte 

Bodenzone (für Lockergesteine) bis zum Erreichen der Kapillarzone, dem Ort der rechtlichen 

Beurteilung nach der Bodenschutzverordnung. Damit soll die Abschätzung des Eintrags von 

belastetem Sickerwasser in Quantität und Qualität möglich sein. 

Das Modell beruht auf der Unterteilung des untersuchten Bodenprofils in Schichten (Layer), in denen 

jeweils beim Transport des Wassers durch sie hindurch eine schnelle Einstellung der 

Verteilungsgleichgewichte für Schadstoffe zwischen den drei Phasen (fest, flüssig, gasförmig) im 

Boden angenommen wird. Für den Fall der Schwermetalle betrifft das nur die flüssige und feste 

Phase. Die Lage dieser Gleichgewichte wird durch Verteilungskoeffizienten bzw. pH-abhängige 

Sorptionsisothermen beschrieben, die auf der Basis von Literaturdaten erstellt wurden 

(Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990, Van den Berg/Roels 1991 zit. in ARGE Fresenius-focon 1997). 

Nicht alle Stoffe, die an die Bodenmatrix sorbieren, sind vollständig wieder desorbierbar, und wenn, 

dann ist dieser Vorgang auch zeitabhängig. Im wesentlichen nimmt die Desorbierbarkeit mit 

zunehmendem Alter der Kontamination ab, beispielsweise durch Diffusion der Stoffe in das Innere 

von Bodenpartikeln, z.T. sogar Einbau in das Kristallgitter. Dieser Effekt kann im Modell SISIM durch 

das Einschalten einer „Alterungsfunktion“ berücksichtigt werden (Bergmann et al. 1998). 

Die Dicke der Layer wird vom Programm so gewählt, daß jeder Layer in einem Bodenprofil, abhängig 

von seiner gesättigten Durchlässigkeit, in der gleichen Zeit vom Sickerwasser durchflossen werden 

kann. Basis der Berechnung des Sickerwasser- und Schadstofftransportes durch diese Layer ist eine 

Kaskadengleichung, die jeweils die aus einem Layer austretende Wasser- und Stoffmenge als 

Eingangsgröße für den nächsttieferen Layer verwendet. 

Die Ergebnisdarstellungen enthalten Informationen über die maximalen Schadstoffkonzentrationen in 

Boden und Sickerwasser, den Verbleib der Schadstoffe im Bodenprofil (wählbar für Zeiten und 

Tiefen), die Gesamtdauer des Schadstofftransfers, die Höhe und den zeitlichen Verlauf des 

Schadstoffeintrags in den Grundwasserleiter und die Schadstoffgesamtfracht bezogen auf 1 m² 

Fläche, abrufbar für jeden Simulationszeitpunkt. Eine ausführlichere Beschreibung des Modells mit 

den Formeln zur Berechnung findet sich in Bergmann at al. (1998). 

In der folgenden Tab. 8 sind die für SISIM notwendigen Eingabeparameter aufgeführt. Sie wurden im 

Rahmen der Standortuntersuchung und Bodenbeprobung für alle Standorte ermittelt und sind in 

verschiedenen Tabellen des Anhangs verteilt. 

54


Tab. 8: Eingangsgrößen für SISIM 

Stoffeintrag in das Grundwasser - Simulation mit SISIM 

Eingabegrößen (hier auch durch Messung im Gelände ermittelt): 

Vorhandene Schadstoffe und ihre Konzentrationen im Boden 

Horizontaufbau des Bodens, für jede Schicht: Mächtigkeit und Körnung nach KA 4 

Grundwasserneubildungsrate 

optional: Eintrag an Oberfläche, Eintragszeit 

Vorgaben bzw. schätzbar durch SISIM: 

Dichte 

organischer Kohlenstoffgehalt 

Tongehalt 

pH-Wert 

Gesamtporenanteil, wassergefüllter, luftgefüllter Anteil, Haftwasseranteil 

(gesättigter) Durchlässigkeitsbeiwert kf 

Eigenschaften der Schadstoffe (Wasserlöslichkeit, Dampfdruck, Verteilungskoeffizienten u.a.) 

Genauere Wasserhaushaltsuntersuchung (zusätzlich): 

Klimadaten (Niederschlag, Temperatur, Windgeschwindigkeit, 5-minütlich bzw. stündlich)) 

Wassergehaltsverlauf im Bodenprofil (mit TDR-Technik, 5 Tiefen, mehrmals täglich) 

Wasserspannungsverlauf im Bodenprofil (mit Tensiometer-Technik, 5 Tiefen, mehrmals täglich) 

daraus berechnet: 

Sickerwassermenge, zeitlich hoch aufgelöst 

Einheit 


mg/kg 

- 

L/(m² * d) 

mg/L / Monate 

g/cm³ 

Mass.-% 

Mass.-% 

- 

Vol.-% 

m/s 

L/d bzw. L/(d * m²) 

4.2.4 Vorgehen zum Test der Anwendbarkeit des Modells SISIM für Straßenrandböden 

Validierungskonzept: 

1. Vorgesehen war die Berechnung der Sickerwasserkonzentrationen im untersten Layer nach 

einem Zeitraum, der der Dauer der intensiveren Nutzung der Straßen entspricht (z.B. 35 Jahre). 

Diese sollten mit den Mittelwerten der Messungen im unteren Messhorizont für jedes Bodenprofil 

verglichen werden. Dabei stellte sich als Problem heraus, daß SISIM nur die Maximalkonzentration 

als Zahl anzeigt, während der übrige Konzentrationsverlauf nur grafisch ausgegeben wird. Deswegen 

wurde die von SISIM berechnete Maximalkonzentration im untersten Layer als Vergleichsgröße 

gewählt und die Zeit, die SISIM bis zum Erreichen dieser Konzentration berechnete, jeweils notiert. 

2. Die zweite Vergleichsmöglichkeit war die Berechnung der Schwermetallfrachten nach einem 

Zeitraum, der der Dauer der intensiveren Nutzung der Straßen entspricht, und einem längeren 

Zeitraum, der etwa dem Zeithorizont der Ableitung der zulässigen Frachten in der 

Bodenschutzverordnung entspricht (z.B. 100 Jahre). Diese Ergebnisse sollten mit den aus 

Geländemessungen berechneten, auf den gleichen Zeitraum hochgerechneten jetzigen Frachten 

verglichen werden. 

Die gemessenen Schwermetall-Eintragsraten wurden auf die für das jeweilige Bodenprofil ermittelten 

Versickerungsraten verteilt und, um die mittleren Eintragsraten entfernungsabhängig für jeden 

Standort abzuschätzen, als Konzentration im infiltrierenden Wasser für die SISIM- 

Berechnungsvariante mit kontinuierlichem Eintrag verwendet. Dazu wurden die Ergebnisse der 

Depositions- und Straßenabflussbeprobung herangezogen. 

Dabei wurde davon ausgegangen, daß sich die Schadstoffeinträge aus dem Straßenabflusswasser 

genau entsprechend der eingetragenen Wassermenge verteilen, also über 90 % in der 

Infiltrationszone und der Rest in der Spritzwasserzone.


Für die Verteilung der Depositionsmengen wurden die Abb. 80 dargestellten entfernungsabhängigen 

relativen Depositionen verwendet. Dabei wurden beide untersuchten Schwermetalle (Cd und Cu) 

gleich behandelt. 

Da die untersuchten Bundesstraßen eine nur höchstens halb so hohe Verkehrsstärke aufweisen wie 

die untersuchten Autobahnen, wurde dort die Eintragsmenge der Schwermetalle aus Deposition und 

Straßenabfluss halbiert. Ebenso wurde die Berechnung der Abflussmenge von der Straßenoberfläche 

an die geringere versiegelte Fahrbahnbreite angepaßt, sowie die Versickerungsraten mit Hilfe von 

Daten der Referenzstandorte und aus der Literatur an den jeweiligen Bewuchs. 

4.2.5 Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET 

Im Rahmen eines FE-Projektes des UBA wurde ein numerisches Simulationsprogramm zur 

Bewertung des zeitlichen Verlaufes des eindimensionalen Stofftransportes im Boden entwickelt 

(Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990). Das Modell verknüpft die Beschreibung der Verlagerung 

konservativer (nicht mit der Bodenmatrix wechselwirkender) Stoffe durch die Konvektions- 

Dispersionsgleichung mit der Beschreibung der lösungskonzentrationsbestimmenden Prozesse durch 

die Retardationsbeschreibung mit Gleichgewichts-Adsorptionsisothermen. 

Der Transport von gelösten Stoffen in der Bodenlösung erfolgt durch Konvektion und Diffusion. Dabei 

dominiert jedoch über größere Distanzen, wie sie für die Frage des Eintrags in das Grundwasser von 

Belang sind, die Konvektion (hier: Verlagerung einer Stoffkomponente mit der Strömung der Lösung) 

so stark, dass die Diffusion bei den Modellansätzen für Schwermetalle nicht eigens berücksichtigt 

wird, sondern nur zusammen mit der mechanischen Dispersion, die durch unterschiedliche Fließwege 

im Porenraum zu einer Durchmischung von Flüssigkeitszonen führt. Die durch beide Effekte 

gemeinsam hervorgerufene Verbreiterung und Abflachung von Stoffimpulsen wird als 

hydrodynamische Dispersion oder einfach Dispersion bezeichnet. 

Die Konvektions-Dispersionsgleichung für den Transport nichtreaktiver (konservativer) Stoffe ist die 

Basis für die meisten Stofftransportmodelle in Böden, hier erweitert zur Konvektions-Reaktions- 

Dispersionsgleichung für den Transport reaktiver Stoffe (Gl. 5). Der Term δQ/δt repräsentiert hier die 

Konzentrationsänderung in der Bodenfestphase durch Wechselwirkung des transportierten Stoffes 

mit der Bodenfestphase. 

∂c 

∂c 

∂² 

c ∂Q 

= −ν 

+ D − 

(5) 

∂t 

∂z 

∂z² 

∂t 

c = Lösungskonzentration (mol/kg Wasser) 

t = Zeit (s) 

ν = Abstandsgeschwindigkeit (m/s) 

z = Entfernung (m) 

D = hydrodynamischer Dispersionskoeffizient (m²/s) 

Q = Festphasengehalt (mol/kg) 

Die Lösung der Gleichungen erfolgt hier numerisch mit Hilfe der Galerkin-Finite-Elemente-Methode. 

Es wurden von den Autoren zwei Modellvarianten realisiert: Ein vereinfachter „zeitgetrennter“ Ansatz, 

bei dem Transport- und Retardationsprozesse getrennt betrachtet und für jeden Zeitschritt 

nacheinander berechnet werden und ein „simultaner“ Ansatz, bei dem der Transport und die 

lösungskonzentrationsbestimmenden Prozesse während eines Zeitschrittes gleichzeitig ablaufen. 

Eine Sensitivitätsuntersuchung ergab, dass sich die im Zeitraum von 30 Jahren simulierte Cadmium- 

Auswaschung aus einem versauerten Sandboden an der Profiluntergrenze bei sonst gleichen 

Bedingungen für die beiden Ansätze um weniger als 1 % unterscheidet. Dieses Ergebnis ist sogar 

unabhängig davon, ob die Nettoniederschläge als stationärer mittlerer Fluss oder als „übertriebene“ 

Blockregen 1x pro Woche eingegeben werden (Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990). 

56


Die von den Autoren durchgeführten Empfindlichkeitsstudien zeigen auch, dass der größte Teil der 

empirisch zu bestimmenden Parameter durch abgeschätzte Werte ersetzbar ist. Besonderen Wert 

muss jedoch auf die Bestimmung der nichtlinearen Retardationsbeschreibung gelegt werden, die auf 

der Basis der Adsorptionsisothermen abgeleitet wurde. Der Unterschied, der zwischen Adsorption 

und Desorption desselben Stoffes am gleichen Substrat auftreten kann (Hysterese), wird im Modell 

nicht berücksichtigt. Dagegen wurden pH-Änderungen der Adsorption sowohl bei der 

Modellerstellung als auch bei den Bestimmungen der Sorptionskoeffizienten zur Modellvalidierung 

einbezogen. 

Das Programm läuft unter DOS, bietet umfassende Steuerungsmöglichkeiten und den Zugang zum 

Quelltext (Fortran). Es erfordert aber die Erstellung unwirtlicher Eingabedateien und die Ausgaben 

werden „nur“ als Tabellen erstellt, müssen also ggf. noch grafisch aufbereitet werden. Als Vorteil 

gegenüber SISIM ist zu sehen, dass die Ausgabedaten überhaupt in tabellarischer Form zugänglich 

sind. HMET erzeugt die folgenden Ausgabedateien: *TEST.OUT, *.CON, *.FLU, *.PH, *.PSI, *.QQ, 

*.THE. 

*TEST.OUT enthält eine Übersicht der wichtigsten abgeleiteten Ergebnisse wie kumulierte Einträge 

und Austräge an Sickerwasser und Schadstoffen, Gesamtmenge der an der Bodenmatrix sorbierten 

und der im Bodenprofil gelöst vorliegenden Schadstoffmengen, jeweils für vorher wählbare 

Zeitabschnitte als Zwischenergebnis zusammengestellt. Die anderen Dateien enthalten die 

grundlegenden Ergebnisdaten für das gesamte Bodenprofil und die gesamte Modellierungszeit, 

jeweils in einer Datei nach Bodentiefen und Zeitschritten geordnet. CON steht für die 

Schadstoffkonzentration in der Bodenlösung, QQ für die Feststoffkonzentration des Schadstoffs, FLU 

für Wasserfluss durch das Bodenprofil, PH für die Änderungen des PH-Wertes, PSI für die 

Änderungen der Saugspannung und THE für den Wassergehalt im Bodenprofil. 

Diese Dateien können in andere Programme importiert werden, um Grafiken oder Tabellen zur 

weiteren Auswertung und Ergebnisdarstellung zu erzeugen. 

Als Beispiel für einen Konzentrationsverlauf von Kupfer in der Bodenlösung während einer Simulation 

zeigt Abb. 28 eine auf diese Weise erstellte Grafik. Die Verlagerung erfolgt relativ langsam, da das 

Substrat an diesem Standort schluffhaltig ist. Im Verlauf der hier dargestellten Simulationszeit von 

210 Jahren wird das Bodenprofil zunehmend durch die gleichleibend hohen Einträge mit dem 

Straßenablaufwasser überprägt (Tab. 11, Tab. 22). An diesem Standort sind das 31.6 µg Kupfer/L. Es 

ist zu sehen, wie dieser Wert im Sickerwasser in immer tiefere Bodenschichten vordringt, nachdem 

nach mehr als 20 Jahren die Grenze der Sorptionsfähigkeit des oberen Bodenhorizontes erreicht 

wird. Die anfänglich bestehenden Unterschiede der Bodenlösungskonzentration werden davon 

überlagert. Das entsprechende Diagramm mit den Bodenfeststoffkonzentrationen spiegelt weiterhin 

die unterschiedliche Sorptionsfähigkeit der Bodenhorizonte wieder (Abb. 29). 



58 

Bodenhorizonte 

0 - 25 cm 

Ap 

25 - 44 cm 

Bv 

44 - 70 cm 

BvSw1 

70 - >105 cm 

BvSw2 

Tiefe (cm) 

0 

20 

40 

60 

80 

100 

120 

140 

160 

180 

200 

Kupferverlagerung im Bodenprofil 3A10 - HMET 

Lösungskonzentration (µg/L) 

0 5 10 15 20 25 30 35 

Abb. 28: Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Kupfer am Standort 3A, 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 

0 bis 210 Jahren Simulationszeit 

Die Verlagerung von Cd am Standort 1A in nur 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigt Abb. 30. 

Durch die Nähe zur Fahrbahn ist die Sickerwassermenge mehr als zehnmal so hoch wie die 

standortübliche Grundwasserneubildung, was eine entsprechend schnelle Verlagerung bewirkt. 

Durch das rein sandige Substrat ist die Sorption auch geringer als am Standort 3A, der schluffhaltige 

Horizonte aufweist. So ist hier der Durchbruch der dauerhaft eingetragenen berechneten 

Cadmiumkonzentration von knapp 2 µg/L am unteren Profilende in 2 m Tiefe schon nach wenig mehr 

als zwanzig Jahren zu erwarten. 

0 

10 

21 

100 

150 

210


0 - 25 cm 

Ap 

25 - 44 cm 

Bv 

44 - 70 cm 

BvSw1 

70 - >105 cm 

BvSw2 


Tiefe (cm) 

0 

20 

40 

60 

80 

100 

120 

140 

160 

180 

200 

Kupferverlagerung im Bodenprofil 3A10 - HMET 

Bodenfeststoffkonzentration (mg/kg) 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

Abb. 29: Verlauf der Bodenfeststoffkonzentration von Kupfer am Standort 3A, 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 

0 bis 210 Jahren Simulationszeit 


0 - 22 cm 

jAh 

22 - 77 cm 

jBh 

jBs 

jBv 

77 - 91 cm 

fAh 

91 - 109 cm 

Bv1 

109 - 200 cm 

Bv2 

Tiefe (cm) 

0 

20 

40 

60 

80 

100 

120 

140 

160 

180 

200 

Cadmiumverlagerung im Bodenprofil 1A1 - HMET 


0 0.2 0.4 0.6 0.8 1 1.2 1.4 1.6 1.8 2 

Abb. 30: Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Cadmium am Standort 1A, 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 

von 0 bis 21 Jahren Simulationszeit 

In der folgenden Tabelle sind die für HMET notwendigen Eingabeparameter aufgeführt. 


0 

10 

21 

100 

150 

210 

0 

1 

5 

10 

14 

17 

21


Tab. 9: Eingabeparameter für HMET 

60 

Stoffeintrag in das Grundwasser - Simulation mit HMET 

Eingabegrößen: Einheit 

Aufbau des Bodens, für jeden Horizont Mächtigkeit und Eigenschaften: - 

Trockendichte g/cm³ 

Gesamtporenanteil, max. wassergefüllter und luftgefüllter Anteil cm³/cm³ 

(gesättigter) Durchlässigkeitsbeiwert kf cm/d 

pH-Wert - 

Vorhandene Schadstoffe und ihre Konzentrationen in jedem Horizont mg/kg oder µg/L 

Sorptionsparameter der Schadstoffe für jeden Bodenhorizont (Freundlich-; lineare oder Langmuir-Isotherme) 

Eigenschaften des Standortes bzw. Bodenprofils: 

Vegetation - 

Grundwasserneubildungsrate cm/d 

Eintrag an Oberfläche durch Schadstoffkonzentration des infiltrierenden Wassers / Eintragszeit µg/L / unbegrenzt 

Weitere Modellparameter: 

Dicke und Zahl der Layer, Dauer und max. Zahl der Zeitschritte, Abbruchkriterium für die numerische Berechnung 

optional: Wassergehalts - Saugspannungskurven, zeitliche Änderungen von pH-Wert oder Wasserspannung / Wassergehalt, 

Diffusions- und Dipsersionskoeffizienten, Koeffizienten für biologischen Abbau

5 Ergebnisse 


5.1 Übersicht der Stoffkonzentrationen 

Tab. 10: Sickerwasserparameter, Bodenlösung aus Saugkerzen, alle Messstellen, April 1999 bis August 01 

alle Saugkerzenproben Min 0.1-Perz. Median Mittelwert 0.9-Perz. Max n 

pH - 3.53 4.72 6.92 6.63 7.72 8.77 4236 

el. Leitf. µS/cm 7 165 588 1031 2044 22000 3858 

Pb µg/L 0.01 0.06 0.49 1.24 2.49 80.75 1540 

Cd µg/L 0.00 0.01 0.12 0.78 1.63 27.76 1541 

Cu µg/L 0.05 2.13 7.95 16.29 35.27 665.27 1533 

Ni µg/L 0.02 0.63 2.67 5.77 14.24 155.90 1263 

Cr µg/L 0.02 0.39 1.33 2.50 5.77 66.57 1277 

Zn mg/L 0.00 0.01 0.02 0.10 0.28 3.84 1508 

Al mg/L 0.10 0.20 0.40 1.73 4.00 27.20 95 

Na mg/L 10 18 63 72 135 269 49 

K mg/L 0.33 0.92 5.00 6.17 16 27 49 

Mg mg/L 0.09 1.08 4.70 4.94 9 13 49 

Ca mg/L 2.90 22 56 78 154 468 49 

Fe mg/L 0.02 0.03 0.03 0.32 0.92 1.78 6 

Tab. 11: Sickerwasserparameter, oberflächennahes Grundwasser, alle Messstellen, April 1999 bis Mai 2001 

alle Kapillarsaumproben Min 0.1-Perz. Median Mittelwert 0.9-Perz. Max n 

pH - 4.70 5.69 6.75 6.64 7.35 7.88 129 

el. Leitf. µS/cm 253 327 1227 1357 2302 6450 127 

Pb µg/L 0.01 0.10 1.60 3.32 9.35 21.79 143 

Cd µg/L 0.01 0.01 0.07 0.18 0.42 2.34 143 

Cu µg/L 0.07 1.78 8.26 12.64 30.92 72.14 143 

Ni µg/L 0.05 0.96 5.75 10.81 27.89 48.35 127 

Cr µg/L 0.09 1.12 3.85 5.10 10.07 22.31 108 

Zn mg/L 0.00 0.01 0.01 0.03 0.05 0.58 142 

MKW mg/L n.n. n.n. n.n. 0.108 0.100 0.440 144 

16 PAK/EPA µg/L n.n. n.n. n.n. n.n. n.n. 23.1 30 

Naphtalin µg/L n.n. n.n. n.n. n.n. n.n. 0.05 30 

Benzol µg/L n.n. n.n. n.n. n.n. n.n. 0.5 12 

MTBE µg/L n.n. 6 

Die Tab. 10 und 11 geben einen Überblick über alle untersuchten Wasserproben. Die Verteilungen 

aller Messwerte außer den pH-Werten und Konzentrationen der Alkali- und Erdalkaliionen sind relativ 

stark linksschief - kleine Werte treten also viel häufiger auf als große. Die Proben aus dem 



Kapillarsaum weisen bei allen Schwermetallen bis auf Chrom niedrigere Werte auf, die Linksschiefe 

der Verteilungen ist dort auch weniger ausgeprägt. 

In der Tab. 12 werden die Messergebnisse der Straßenstandorte mit den Messwerten der 

Referenzstandorte und den Prüfwerten der Bodenschutzverordnung verglichen. Auffällig dabei sind 

die im Vergleich zu den Referenzstandorten relativ hohen pH-Werte der Bodenlösungen der 

Straßenstandorte. Dieser Unterschied war in straßennahen Böden schon beobachtet worden, an 

Bodenlösungen wurden jedoch noch keine vergleichbaren Messungen durchgeführt. Entsprechend 

liegen die Konzentrationen der Schwermetalle, die bei niedrigen pH-Werten zuerst in Lösung gehen 

(Cd, Zn, Ni, siehe Tab. 2), an den Referenzstandorten deutlich höher. Etwa im gleichen Bereich wie 

an den Referenzstandorten liegen die Konzentrationen von Pb, Cu und Cr der straßennahen Proben. 

Bei allen untersuchten Substanzen liegen die Mittelwerte und 90-Perzentile deutlich unterhalb der 

Prüfwerte, es weisen also deutlich weniger als 10 % der Wasserproben Konzentrationen über dem 

Prüfwert auf. Kupfer und Zink aus den Saugkerzenproben und Kupfer und Nickel bei den 

Kapillarsaumproben kommen mit ihrem 90-Perzentil dem jeweiligen Prüfwert am nächsten. 6.3 % der 

Messwerte aus den Saugkerzen überschreiten den Prüfwert für Cu, 4.6 % für Zn, bei den 

Kapillarsaumproben sind es 2.7 % für Cu und keine Überschreitungen für Ni (maximale gemessene 

Konzentration 48.4 µg/L). Bei den organischen Substanzen lagen die meisten Messungen unterhalb 

der Bestimmungsgrenze, hier verweisen wir zur Beschreibung der Prüfwertüberschreitungen auf die 

Tab. 13. 

Tab. 12: Sickerwasserparameter – Vergleich mit den Referenzstandorten (Daten der Referenzstandorte aus Strebel et 

al. 1992, Teichert et al. 2001, Schlenther et al. 1995) 

Substrat 

Böden 

Meßwerte Einheit 

62 


(Kiefernwald) 

feinsandiger 

Mittelsand, fluviatil 

Podsole, Gley- 

Podsole 

oberflächen- 

nahes GW 

Grunewald 

(Mischwald) 

feinsandiger 

Mittelsand 

podsolige 

Braunerde 

Bodenlösung 

Saugkerzen 

BBodSchVO: 

Prüfwert 

Sickerwasser 

Saugkerzenbeprobung 

Straßenrandböden 

Bodenlösung, 

90-Perzentil 

(µg/L) 

Bodenlösung, 

Median 

Kapillarsaumbeprobung 

Straßenrandböden 

feinsandiger Mittelsand, großteils fluviatil 

anthropogen überprägt, 

Podsole, Gley-Podsole und Braunerden 

oberflächennahes 

GW, 

90-Perzentil 

oberflächennahes 

GW, 

Median 

pH-Wert (-) 4.16 3.8 - 4.1 7.72 6.92 7.35 6.75 

el. Leitf. (µS/cm) 2044 588 2302 1227 

Blei (µg/L) 2 2.1 25 2.5 0.5 9.3 1.6 

Cadmium (µg/L) 1.3 3.1 5 1.63 0.12 0.42 0.07 

Kupfer (µg/L) 9.5 5 - 50 50 35.3 7.9 30.9 8.3 

Nickel (µg/L) 59.6 50 14.2 2.7 27.9 5.7 

Chrom (µg/L) 5.2 50 5.8 1.3 10.1 3.8 

Zink (µg/L) 213 200 - 1500 500 281 20 55 15 

MKW (µg/L) 200 0.1 n.n. 

PAK (EPA) (µg/L) 0.2 n.n. n.n. 

Naphtalin (µg/L) 2 n.n. n.n. 

Benzol (µg/L) 1 n.n. n.n. 

MTBE (µg/L) (-) n.n. n.n. 

5.1.1 Schwermetalle in der Bodenlösung 

5.1.1.1 Zeitreihen 

Anhand von zwei Standorten soll ein Eindruck der zeitlichen und räumlichen Variabilität von 

Cadmium- und Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden gegeben werden (Abb.


31 ff.). Zur Einschätzung der sonstigen Eigenschaften sind danach pH-Wert und elektrische 

Leitfähigkeit als Maß für die Salzeinflüsse durch den straßenbedingten Eintrag abgebildet (Abb. 24/25 

bzw. 28/29). Es wurden dazu die Standorte 1A / Berkhof (Autobahn, Wald, reiner Sandboden, 

grundwasserfern), 3A / Fallingbostel (Autobahn, Grünbrache, schluffiger Sand, grundwasserfern) 

ausgewählt. Um einen eventuellen Einfluss der Bankettschälung am Standort 4A / AVUS Hüttenweg 

(Autobahn, Laubmischwald, reiner Sand, grundwasserfern) sichtbar zu machen, wurden dieselben 

Parameter von diesem Standort ebenfalls abgebildet (Abb. 114 ff. im Anhang). Dieser Standort ist 

außerdem derjenige mit der stärksten Verkehrsbelastung und der längsten Betriebsdauer. Die 

Übersicht über die anderen Standorte und Schadstoffe befindet sich in Form von 

zusammenfassenden Abbildungen im nächsten Kapitel und im Anhang. 

Konzentration in der 

Bodenlösung (µg/L) 

Cadmium in der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 


22. Aug 00 

Probenahmedatum 


Standort 1A, 1.5m Tiefe (Podsol unter Kiefernforst, DTV 70 000) 

20. Nov 00 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

25 m Entf. 

50 m Entf.


64 



Kupfer in der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe 

10000 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb.32: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers 


Leitfähigkeit der 

Bodenlösung (µS/cm) 

Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe 

10000 

1000 

100 

10 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 




20. Nov 00 

20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

25 m Entf. 

50 m Entf. 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

25 m Entf. 

50 m Entf. 

Alle hier gezeigten Messgrößen weisen am Standort 1A und 4A in 10 m Entfernung vom Straßenrand 

die geringsten Schwankungen auf. Dagegen variieren die Schwermetallgehalte, Leitfähigkeit und pH-


Wert direkt am Fahrbahnrand und vor allem in 2.5 und 5 m Entfernung wesentlich stärker. Ein Grund 

für die stärkeren Schwankungen in Fahrbahnnähe sind bei den Schwermetallen die niedrigeren 

Konzentrationen, die v.a. bei Cd schon an der Nachweisgrenze liegen, insbesondere am Standort 4A 

in 1.9 m Tiefe und 1 m bzw. 2.5 m Entfernung. Eine weitere mögliche Ursache ist der Einfluss von 

Straßenablaufwasser, das in 1 m Entfernung regelmäßig infiltriert (siehe auch Kap. 6.2.3 Ergebnisse 

Tracerversuch), in 2.5 m und 5 m Entfernung dagegen nur nach Starkregenereignissen bzw. bei 

starkem Spritzwasseranfall. Vereinfacht kann gesagt werden, daß die Saugkerzen in 1 m Entfernung 

in fast dauerfeuchtem Boden liegen, die in 10 m Entfernung wesentlich häufiger in relativ gleichmäßig 

trockenem Boden, während die dazwischenliegenden Sondenreihen wechselnden Bedingungen 

ausgesetzt sind. 

Bei allen Standorten ist der pH-Wert der Bodenlösungen in größerer Entfernung von der Fahrbahn 

niedriger als in Fahrbahnnähe. Die Leitfähigkeit ist an den Standorten 3A und 4A in Fahrbahnnähe 

am höchsten, am Standort 1A im Wald in 10 m Entfernung. Leitfähigkeitsmaxima in den 

Wintermonaten sind an den Standorten 1A, 3A und 4A /50 cm Tiefe deutlich zu erkennen (vor allem 

für den Winter 2000/2001), während in 1.9 m Tiefe am Standort 4A ebenso wie in 10 m Entfernung 

bei den anderen Standorten kaum eine jahreszeitliche Dynamik zu sehen ist. Am Standort 1A wurde 

im Juli 2000 eine Erweiterung der Messstelle auf 25 m und 50 m Entfernung vorgenommen. In der 

Zeit nach dem Einbau der neuen Saugsonden konnte aufgrund der starken Austrocknung mehrere 

Monate nur sehr wenig Bodenlösung entnommen werden, so daß die Keramik erst im Januar 2001 

als genug konditioniert betrachtet werden konnte. Zu sehen ist das in den Abb. 31 bis 34 am bis 

Februar 01 andauernden Absinken der pH-Werte und am entsprechend starken Ansteigen der Cd- 

Konzentrationen in diesen beiden Entfernungen. Zur Berechnung der Mittelwerte bzw. Mediane 

wurden nur die Daten ab Januar 2001 verwendet. 

pH-Wert der Bodenlösung (-) 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

pH-Wert der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 


22. Aug 00 




20. Nov 00 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

25 m Entf. 

50 m Entf.


Um einen möglichen Einfluss der Bankettschälung in direkter Fahrbahnnähe, die am 12. Oktober 

1999 am Standort 4A durchgeführt wurde, auf die Eigenschaften des Sickerwassers einschätzen zu 

können, sind im folgenden pH-Werte, Leitfähigkeiten und Cadmium-Konzentrationen in 1.9 m Tiefe an 

diesem Standort abgebildet (Abb. 114 ff im Anhang). Es liegen in diesem Zeitraum aufgrund von 

Trockenheit und defekten Saugsonden nur relativ wenige Messungen vor, aber keine der 

Messgrößen zeigt ein auffällig verändertes Verhalten. Die einzige starke Änderung in diesem 

Zeitraum betrifft eine starke Absenkung des pH-Wertes in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand. Diese 

ist aber mit großer Sicherheit nicht auf die Bankettschälung, die nur etwa 1 m weit weg vom 

Fahrbahnrand reichte, sondern auf die wegen starker Trockenheit noch andauernde Konditionierung 

der Saugsonden zurückzuführen. 

5.1.1.2 Entfernungsabhängigkeit, Unterschiede im Straßentyp und Bodennutzung 

In den Abb. 35 ff. sind die Mittelwerte der Bodenlösungskonzentrationen aller untersuchten 

Schwermetalle mit Angabe des 10- und 90-Perzentils für alle Standorte und Entfernungen dargestellt. 

Wegen der Relevanz für den Transport in das Grundwasser wurden die Messwerte der Proben aus 

den jeweils tieferliegenden Saugsonden unterhalb des Wurzelraumes gewählt. Die Sonden befinden 

sich in 1 m bis 1.9 m Tiefe. 

Die pH-Werte in den Bodenlösungsproben nehmen mit der Entfernung vom Fahrbahnrand bei den 

meisten Standorten deutlich ab (Abb. 35 und 36). An den ganzjährig grundwassernahen Standorten 

zeichnet sich der pH-Einfluss der Straße weniger ab, da diese generell etwas höher liegende pH- 

Werte aufweisen. An zwei Standorten sind in 10 m bzw. 25 m Entfernung schon wieder etwas höhere 

pH-Werte zu finden. Das betrifft den Standort 1A, wo vermutlich der in 8 m Entfernung vom 

Fahrbahnrand liegende Waldrand für hohe Säure-, Schwermetall- und Salzdepositionen sorgt. Dies 

führt dort zu einem pH-Minimum und zu Maxima von Leitfähigkeit und Schwermetallkonzentrationen 

in der Bodenlösung (siehe Abb. 35). 

Am Standort 2A sind wegen der Dammlage der Straße die beiden Saugsondenreihen in 1 m und 

2.5 m Entfernung grundwasserfern, die in 5 m und 10 m Entfernung dagegen grundwassernah. Daher 

liegen in 5 bis 10 m Entfernung etwas höhere pH-Werte vor. Am Standort 3A liegt die 

Saugsondenreihe in 10 m Entfernung auf einer Ackerbrache, die noch vor wenigen Jahren genutzt 

wurde und deswegen sowohl niedrigere Gehalte an organischem Kohlenstoff als auch einen leicht 

höheren pH-Wert als der Boden in 5 m Entfernung aufweist (Abb. 64). Besonders in 5 m Entfernung 

bei Standort 3A und 1A weisen die pH-Werte eine große Variabilität auf. Diese Variabilität findet sich 

dort auch in den Schwermetallkonzentrationen wieder (Beispiel Cd in Abb. 39 und 40). 

Die Leitfähigkeit nimmt an allen Autobahnstandorten vom Fahrbahnrand aus deutlich ab (Abb. 35 

und 36), nur am Waldstandort 1A treten in 10 m Entfernung höhere Werte auf als in Fahrbahnnähe. 

An diesem Standort liegen die Leitfähigkeitswerte allerdings insgesamt am niedrigsten. An den 

Bundesstraßenstandorten ist diese Abnahme der Leitfähigkeitswerte nur am Standort 5B / Altencelle 

deutlich ausgeprägt, während die Standorte 6B, 7B und 8B einen uneinheitlichen Verlauf der 

Leitfähigkeiten aufweisen, der vermutlich durch ihre Grundwassernähe bedingt ist. 

Das Verhalten der Schwermetallkonzentrationen zum pH-Wert der Sickerwasserproben zeigt für 

die Standorte 1A und 3A deutliche Zusammenhänge, während bei 2A und 4A das Spektrum der pH- 

Werte enger ist und kein Zusammenhang erkennbar. Für die Standorte 1A und 3A sind bei niedrigen 

pH-Werten deutlich höhere Cadmiumkonzentrationen im Sickerwasser festzustellen (Abb. 39), dort 

treten auch die Überschreitungen der Prüfwerte auf. Dies entspricht dem bekannten 

Mobilitätsverhalten dieses Elements in Böden. 

66

Leitfähigkeit (µS/cm) 


5000 

4500 

4000 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 

1A 10m 

el. Leitfähigkeit (µS/cm) 

pH-Wert (-) 

1A 25m 

1A 50m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 


2A 10m 

3A 1m 

Abb. 35: Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden 

Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 2A: Grünbrache Mellendorf, 3A: Grünbrache Fallingbostel, 4A: 

Mischwald, AVUS Hüttenweg) 


5000 

4500 

4000 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

7B 1m 

7B 2.5m 

3A 2.5m 

3A 5m 

3A 10m 

4A 1m 

4A 2.5m 


pH-Wert (-) 

Abb. 36: Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 

(5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst) 

7B 5m 

7B 10m 

8B 1m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

20.00 

18.00 

16.00 

14.00 

12.00 

10.00 

8.00 

6.00 

4.00 

20.00 

18.00 

16.00 

14.00 

12.00 

10.00 

8.00 

6.00 

4.00 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


68 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 

1A 10m 

Vergleich der Standorte - Blei in der Bodenlösung 

1A 25m 

1A 50m 

Prüfwert: 25 µg/L 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

3A 2.5m 

3A 5m 

Pb (µg/L) 

Abb. 37: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Mischwald, AVUS Hüttenweg). 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

Vergleich der Standorte - Blei in der Bodenlösung 

5B 10m 


6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.5m 

Pb (µg/L) 

Abb. 38: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 

Bundesstraßenstandorte (5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland 

Flackenhorst) 

12.3 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m

Schwermetallkonzentration (µg/L) 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 

1A 5m 

7.81 10.3 

1A 10m 

1A 25m 

1A 50m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 


Cd (µg/L) 

pH-Wert (-) 


2A 10m 

Standorte 

Abb. 39: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 



6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

Vergleich der Standorte - Cadmium in der Bodenlösung 

5B 6m 

5B 10m 


6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

3A 1m 

7B 2.5m 

3A 2.5m 

7B 5m 

3A 5m 

7B 10m 

3A 10m 

8B 1m 

4A 1m 

Cd (µg/L) 

Abb. 40: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Flackenhorst) 

8B 2.5m 

4A 2.5m 

8B 5m 

4A 5m 

8B 10m 

4A 10m 

20.00 

18.00 

16.00 

14.00 

12.00 

10.00 

8.00 

6.00 

4.00 

pH-Wert (-)


70 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 

Vergleich der Standorte - Kupfer in der Bodenlösung 

154.9 

1A 10m 

1A 25m 

1A 50m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 


2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

3A 2.5m 

Cu (µg/L) 

Abb. 41: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 



120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

Vergleich der Standorte - Kupfer in der Bodenlösung 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

3A 5m 

3A 10m 

Cu (µg/L) 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.5m 

8B 2.5m 

4A 5m 


Abb. 42: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Flackenhorst) 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 

1A 5m 

Vergleich der Standorte - Nickel in der Bodenlösung 

1A 10m 

1A 25m 


1A 50m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 


2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

3A 2.5m 

3A 5m 

Ni (µg/L) 

Abb. 43: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 



50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

Vergleich der Standorte - Nickel in der Bodenlösung 

5B 6m 

5B 10m 


6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

3A 10m 

Ni (µg/L) 

Abb. 44: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Flackenhorst) 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.5m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m


72 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 

Vergleich der Standorte - Chrom in der Bodenlösung 

1A 10m 

1A 25m 


1A 50m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

3A 2.5m 

3A 5m 

Cr( µg/L) 

Abb. 45: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 



12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

Vergleich der Standorte - Chrom in der Bodenlösung 

5B 6m 

5B 10m 


6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

3A 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.5m 

Cr( µg/L) 

Abb. 46: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Flackenhorst) 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m

0.9 

0.8 

0.7 

0.6 

0.5 

0.4 

0.3 

0.2 

0.1 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 

1A 5m 

1A 10m 

Vergleich der Standorte - Zink in der Bodenlösung 

1A 25m 

1A 50m 

Prüfwert: 0.5 mg/L 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 


2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

3A 2.5m 

Zn (mg/L) 

Abb. 47: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 



0.9 

0.8 

0.7 

0.6 

0.5 

0.4 

0.3 

0.2 

0.1 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

Vergleich der Standorte - Zink in der Bodenlösung 


5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

1.22 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

3A 5m 

3A 10m 

Zn (mg/L) 

Abb. 48: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden 


Flackenhorst) 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.5m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m


5.1.2 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser / Kapillarsaum 

5.1.2.1 Zeitreihen 

Als Beispiel für die zeitlichen Verläufe der Schwermetallkonzentrationen im oberflächennahen 

Grundwasser sind in den Abb. 49 bis 52 Ergebnisse des Standortes 5B dargestellt, die restlichen 

Schwermetalle in den Abb. 117 bis 120 im Anhang. Sie weisen, wie auch an den anderen Standorten, 

geringere Schwankungen in den Gehalten über die Zeit auf als die der Saugkerzenproben. 

Trotz unfiltrierter angesäuerter Proben treten oft geringere Konzentrationen als in den 

darüberliegenden Saugkerzen auf, Ausnahmen sind Ni und zum Teil auch Cr (siehe Tab. 10 und 11). 

74 



Cadmium in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

100.000 

10.000 

1.000 

0.100 

0.010 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

Abb. 49: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 

Standortes 5B, Grünbrache Altencelle 

19. Mai 01 

17. Aug 01




Kupfer in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

10000.0 

1000.0 

100.0 

10.0 

1.0 

0.1 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 


24. Mai 00 

22. Aug 00 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

Abb. 50: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 




Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb. 51: Zeitlicher Verlauf der Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser des 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf.


76 


pH-Wert der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

9.0 

8.0 

7.0 

6.0 

5.0 

4.0 

3.0 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb. 52: Zeitlicher Verlauf der pH-Werte im oberflächennahen Grundwasser des 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

5.1.2.2 Entfernungsabhängigkeit, Unterschiede in Straßentyp und Bodennutzung 

Am einzigen grundwassernahen Autobahn-Standort 2A/Mellendorf ist eine deutliche 

Entfernungsabhängigkeit von pH-Wert und Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser zu sehen 

(Abb. 53). Auch die maximalen Leitfähigkeitswerte in Fahrbahnnähe sind eher niedrig, ebenso 

erreicht der Wert in 10 m Entfernung das Minimum aller grundwassernahen Standorte. 

Nur zwei der Bundesstraßenstandorte weisen ein geringfügiges Absinken des pH-Wertes mit der 

Entfernung vom Fahrbahnrand auf. Die räumliche Verteilung der Leitfähigkeitswerte ist uneinheitlich 

und fast alle liegen über dem höchsten Wert des Autobahnstandortes. Die höchsten 

Leitfähigkeitswerte werden an den Messstellen 6B und 7B erreicht (Abb. 53). 

Auch bei den Schwermetallkonzentrationen unterscheidet sich der Autobahnstandort von den 

Bundesstraßen. An den Bundesstraßen treten zwar ebenfalls einige hohe Messwerte auf, ablesbar 

an den 90-Perzentilen, die Mittelwerte der Konzentrationen liegen jedoch bei allen Metallen außer Cr 

und Zn am Autobahnstandort am höchsten (Abb. 54 bis 59).


2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

2A 1m 


2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 


6B 4m 

6B 10m 

7B 1m 

7B 2.5m 


pH-Wert (-) 

Abb. 53: Mittelwerte der pH-Werte und el. Leitfähigkeiten im oberflächennahen Grundwasser: Autobahn: 2A 

Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle, 

6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst 

20 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 


5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

Pb (µg/L) 

Abb. 54: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Bleikonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 2A 



7B 5m 

7B 10m 

8B 1m 

8B 1m 

8B 2.5m 

8B 2.5m 

8B 5m 

8B 5m 

8B 10m 

8B 10m 

20.00 

18.00 

16.00 

14.00 

12.00 

10.00 

8.00 

6.00 

4.00 

pH-Wert (-)


78 

1.4 

1.2 

1 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 


6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

Cd (µg/L) 

Abb. 55: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmiumkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser 

Autobahn: 2A Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle, 


80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 

5B 6m 


5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

Cu (µg/L) 

Abb. 56: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupferkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 

2A Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle, 


7B 5m 

7B 10m 

8B 1m 

8B 1m 

8B 2.5m 

8B 2.5m 

8B 5m 

8B 5m 

8B 10m 

8B 10m

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

2A 1m 


2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 


6B 3m 


6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

Ni (µg/L) 

Abb. 57: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickelkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 



18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

5B 1m 


5B3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

7B 10m 

8B 1m 

8B 1m 

8B 2.5m 

8B 2.5m 

8B 5m 

8B 5m 

8B 10m 

Cr( µg/L) 

Abb. 58: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chromkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 



8B 10m


80 

0.3 

0.25 

0.2 

0.15 

0.1 

0.05 

0 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

Zn (mg/L) 

2A 10m 

5B 1m 

5B3.5m 

5B 6m 


5B 10m 

6B 1.5m 

6B 3m 

6B 4m 

6B 10m 

Standorte 

Abb. 59: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zinkkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 2A 



5.1.3 Organische Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser 

Es wurden 144 Proben aus dem oberflächennahen Grundwasser an acht Terminen auf MKW 

untersucht. Davon lagen 136 unter der Bestimmungsgrenze von 0.1 mg/L, 3 % der Werte 

überschreiten den Prüfwert von 0.2 mg/L. Deswegen ist die Unterscheidung nach Standorten und 

Tiefen nicht sehr ergiebig. Alle Messwerte über der Bestimmungsgrenze sind in der folgenden Tab. 

13 abgedruckt. 

Tab. 13: MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Kapillarsaum 

Datum Standort 

Entfernung 

(m) 

7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

Tiefe 

(m u. GOK) 

7B 10m 

0.523 

8B 1m 

8B 2.5m 

8B 5m 

8B 10m 

MKW (mg/L) 

07.10.1999 5B 1 3 0,11 

07.10.1999 6B 10 2,75 0,26 

17.01.2000 2A 2,5 2,45 0,23 

17.01.2000 2A 1 3,06 0,44 

18.01.2000 6B 4 1,9 0,15 

18.01.2000 6B 3 2,4 0,22 

18.01.2000 6B 1,5 2,8 0,14 

28.07.2000 7B 1 1,58 0,1 

Die beiden Standorte, bei denen die häufigsten und höchsten Überschreitungen festgestellt wurden, 

sind 6B / Gifhorn Ost und 2A / Mellendorf. Diese sind die einzigen der untersuchten Standorte, an


denen regelmäßig kleinere Verkehrsstaus auftreten, und zwar zu den Hauptverkehrszeiten. Gründe 

dafür sind ein beschrankter Bahnübergang für Regionalzüge bei 6B und eine zeitweise überlastete 

Autobahnabfahrt bei 2A. Möglicherweise ist die Ursache für die erhöhten MKW-Gehalte in diesen 

Staus zu suchen 

Die Vermutung, daß die Mitextraktion organischer Bodenbestandteile zu fälschlich erhöhten MKW- 

Messergebnissen führt, kann durch die Auswertung der Chromatogramme für die oben aufgeführten 

Werte widerlegt werden. Ein Beispiel ist in Abb. 60 zu sehen. Die beiden unteren Chromatogramme 

weisen eine für MKW-Kontaminationen typische Kombination eines breiten, undifferenzierten Peaks 

(Schmieröle) mit sehr scharf definierten Peaks in regelmäßigen Abständen auf 

(Kohlenwasserstoffketten verschiedener Länge). Eine Verfälschung durch mitextrahierte Huminstoffe 

kann hier ausgeschlossen werden. 

< 100 µg/L 

230 µg/L 

440 µg/L 

Abb. 60: Chromatogramme dreier Wasserproben aus dem oberflächennahen Grundwasser mit MKW-Peaks 



5.1.3.1 Orientierende Beprobung PAK, Naphtalin, Benzol und MTBE 

Von den untersuchten organischen Substanzen konnte kaum eine im oberflächennahen 

Grundwasser nachgewiesen werden. Es wurden dreißig Wasserproben, vorwiegend aus 1 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand, auf die Summe von 15 PAK nach EPA beprobt. Davon überschritt nur 

ein Messwert am Standort 2A mit 23.6 µg/L die Bestimmungsgrenze von 0.3 µg/L. An denselben 

Proben wurde auch Naphtalin untersucht, hier lagen alle Werte unterhalb der Bestimmungsgrenze 

von 0.04 µg/L. Zwölf Proben, alle aus 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand, wurden auf Benzol 

untersucht, auch hier lagen alle unter der Nachweisgrenze von 0.5 µg/L. 

Am Standort 2A, der aufgrund einer relativ häufig auftretenden MKW-Belastung als der gefährdetste 

erschien, wurden zwei Proben aus dem Straßenabflusssammler sowie vier Proben aus dem 

oberflächennahen Grundwasser in 1 m, 2.5 m, 5 m und 10 m Abstand vom Fahrbahnrand 

entnommen. Die sechs Proben wurden auf MTBE untersucht und waren alle unbelastet. Die 

Nachweisgrenze lag hier bei 10 ng/L. 

5.1.4 Schwermetalle im Bodenfeststoff 

82 

pH-Wert (-) / Corg. (Gew.-%) 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

pH 0 - 10 cm Corg. 0 - 10 cm pH 100/200 cm Corg. 100/200 cm 

Abb.61: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile von organischem Kohlenstoff und pH-Wert (CaCl 2) im obersten Horizont 

und Unterboden aller untersuchten Bodenprofile 

Die Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der pH-Werte im Ober- und Unterboden der 31 untersuchten 

Bodenprofile unterscheiden sich relativ wenig, dagegen zeigen die Gehalte an organischem 

Kohlenstoff deutlich den Unterschied zwischen den belebten Oberböden und den unterhalb des 

Wurzelraums liegenden Proben aus dem Unterboden (Abb. 61). Je nach Bodentyp sind bei einzelnen 

Standorten oder Bodenprofilen Besonderheiten der Tiefenverteilung von pH-Wert, Corg.-Gehalt und 

Körnung festzustellen. Diese sind in der Standortbeschreibung in Kap. 2 erläutert. Die räumliche 

Verteilung dieser beiden Parameter an allen Standorten findet sich in den Abb. 64 bis 67 im nächsten 

Kapitel.

Konzentration (mg/kg Trs) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 


20 

0.4 

Cu Cd Zn Pb Ni Cr 


60 

Abb. 62: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) in 0 bis 10 cm 

Tiefe aller untersuchten Bodenprofile. Die Kästchen enthalten die Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung 

für die Bodenart Sand. 

Konzentration (mg/kg Trs) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

20 

0.4 

60 


Abb. 63: Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) im Unterboden 

aller untersuchten Bodenprofile. Die Kästchen enthalten die Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung für 

die Bodenart Sand. 

40 

40 

15 

15 

30 

30


5.1.4.1 Unterschiede Straßentyp, Bodennutzung, Verkehrsstärke 

In den Abb. 64 bis 67 wird ein Überblick über die räumliche Verteilung der pH-Werte und organischen 

Kohlenstoffgehalte an allen Standorten gegeben. Die pH-Werte im Boden nehmen an allen 

Standorten in den ersten zehn Metern vom Fahrbahnrand deutlich ab. Das Spektrum reicht von 

Werten um pH 7.5 in 1 m Entfernung bis zu Werten unter pH 4.0 in 10 m Entfernung. 

84 

Corg. (Gew.-%) 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

3A 1m 

Standorte 

Abb. 64: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe 



3A 2.5m 

3A 5m 

3A 10m 

4A 1m 

4A 2.2m 

4A 5m 

4A 10m 

19.00 

17.00 

15.00 

13.00 

11.00 

9.00 

7.00 

5.00 

3.00 

pH-Wert (-)


7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 


5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 


7B 1m 

Standorte 

7B 2.5m 


pH (CaCl2) 

Abb. 65: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe 


Flackenhorst). 


2.50 

2.00 

1.50 

1.00 

0.50 

0.00 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 


pH (CaCl2) 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

3A 1m 

Standorte 

3A 2.5m 

Abb. 66: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden 



3A 5m 

3A 10m 

7B 5m 

7B 10m 

4A 1m 

4A 2.2m 

8B 1m 

4A 5m 

8B 2.5m 

4A 10m 

8B 5m 

8B 10m 

19.00 

17.00 

15.00 

13.00 

11.00 

9.00 

7.00 

5.00 

3.00 

19.00 

17.00 

15.00 

13.00 

11.00 

9.00 

7.00 

5.00 

3.00 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)



86 

2.50 

2.00 

1.50 

1.00 

0.50 

0.00 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

7B 1m 

Standorte 

7B 2.5m 

7B 5m 


pH (CaCl2) 

Abb. 67: Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden 


Flackenhorst). 

Die Verteilung des organischen Kohlenstoffs ist teilweise mit den bodenbildenden Prozessen 

verknüpft (z.B. Humusanreicherung unter Wald bei 4A/10m), zeigt aber durch die baubedingte 

Ablagerung humosen Materials an den verschiedenen Standorten keine einheitliche Tendenz. 

Die höchsten Konzentrationen aller Schwermetalle außer Chrom treten am „ältesten“ Standort auf, 

der seit den zwanziger Jahren des 20. Jh. in Betrieb ist (4A, A 115 AVUS). Weitere Standorte bzw. 

Profile mit hohen Konzentrationen sind die mit etwas feinkörnigeren Böden oder sehr hohen Gehalten 

an organischer Substanz (Standorte 3A, 6B, Abb. 121 bis 144 im Anhang). 

In den Unterböden sind Überschreitungen der Vorsorgewerte selten, nur der älteste Standort (4A) ist 

in Bezug auf Pb davon betroffen und ein Standort mit schluffhaltigem Ausgangssubstrat in Bezug auf 

Ni (3A). Im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe) ist gewährleistet, daß nicht mehr als zehn Prozent der 

Schwermetallgehalte der untersuchten Bodenhorizonte die Vorsorgewerte der 

Bodenschutzverordnung überschreiten (Abb. 62 und 63). Dagegen liegen in den Oberböden in 

0 bis 10 cm Tiefe schon die Mittelwerte von Cu, Cd, Zn und Pb um oder über dem Vorsorgewert, bei 

Ni und Cr sind es etwa 30 % bzw. weniger als 10 % der Messwerte. Alle Autobahnstandorte sind von 

erhöhten Werten betroffen, zum Teil auch in bis zu 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand. An den 

Bundesstraßen ist vor allem ein Standort betroffen, dessen Böden sehr hohe Anteile an organischer 

Sustanz enthalten (6B, siehe Abb. 65 und 67). Dies dokumentiert ein weiteres Mal die immer noch 

stattfindenden Emissionen und die Anreicherung der Schwermetallimmissionen in straßennahen 

Böden. 

Die Maßnahmenwerte des BBodSchG (Pb, Cd, Cu und Ni im Königswasser-Extrakt aus 0 bis 10 cm 

Bodentiefe) für den Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im Hinblick auf die 

Pflanzenqualität werden jedoch trotz der hohen Verkehrsbelastungen in keiner der Bodenproben 

erreicht. 

7B 10m 

8B 1m 

8B 2.5m 

8B 5m 

8B 10m 

19.00 

17.00 

15.00 

13.00 

11.00 

9.00 

7.00 

5.00 

3.00 

pH-Wert (-)


5.1.5 Mineralölkohlenwasserstoffe im Bodenfeststoff 

Von den insgesamt untersuchten 178 Bodenhorizonten wurden 132 auf MKW beprobt. 

Entfernungsabhängigkeit, Tiefenverteilung, Unterschiede in Abhängigkeit von Straßentyp, 

Bodennutzung oder Verkehrsstärke sind kaum festzustellen, da 108 von 132 untersuchten Proben 

Werte unter der Bestimmungsgrenze aufwiesen. Es konnte an drei Standorten eine Häufung von 

Werten über der Bestimmungsgrenze festgestellt werden (10 von 24 Werten am Standort 2A, sechs 

am Standort 6B und fünf am Standort 3A, siehe Tab. 14). Dabei ist keine Tiefen- und 

Entfernungsabhängigkeit der Messwerte zu erkennen. Zwei dieser Standorte sind grundwassernah. 

Sie sind auch die einzigen, an denen häufiger Staus auftreten. An den gleichen Standorten wurde 

auch der größte Teil der Überschreitungen des Prüfwertes für MKW im oberflächennahen 

Grundwasser festgestellt. 

Tab. 14: MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Bodenfeststoff 

Standort 

Entfernung 

vom 

Fahrbahnrand 

(m) 

Tiefe (cm) 

MKW 

(mg/kg TrS) 

Standort 

Entfernung 

vom 

Fahrbahnrand 

(m) 

Tiefe (cm) 


MKW 

(mg/kg TrS) 

7B 5 48-64 34.6 2A 10 0 - 10 31.6 

6B 10 0 - 20 31.5 2A 10 17 - 40 39.7 

6B 10 33 - 53 33.6 2A 10 40 - 70 26.3 

6B 10 53 - 70 33.6 2A 10 70 - 110 31.2 

6B 10 70 - 90 33.6 2A 4.8 0 - 10 28.6 

6B 4 45 - 80 31.4 2A 4.8 20 - 40 27.5 

6B 1.5 10 - 40 27.5 2A 4.8 40 - 75 34.1 

3A 10 0 - 10 27.5 2A 4.8 75 - 90 40.3 

3A 10 65 - 90 45.3 2A 4.8 90 - 120 40.3 

3A 10 90 - 110 61.9 2A 2.5 0 - 10 31.5 

3A 1 10 - 30 53 1A 2.5 0 - 23 27.6 

3A 1 30 - 48 39.9 4A 1 72-94 29.3 

5.1.6 Differenz Boden- und Bodenlösungs-pH 

Eine der Anforderungen an die Untersuchungsstandorte waren niedrige Boden-pH-Werte. Die 

Auswahl fand anhand von geologischen und bodenkundlichen Karten sowie vorbereitenden 

Felduntersuchungen statt. Dabei wurde unter anderem der pH-Wert des Bodens in etwa 5 bis 7 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand in CaCl2-Lösung bestimmt und nur Standorte mit kleineren pH-Werten 

als 6 in die nähere Auswahl genommen. 

Bei den Hauptuntersuchungen stellte sich heraus, daß (wie schon vorher vermutet) sowohl in den 

Wasserproben als auch in den Bodenproben ein z.T. sehr starkes pH-Gefälle zwischen 

fahrbahnnahen und -fernen Messpunkten besteht - jedoch auch ein Unterschied von ein bis zwei pH- 

Stufen zwischen dem Boden-pH und dem Bodenlösungs-pH an denselben Messpunkten. Dieser 

Unterschied ist methodenbedingt. Dies wird im folgenden näher erläutert. 

Die pH-Werte im untersuchten Sickerwasser lagen meist zwischen denen der in Wasser und 

Calciumchlorid bestimmten Boden-pH-Werte (Tabellen im Anhang). In einigen Fällen wurden aber 

auch die in Wasser ermittelten Boden-pH-Werte beträchtlich von den in der Bodenlösung bestimmten 

überschritten. Meist handelt es sich dabei um die Werte aus 10 m Entfernung (alle Standorte), nur 

beim Standort 1A auch in 50 cm Tiefe und 5 m Entfernung.


Da sowohl Verwitterung als auch Zersetzung stark pH-abhängig sind, wird der pH-Wert oft als Maß 

für die Verfügbarkeit eines bestimmten (Nährstoff-) Vorrates benutzt. Niedrige pH-Werte senken die 

Verfügbarkeit von N, P, Mo, Sb und heben diejenige von Fe, Mn, Cu, Zn, B, Al, As, Be, Cd, Co, Cr, 

Hg, Ni, Pb, Sn, Tl und V. Niedrige pH-Werte lassen meist auf Armut an K, Ca und Mg schließen. (s. 

Schlichting et al. 1995). Entsprechend gilt das für die Verfügbarkeit, also auch Mobilität der meisten 

Schwermetalle in Konzentrationsbereichen, die nicht mehr für die Pflanzenernährung wichtig sind, 

sondern Schadwirkungen herbeiführen können. 

Die Zusammensetzung (also auch der pH-Wert) der Bodenlösung schwankt im Jahresverlauf, da 

bereits jede Wassergehaltsänderung das Gleichgewicht zwischen den Austauschern der Bodenmatrix 

verändert. Außerdem enthält die Bodenlösung gelöste Gase der Bodenluft wie O2, N2, CO2 und NH3, 

die zum Teil in wäßriger Lösung dissoziieren und dann ebenfalls die Bodenreaktion beeinflussen 

können. Die Gehalte an dissoziierten Gasen schwanken um Teil noch stärker als die der Ionen, da 

ihre Löslichkeit stark temperaturabhängig ist. Strenggenommen dürfte der Boden-pH nur direkt am 

Standort, in situ bestimmt werden, um diese Faktoren richtig abzubilden. 

Da dies sehr schwierig ist und dann auch kein für das ganze Jahr übertragbarer Messwert das 

Ergebnis wäre, wird der Boden-pH im allgemeinen in Suspensionen gemessen. Da sich der pH mit 

der Verdünnung ändert, die Messung mit Elektroden oder Farbindikatoren aber eine gewisse 

Mindestwassermenge erfordert, werden die Proben verdünnt. Die übliche Konvention dazu ist das 

Verhältnis von 1 Gewichtsteil Boden zu 2.5 Volumenanteilen Suspendierungsmittel. 

Wählt man Wasser als Suspendierungsmittel, könnten die H + -Aktivitäten auf die verschiedenen 

Wassergehalte umgerechnet werden, sofern feldfrische Proben untersucht wurden (beim Trocknen 

treten irreversible Veränderungen auf) und der Einfluss der ebenfalls vom Wassergehalt abhängigen 

Aktivität der anderen Ionen auf die H + -Aktivität sich einfach berechnen ließe. Da das nicht der Fall ist, 

versucht man, den Einfluss anderer Ionen durch den Einsatz überschüssiger Mengen auszuschalten 

und damit auch Schwankungen im Jahresverlauf zu unterdrücken, und mißt deshalb in Suspensionen 

mit Salzlösungen (konventionell 0.01 M CaCl2 oder 1 M KCl). 

So wird selbst bei weitem Boden-Lösungs-Verhältnis meist eine höhere, dem pH der unverdünnten 

Bodenlösung eher entsprechende H + -Aktivität erzielt. Die auf diese Weise gewonnene H + -Aktivität ist 

eine konventionelle Größe (s. Schlichting et al. 1995). Der pH(CaCl2) liegt im allgemeinen um 0.6 +- 

0.2 pH-Einheiten tiefer als der pH(H2O), weil v.a. H + und Al 3+ -Ionen durch Ca 2+ ausgetauscht werden. 

88


5.2 Wasserhaushalt 

5.2.1 Klimabedingungen und Witterung im Versuchszeitraum, Grundwasserstände und 

Abflussmenge 

Monatsniederschlag (mm) 

150 

125 

100 

75 

50 

25 

0 

Sep 99 

Okt 99 

Nov 99 

Dez 99 

Jan 00 

Feb 00 

Mrz 00 

Apr 00 

Mai 00 

Jun 00 


Jul 00 

Aug 00 

Sep 00 

NS Monatssumme (mm) 

T Monatsmittel (°C) 

Abb. 68: Niederschlag und mittlere Temperatur am Standort 2A / Mellendorf für den Untersuchungszeitraum auf 

monatlicher Basis 

Die Abb. 68 zeigt die Niederschlags- und Temperaturverhältnisse im Untersuchungszeitraum am 

Standort 2A / Mellendorf. Die in Abb. 69 dargestellte, auf Monatsbasis berechnete Verdunstung und 

klimatische Wasserbilanz ist in Tab. 15 für die beiden Winterhalbjahre 99/2000 und 2000/2001, die 

Vegetationsperiode 2000 und das Jahr 2000 zusammenfassend dargestellt. Im Vergleich zum 

langjährigen Mittel von 700 mm wies das Jahr 2000 eine etwas höhere Niederschlagssumme auf. 

Tab.15: Zusammengefasste Wasserhaushaltsgrößen für die Winter 99/00 und 00/01, die Vegetationsperiode Sommer 

00 und das gesamte Jahr 2000 

Zeitraum 

NS Summe 

(mm) 

T Mittel (°C) 

Okt 00 

Nov 00 

Dez 00 

Verdunstung 

(ET Haude, mm) 

Jan 01 

Feb 01 

Mrz 01 

Apr 01 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

Klimatische 

Wasserbilanz 

(mm) 

Okt 99 - März 00 470,7 5,8 110,7 360,0 

April 00 - Sept. 00 388,9 16,5 565,4 -176,5 

Okt. 00 - März 01 323,0 4,1 110,4 212,6 

Jahr 2000 830,8 11,3 684,1 146,6 

Temperatur Monatsmittel (°C)


90 

Wasserbilanzgrößen (mm) 

150 

100 

50 

0 

-50 

-100 

Sep 99 

Okt 99 

Nov 99 

Dez 99 

Jan 00 

Feb 00 

Mrz 00 

Apr 00 

Mai 00 

Jun 00 

Jul 00 

Aug 00 

Sep 00 

NS Monatssumme (mm) 

Verdunstung (ETHaude, mm) 

Klimatische Wasserbilanz (mm) 

Abb. 69: Niederschlag, Verdunstung und Klimatische Wasserbilanz am Standort 2A / Mellendorf für den 

Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis 

Die Grundwasserstände an den Standorten, die weniger als 4 m Grundwasserflurabstand aufweisen 

(2A, 5B, 6B, 7B, 8B), sind in den folgenden Abbildungen dargestellt. Dabei wurden teilweise mehrere 

Entfernungen von Fahrbahnrand untersucht, um Unterschiede durch die Infiltration von 

Straßenabflusswasser feststellen zu können. Bei allen Grundwasserpegeln eines Standortes 

verlaufen die Messwerte eines Standortes jeweils ziemlich parallel. Einzelne Unterschiede wie 

beispielsweise am Standort 5B/ Altencelle im Juni und Oktober 2000 sind vermutlich eher auf 

methodenbedingte Messungenauigkeiten (Messung von Hand mit Lichtlot) als auf systematische 

Unterschiede zurückzuführen. 

Die Unterschiede in der Höhenlage der Grundwasserstände in verschiedenen Entfernungen sind 

durch die Topographie des Straßenseitenraums am jeweiligen Standort bedingt. Am Standort 2A liegt 

die Messstelle in 1 m Entfernung auf dem Damm und ist dadurch ganzjährig grundwasserfern, 

während sich die Pegel in den Entfernungen 4.8 m im Graben und 10 m auf dem Niveau des 

umliegenden Grünlandes befinden. Der Höhenunterschied der Geländeoberfläche beträgt etwa 

30 cm. Die Schwankung der Grundwasserstände im Jahreslauf ist hier relativ gering und bewegt sich 

im Graben etwa zwischen 0.8 m und 1.5 m unter GOK, so daß auch hier den größten Teil des Jahres 

das Gundwasser kaum einen Beitrag zur Verdunstung leistet. 

An den Standorten 5B bis 8B sind die Schwankungen im Jahreslauf sehr viel größer, sie reichen für 

5B/10 m von 0.7 m bis 2.7 m u. GOK. Der Standort 5B liegt etwa von März bis Mai im Einflussbereich 

des Grundwassers, der etwa 1.5 km entfernte Standort 8B dagegen nur von Juni bis Dezember 2000 

außerhalb des Grundwassereinflusses. 

Die Grundwasserstände der Standorte 6B und 7B unterscheiden sich im Mittel um etwa 0.5 m. Auch 

hier liegen die fahrbahnnäheren GW-Pegel jeweils im Graben. Die Standorte sind etwa 1 km 

voneinander entfernt, und ihre Grundwasserstände schwanken zeitlich parallel um etwa dieselbe 

Amplitude von etwa 1 m bis 2.5 m u.GOK. 

Okt 00 

Nov 00 

Dez 00 

Jan 01 

Feb 01 

Mrz 01 

Apr 01


Entfernungsbedingte Unterschiede in Änderungen des Grundwasserspiegels konnten an keinem der 

Standorte festgestellt werden. 

GW-Stand (m u GOK) 

0 

0.5 

1 

1.5 

2 

2.5 

3 

3.5 

4 

Sep 99 

Nov 99 

Jan 00 

Mrz 00 

Mai 00 

Jul 00 

GW 2A 1m (m u. GOK) 

GW 2A 4.8 m (m u. GOK) 

GW 2A 10m (m u. GOK) 


Sep 00 

Abb. 70: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 2A / Mellendorf in 1 m, 4.8 m und 10 m Entfernung vom 

Fahrbahnrand 


0 

0.5 

1 

1.5 

2 

2.5 

3 

Sep 99 

Nov 99 

GW 5B 3.5m (m u. GOK) 

GW 5B 10m (m u. GOK) 


Jan 00 

Mrz 00 

Mai 00 

Jul 00 

Abb. 71: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 5B / Altencelle in 3.5 m und 10 m Entfernung vom 

Fahrbahnrand und am Standort 8B / Flackenhorst in 10 m Entfernung 

Sep 00 

Nov 00 

Nov 00 

Jan 01 

Jan 01 

Mrz 01 

Mai 01 

Mrz 01 

Jul 01 

Mai 01 

Sep 01 

Jul 01


92 


0 

0.5 

1 

1.5 

2 

2.5 

3 

Sep 99 

Nov 99 

Jan 00 

Mrz 00 

Mai 00 

Jul 00 





Abb. 72: Verlauf des Grundwasserstands am Standort 6B / Gifhorn Ost in 4 m und 10 m Entfernung vom 

Fahrbahnrand und am Standort 7B / Gifhorn West in 1 m und 10 m Entfernung 

Sep 00 

Das Ergebnis der Abflussmessungen am Standort 2A ist in Tab. 16 zusammengefasst. Eine 

Hochrechnung aus den hier aufgeführten Messterminen auf ein Jahr ergibt einen Jahresabfluss von 

diesem Teil der Autobahn von 3400 L pro lfd. m Straße. Wenn man berücksichtigt, daß ein Teil der 

Flaschen bei jedem Messtermin schon übergelaufen war, und durch die Beprobungszeit im Sommer 

auch mit einer beträchtlichen Verdunstung aus den Sammelgefäßen zu rechnen ist, paßt dieses 

Ergebnis gut mit den Messungen und Rechnungen aus dem Tracerversuch zusammen (Kapitel 

6.2.3). 

Tab.16: Ergebnisse der Abflussmengenmessung 

im Sommer 2000 am Standort 2A / Mellendorf 

Probenahmedatum Tage Abfluß gesamt (L/m*d) 

27.07.2000 29 165 

16.08.2000 20 110 

05.09.2000 20 100 

28.09.2000 23 370 

Summe 92 745 

Jahressumme 365 3400 

Zur Berechnung der eingetragenen Frachten und Abschätzung der Konzentrationen für den 

kontinuierlichen Eintrag für das Programm SISIM wurden die aus dem Tracerversuch errechnten 

Abflussmengen verwendet, da diese durch die Einbeziehung langjähriger Klimareihen genauer sind. 

Sie liegen jedoch in derselben Größenordnung. 

Nov 00 

Jan 01 

Mrz 01 

Mai 01 

Jul 01


5.2.2 Auswertung der automatischen Bodenwasserhaushaltsmessungen 

Aus dem Verlauf der Wasserspannungen in den vier untersuchten Entfernungen am Standort 2A / 

Mellendorf läßt sich die Situation wie folgt beschreiben: 

Im Untergrund herrscht scheinbar hydraulisches Gleichgewicht. Die Tensiometer in 80, 110 und 140 

cm Tiefe folgen den Grundwasserständen, das heißt, das Bodenprofil entwässert in das 

Grundwasser. Im Graben (4.8 m Entfernung) ist die hydraulische Leitfähigkeit ab Ende Mai (bei 40 bis 

50 cm Wasserspannung und gröberem Bodenmaterial) so gering, daß die Tensionen in 80 cm Tiefe 

nicht weiter fallen, dadurch bildet sich ein abwärts gerichteter Gradient, der aber aufgrund der 

geringen Leitfähigkeit kaum zu Wasserfluss führt. 

Aufgrund der hohen Niederschläge im Juli 2000 sättigt sich das Profil auch im Untergrund wieder auf, 

Anfang Juli und Anfang August kommt es dann zu einer Versickerung unterhalb des Wurzelraums im 

Graben, Anfang August auch in 10 m Entfernung. Die Wasserspannungen steigen dann langsam bis 

Dezember wieder an, der nach unten gerichtete Gradient nimmt ab. Es findet eine Versickerung zum 

Grundwasser statt. Eine Veränderung des Grundwasserspiegels ist aber an den Tensiometerdaten 

nicht zu sehen. (Tensiometer bei 140 cm Tiefe und 10 m Entfernung; 110 cm Tiefe in 4.8 m 

Entfernung). Im Winterhalbjahr kommt es dann wieder zu einem Anstieg des Grundwassers, 

gleichzeitig entwässert das Profil ins Grundwasser. 

Die Oberböden reagieren schnell auf Regenereignisse, im Mai/Juni und August 2000 kommt es zum 

Teil zu hohen Werten der Wasserspannung. Bei Regenereignissen drehen sich die Gradienten um - 

sie sind positiv vor dem Regen, das bedeutet Fluss nach oben, negativ nach dem Regen, der 

Wasserfluss ist dann nach unten gerichtet. Die Wasserspannungen fallen dann schnell ab und 

steigen langsam bis zum nächsten Niederschlagsereignis wieder an (Abb. 73). Am Hang und an der 

Strasse (Abstände 1 m und 2.5 m) ist an den Wasserhaushaltsdaten aufgrund der Topographie kein 

Grundwasseranschluss zu sehen. 

Wasserspannung (cm WS) 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

-10 

-20 

-30 

Wasserspannung im Bodenprofil am Standort Mellendorf (2A) 

0.4 m Entfernung vom Fahrbahnrand 

20. Apr 00 30. Apr 00 10. Mai 00 20. Mai 00 30. Mai 00 09. Jun 00 

Datum 

Abb. 73: Änderung der Wasserspannung im fahrbahnnahen Boden in Abhängigkeit von Niederschlägen 


40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

-10 

A K3 (80 cm) 

A K5 (140 cm) 

A K8 (80 cm) 

A K9 (110 cm) 

A K10 (140cm) 

24-h-NS 

T °C Tagesmittel


94 

Wasserspannung (cm WS) 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

-50 

Wasserspannung im Bodenprofil am Standort Mellendorf (2A) 


20. Apr 00 30. Apr 00 10. Mai 00 20. Mai 00 30. Mai 00 09. Jun 00 

Datum 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

-10 

C K2 (50 cm) 

C K3 (80 cm) 

C K4 (110 cm) 

C K5 (140 cm) 

C K7 (50 cm) 

C K8 (80 cm) 

C K9 (110 cm) 

C K10 (140 cm) 

24-h-NS 

Abb. 74: Änderung der Wasserspannung im Boden 10 m von der Fahrbahn entfernt in Abhängigkeit von 

Niederschlägen 

T °C Tagesmittel 

Die Wasserspannungen in 50, 80 und 110 cm Tiefe bleiben im Bereich zwischen 30 und 60 hPa. 

Oberhalb von 60 hPa ist die Leitfähigkeit so gering, dass das Wasser nur sehr langsam fließt, 

unterhalb von 30 hPa so hoch, daß es schnell in den Untergrund fließt. Der Wechsel zwischen 

niedrigen und hohen Wasserspannungen ist vor allem direkt am Fahrbahnrand sehr häufig und relativ 

schnell, er folgt jeweils den Niederschlags/Abflussereignissen und weist eine große Amplitude auf 

(Abb. 73). In 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand spielt die Änderung der Wasserspannung durch 

Verdunstung, erkennbar am Tagesgang, eine viel größere Rolle als durch Niederschlagsereignisse 

(Abb. 74). Lediglich im Oberboden der straßenferneren Messpunkte steigen die Wasserspannungen 

aufgrund der Verdunstung in den Sommermonaten stärker an. 

In der Abb. 75 sind beispielhaft für drei Messpunkte in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung Zeitreihen 

der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf dargestellt. Es handelt sich um 

Tagesmittelwerte, berechnet aus Messungen der Wassergehalte mit den automatischen TDR-Sonden 

in fünf Bodentiefen und vier Entfernungen (von der Geländeoberfläche bis zur untersten Messtiefe). 

Daraus lassen sich für jeden Zeitraum die Differenzen der Wassermenge im Bodenprofil gegenüber 

dem vorigen Zeitraum errechnen. Diese sind als Tagesmittel in Abb. 76 dargestellt. 

An beiden Zeitreihen ist jeweils in 0.25 m Entfernung vom Fahrbahnrand deutlich der Einfluss der 

erhöhten Infiltration durch das zufließende Straßenablaufwasser sichtbar. In Abb. 75 sieht man die 

dort im Mittel etwa 1.5-mal höhere Wassermenge im Bodenprofil und in Abb. 76 die wesentlich 

stärkeren Schwankungen der Wassermengen im Bodenprofil in 0.25 m und 1 m Entfernung 

gegenüber dem Messpunkt in 10 m Entfernung. Zwar sind die Wassermengen im Profil in 10 m 

Entfernung ebenfalls zeitweise recht hoch (zurückzuführen auf die Grundwassernähe dieses Profils), 

jedoch schwanken sie nicht kurzfristig. Da hier nicht die gleichen außergewöhnlich 

Infiltrationsereignisse wie direkt am Fahrbahnrand auftreten, ist nur eine über den gesamten 

Messzeitraum stattfindende langsame Auffüllung des im Spätsommer 2000 relativ trockenen Profils 

von etwa 100 mm auf 200 mm zu bemerken (Abb. 75).


Die Tab. 17 enthält für jeden der acht Messpunkte die Bilanzierung dieser Wassermengen auf 

Stundenbasis. „a“ und „b“ sind jeweils Messpunkte in gleicher Entfernung vom Fahrbahnrand, etwa 

8 m parallel zur Fahrbahn versetzt. Die Gesamtbilanz unterscheidet sich hier nur wenig für die 

verschiedenen Entfernungen, während die kumulierten Zulauf- und Ablaufmengen aus den 

Bodenprofilen deutlich die starke Infiltration und Versickerung am Fahrbahnrand zeigen. Im Mittel 

liefen für diesen Zeitraum von dreihundert Tagen in 25 cm Entfernung vom Fahrbahnrand 

nachmessbar mindestens 3100 mm Wassersäule durch das Bodenprofil. Durch die Begrenzung der 

Erfassung auf stündliche Messungen können es sogar noch mehr sein, da nicht alle Abflussspitzen 

mitgemessen wurden. Die Verdunstung ist in diese Berechnung nicht einbezogen. Wenn man die 

nach Haude aus den Klimadaten des gleichen Standortes berechnete Verdunstung von 400 mm für 

Grünland einrechnet, ergibt sich für die 300-tägige Messperiode eine Versickerung von mindestens 

2700 mm Wassersäule am Fahrbahnrand. Auf ein Jahr hochgerechnet, wären es bei vergleichbarer 

Witterung 3300 mm/a. 

Tab. 17: Bilanz der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe auf Stundenbasis am Standort 2A / Mellendorf in 

0.25 m, 1 m, 2.5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, über den Zeitraum vom 27.7.00 bis 23.5.01. 

(mm/t = hier: mm Niederschlags- oder Versickerungshöhe je Zeiteinheit) 

Entfernung / Meßpunkt 25 cm a 25 cm b 1 m a 1 m b 2.5 m a 2.5 m b 10 m a 10 m b 

Summe Zulauf (mm/t) 2874 3250 390 374 481 397 456 435 

Summe Auslauf (mm/t) -2891 -3268 -387 -373 -488 -401 -426 -406 

Gesamtbilanz (mm/t) -17 -18 3 0 -7 -4 29 29 

Wassermenge im Profil (mm) 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

23. Jul 00 

Tagesmittel der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe 

22. Aug 00 

21. Sep 00 

21. Okt 00 

20. Nov 00 

20. Dez 00 


19. Jan 01 

18. Feb 01 

20. Mrz 01 

19. Apr 01 

25 cm Entf. 

1 m Entf. 

10 m Entf. 

Abb. 75: Verlauf der Tagesmittel der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m und 

10 m Entfernung vom Fahrbahnrand


96 

Differenz (mm) 

110 

90 

70 

50 

30 

10 

-10 

-30 

-50 

-70 

23. Jul 00 

Differenzen der Wassermenge im Bodenprofil zum Vortag 

22. Aug 00 

21. Sep 00 

25 cm Differenz (mm) 

1 m Differenz (mm) 

9.2 m Differenz (mm) 

21. Okt 00 

20. Nov 00 

Abb. 76: Verlauf der Differenzen der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m und 


5.2.3 Tracerversuch – Abgrenzung der vom Straßenabfluss beeinflussten Kompartimente 

5.2.3.1 Wasserbilanzierung der Infiltrations- und Spritzwasserzone 

Die Wasserbilanzen für straßennahe Bereiche werden neben den klimatischen Faktoren wie 

Verdunstung und Niederschlag insbesondere durch die Wasserflüsse zwischen den Kompartimenten 

beeinflusst. Der Tracerversuch wurde durchgeführt, um ergänzend zu den oben dargestellten 

physikalischen Untersuchungen des Wasserhaushaltes am Straßenrand eine anschaulichere 

Ermittlung des Einflusses des Straßenablaufwassers auf den straßennahen Boden zu ermöglichen. 

Abb. 77 zeigt die Bromidverteilung an beiden untersuchten Standorten nach Versuchsende. Helle 

Farbtöne repräsentieren geringe zurückgebliebene Bromidgehalte, also starke Verlagerung (in 0 bis 

1 m Entfernung) und dunkle Farbtöne hohe verbleibende Konzentrationen nach einem Monat 

Versuchszeit, also geringe Verlagerung. Wie hier anhand der Tiefenverlagerung des Bromidtracers 

zu sehen ist, kam es bei beiden Versuchen am Fahrbahnrand zur Ausbildung einer ca. 1 m breiten 

Zone bevorzugter Infiltration („Infiltrationszone“). 

20. Dez 00 

19. Jan 01 

18. Feb 01 

20. Mrz 01 

19. Apr 01

Tiefe [cm] 


Infiltrationszone Spritzwasserzone 

0 

100 

200 

0 

100 

200 

Stolpe: 29.03. - 7.04.2000 

N: 17,3 mm 

KWB: - 4,5 mm 

Mellendorf: 19.04. - 22.05.2000 

N: 43 mm 

KWB:- 87mm 

300 

0.5 

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 

Fahrbahnabstand [cm] 

Abb. 77: Zonierung der Standorte Stolpe und Mellendorf anhand der Bromidgehalte nach der Beendigung des 

Tracervesuches 

Die Breite dieser Infiltrationszone ist vor allem von der Infiltrationsleistung des Bodens im 

Straßenrandbereich und von der Abflussmenge, somit also von der Fahrbahnbreite, abhängig. Die 

untersuchten Autobahnabschnitte weisen mit 8.2 m (Stolpe) und 8.4 m (Mellendorf) vergleichbare 

Breiten auf, die zu ähnlichen Abflussmengen führten. Am Standort Stolpe wurde durch 

Niederschlagsmessungen im Straßenrandbereich versucht, den Anteil und die räumliche Verteilung 

des Spritzwassers zu ermitteln. Demnach verteilt sich das Spritzwasser am Standort Stolpe in einer 

ca. 5 m breiten Zone entlang der Fahrbahn. Der Anteil des Spritzwassers am Gesamtabfluss der 

Straße beträgt etwa 5 %. Dabei nimmt das Aufkommen des Spritzwassers von der Fahrbahnkante bis 

in 5 m Entfernung nahezu linear ab (Abb. 78). 

Bei Starkniederschlagsereignissen treten hohe Abflussraten von der Fahrbahn auf. Übersteigen die 

Abflussraten die Infiltrationskapazität der Infiltrationszone, tritt Abfluss von der Infiltrationszone in die 

Spritzwasserzone auf. Im Jahresmittel infiltrieren, abgeleitet aus Niederschlagsintensitätsverteilungen 

und der Wasserleitfähigkeit des Bodens, am untersuchten Standort etwa 95 % der Abflüsse in der 

Infiltrationszone. Die restlichen 5 % fließen aus der Infiltrationszone in die Spritzwasserzone ab. 


150 

100 

50 

10 

5 

3 

2 

1 

Bromidkonzentration [ppm]


Abweichung vom Referenzwert [%] 

98 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

-5 

0 1 2 3 4 5 

Fahrbahnabstand [m] 

Abb. 78: Verteilung des Spritzwasseranteils mit der Entfernung zum Fahrbahnrand - Abweichung des Inhalts der 

Niederschlagsmesser im Straßenrandbereich der A111 am Standort Stolpe im Bezug zur Referenzmessung in 

20m Abstand 7.12.2000 – 8.02.2001 

In Tab. 18 wurden in zwei Szenarien die Wasserbilanzen für den Standort Mellendorf für das 

langjährige Mittel (1950 bis 1985) aufgestellt. Die Grundlagen der Berechnung sind im Kap. 4.1 

beschrieben. 

In der „min-Variante“ wurden die Abschätzungen so getroffen, daß die Veränderungen im 

Wasserhaushalt, insbesondere die Versickerung in der Infiltrationszone, minimal werden. Die „max- 

Variante“ gibt die obere Grenze der Abschätzungen wieder. 

Die Zu- und Abflüsse sowie die reale Evapotranspiration Ereal der Straße wurden dabei auf täglicher 

Basis bestimmt. Die reale Evapotranspiration für die Infiltrations- und Spritzwasserzone sowie für den 

unbeeinflussten Standort wurde auf jährlicher Basis nach dem Verfahren von Renger & Wessolek 

(DVWK 1996) ermittelt. Es wurden die langjährigen Klimadaten von Hannover-Langenhagen 

verwendet und als pflanzenverfügbare Wassermenge WPfl entsprechend zu den Verhältnissen im 

Bankett-/Hangbereich 46 mm angenommen. 

Für die Abschätzung der „max-Variante“ wurde davon ausgegangen, daß sich die reale Verdunstung 

der Referenzfläche sowie der Infiltrations- und Spritzwasserzone auf demselben Niveau bewegt. Der 

Zustrom des Straßenabflusswassers in die Infiltrationszone führt zu einem wesentlich höheren 

Wasserangebot in dieser Zone, die Abflüsse treten dabei fast zeitgleich mit den 

Niederschlagsereignissen auf. Da der Boden in der Infiltrationszone auch in den Sommermonaten 

häufig bis zur Feldkapazität aufgesättigt wird, können auch höhere Verdunstungswerte erzielt 

werden. Die reale Verdunstung der Infiltrationszone liegt somit zwischen der realen Verdunstung ETI 

mit 433 mm/a und der potentiellen Verdunstung ETpHaude mit 553 mm/a. Für die „min – Variante“ 

wurde daher ETpHaude als Obergrenze für die reale Verdunstung angesetzt. 

In der „min – Variante“ wurden die Eigenschaften der Fahrbahn so gewählt, daß der Abfluss von der 

Fahrbahn minimal wird. Dazu wurde für den Speicher der Straße die maximale Benetzungskapazität 

nach Wessolek & Facklam (1996) angesetzt. Demnach erfolgt Abfluss von der Fahrbahn erst nach 

1 mm Niederschlag in den Wintermonaten und nach 1.5 mm in den Sommermonaten. Es wurde eine


Versickerung von Niederschlägen im Kompartiment Straße in Höhe von 0.1 mm pro Stunde 

Niederschlag angenommen, wobei Versickerung erst nach Auffüllung des Speichers 

(Benetzungskapazität) auftritt. Es wird angenommen, daß sich der Speicher innerhalb 24 h entleert, 

das Benetzungswasser also in diesem Zeitraum verdunstet. 

Bei der Abschätzung des maximalen Abflusses wurden für die Fahrbahn die mittleren 

Benetzungskapazitäten von 0.3 mm im Winterhalbjahr und 0.8 mm im Sommerhalbjahr 

angenommen. Eine Versickerung durch die Fahrbahn wurde ausgeschlossen. Der Speicher der 

Fahrbahn wird in den Sommermonaten binnen 24 h entleert, in den Wintermonaten in 48 h. 

Wenngleich sich die Bedingungen im Straßenrandbereich (Relief, Leitplanke) bei beiden Standorten 

unterscheiden, wurde für den Standort Mellendorf die gleiche Spritzwasserverteilung angenommen, 

wie sie in Stolpe bestimmt wurde (siehe Abb. 78). 

Tab. 18: Wasserbilanz des Systems Straße für den Standort Mellendorf im langjährigen Mittel (1950 – 85, Klimadaten 

Hannover Langenhagen). Die Wasserhaushaltsgrößen dieser Tabelle beziehen sich jeweils auf eine Fläche 

von 1m 2 . So ergibt sich z.B. der maximale Abfluss der Straße aus der Multiplikation mit der Straßenbreite. 

Straße Infiltrationszone Spritzwasserzone System Straße Referenz 

8.4 m 

1 m 

4m 

(-8.4 bis +5m) (10m) 

Variante min max min max min max 

Ereal [mm] 186 82 553 433 433 433 213 - 287 433 

NS [mm] 737 737 737 737 737 737 737 737 

ZSt [mm] 0 0 4035 5228 50 65 

ZSp [mm] 0 0 66 84 36 48 

ASt /AI 481 622 202 261 0 0 

ASp 25 33 0 0 0 0 

V [mm] 45 0 4083 5355 390 417 450-524 304 

Wie in Tab. 18 zu sehen ist, ist die Verdunstung (82 bis 186 mm/a) und die Versickerung (0 bis 45 

mm/a) im versiegelten Fahrbahnbereich sehr stark eingeschränkt. Infolgedessen kommt es zu hohen 

Abflüssen in Form von Straßenabfluss- und Spritzwasser. Dabei fließen pro m 2 Fahrbahn 481 bis 

622 mm/a ab und 25 bis 33 mm/a gelangen als Spritzwasser in den Randbereich. Am Standort 

Mellendorf führt dies bei einer Straßenbreite von 8.4 m zum Abfluss von 4035 bis 5228 L pro Jahr und 

lfdm. Straße. Verglichen mit der am Standort Mellendorf im Abflusssammler gemessenen 

Abflussmenge von hochgerechnet 3400 L/a * lfdm. Straße (Messzeitraum von Juni bis September 

2000), bei der ein beträchtlicher Verdunstungsfehler berücksichtigt werden muss, erscheinen diese 

Werte sehr realistisch. 

Als Folge der Zuflüsse in die Infiltrationszone treten dort extrem hohe jährliche Sickerwassermengen 

(V) von 4083 bis 5355 mm (=L/m²) auf (Tab. 18). Dies übertrifft noch die in Kapitel 6.2 berechneten 

Werte von 3300 mm/a aus den Wassergehaltsmessungen im Bodenprofil. 

Damit ist die Grundwasserneubildung in der Infiltrationszone ca. 13- bis 18-mal höher als der Wert 

von 304 mm/a, der auf der unbeeinflussten Referenzfläche ermittelt wurde. Dementsprechend erhöht 

sich auch mit der Verlagerungsgeschwindigkeit von Wasser und dem nichtreaktiven Tracer Bromid 

die Gefahr der Verlagerung reaktiver (sorbierender) Schadstoffe in dieser Zone. 

Die Zuflüsse in die Spritzwasserzone (Spritzwasser und Abfluss aus Infiltrationszone) führen dort zu 

einer Erhöhung der Sickerwassermenge um 30 bis 40 % gegenüber der Referenzfläche. 



In der Spalte „System Straße“ der Tab. 18 wurden die Wasserhaushaltsgrößen der einzelnen 

Kompartimente des Systems zu einem 13.4 m breiten Streifen zusammengefasst. Dazu gehören die 

Fahrbahn mit 8.4 m Breite und der ablauf- und spritzwasserbeeinflusste Bereich mit 5 m Breite. Die 

Zonen wurden entsprechend ihrer Breite gewichtet. 

Demnach ist im „System Straße“ die Verdunstung gegenüber der Referenzfläche eingeschränkt, die 

Versickerung deutlich erhöht. Der Versiegelungsgrad des Systems Straße am Standort Mellendorf 

beträgt 63 % (das entspricht dem Flächenanteil der Fahrbahn). 

Grundwasserneubildung [mm/a 

100 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

System Straße 

min/max 

Acker Grünland Nadelwald 

Abb. 79: Grundwasserneubildung (mm/a) bei unterschiedlichen Flächennutzungen an grundwasserfernen Standorten 

im Raum Hannover, nach Wessolek (1989), ergänzt 

In Abb. 79 sind zum Vergleich die mittleren Grundwasserneubildungsraten bei unterschiedlichen 

Flächennutzungen an grundwasserfernen Standorten im Raum Hannover dargestellt. Das „System 

Straße“ weist dabei etwa doppelt so hohe jährlichen Raten wie ein Acker- oder Grünlandstandort auf. 

5.2.4 Zusammenfassung Wasserhaushalt: 

Durch die Bilanzierung des Wasserhaushalts der einzelnen Kompartimente konnten die 

Wechselwirkungen zwischen den Teilbereichen Straße, Infiltrations- und Spritzwasserzone 

quantifiziert werden. Dabei ergeben sich mit verschiedenen Mess- und Berechnungsmethoden 

jeweils sehr ähnliche Ergebnisse für den Eintrag und die Menge von Straßenablaufwasser. 

Der Straßenrandbereich zeichnet sich durch eine verminderte Verdunstung und erhöhte Versickerung 

aus. Als Folge des geringen Speichervolumens des Straßenbelags und der gehemmten Infiltration 

auf der Fahrbahn treten hohe Abflüsse in den Straßenrandbereich auf. Diese Abflüsse infiltrieren fast 

vollständig in der etwa 1 m breiten Infiltrationszone und führen dort zu einer jährlichen 

Grundwasserneubildung in Höhe von 4000 bis 5500 mm. Das ist das 13– bis 18-fache einer 

Grünlandfläche unter vergleichbaren Klimabedingungen. Somit besteht ein erhöhtes Potential zur 

Schadstoffverlagerung. Selbst unter Zusammenfassung der verschiedenen Infiltrations- und 

Verlagerungsbedingungen in einem Streifen parallel zum Fahrbahnrand, der die Fahrbahn mit 8.4 m 

Breite und die Infiltrations- und Spritzwasserzone mit 5 m Breite umfasst, ist die Versickerungsmenge 

noch anderthalbmal bis doppelt so hoch wie auf einer unbeeinflussten Referenzfläche (Abb. 79).


5.2.5 Abschätzung der Unterschiede zwischen den Standorten 

Basierend auf den Messungen und Berechnungen der Kapitel zu Wasserhaushalt und Tracerversuch, 

den Niederschagsverhältnissen und den Straßenbreiten wurden die Infiltrationsverhältnisse und der 

Sickerwasseranfall als Eingabegrößen für das Modell SISIM an den verschiedenen Standorten und in 

den untersuchten Entfernungen abgeschätzt. Dabei wurde wie folgt vorgegangen: 

Statt der Fahrbahnbreite von 8.4 m am Standort Mellendorf wurde die am jeweiligen Standort 

vorhandene Fahrbahnbreite angesetzt. Bei der Berechnung der Abflussmenge wurden dieselben 

Annahmen zu Niederschlag, Benetzungskapazität, Abflussbeiwert und Verdunstung getroffen wie 

oben beschrieben, außer am Standort 4A / AVUS, wo die geringere Niederschlagsmenge von 580 

mm/a im Raum Berlin berücksichtigt wurde. Für die Waldstandorte wurde die durch die Verdunstung 

der Bäume geringere Grundwasserneubildungsrate einbezogen (siehe z.B. Abb. 79). 

Die vom Spritzwasser betroffene Entfernung wurde nicht verändert, unabhängig, ob es sich um eine 

Luv- oder Leelage oder einen Bundesstraßenstandort handelt. 

Die berechneten Versickerungsraten wurden dann verwendet, um den Stofftransport zu beschreiben 

(siehe nächste Kapitel). 



5.3 Stoffhaushalt 

5.3.1 Einträge durch Deposition und Straßenablaufwasser 

Tab. 19 zeigt die Einträge aus der bodennahen Deposition in Abhängigkeit von der Entfernung des 

Messpunktes zum Fahrbahnrand. Deutlich zu erkennen ist die Abnahme der deponierten Mengen mit 

der Entfernung, wobei die Geländeform auch einen Einfluss auf die Messergebnisse hat. Auf der 

Schulter des Damms sind die Einträge aller untersuchten Metalle außer Cu und Zn relativ geringer, im 

Graben dafür etwas höher (Abb. 80). 

Tab. 19: Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch trockene und nasse Deposition 

(bulk-deposition, Standort Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000) 

102 

Cu Zn Cd Pb Feststoffe Na Ca 

bodennahe Deposition (Totalaufschluß HF/HNO3 des Inhalts der Depositionssammler A7 Mellendorf) 

bulk-deposition / Jahr (mg/m²*a) mg/m²*a mg/m²*a mg/m²*a mg/m²*a mg/m²*a mg/m²*a 

Deposition in 1m Abstand (mg/m²*a) 77.6 517.8 1.368 50.7 46111 28514 

Deposition in 2.5 m Abstand (mg/m²*a) 20.4 262.6 0.571 14.9 11833 9341 

Deposition in 4.8 m Abstand (mg/m²*a) 13.2 144.5 0.830 24.5 14713 12115 

Deposition in 10 m Abstand (mg/m²*a) 9.5 107.5 0.652 10.9 8284 5903 

Referenz (10 m, 1.5 m Höhe) 3.5 65.8 0.203 4.0 5189 4040 

Deposition in 1m Abstand (g/ha*a) 776 5178 13.7 507 461 285 

Deposition über 0 -10m Abstand 

(g/ha*a) 

235 2178 8.1 228 172 124 

Referenz (10 m, 1.5 m Höhe, g/ha*a) 35 658 2.0 40 52 40 

relativer Schwermetalleintrag 

1 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0 

-0.2 

Verlauf der relativen Deposition mit dem Abstand zum Fahrbahnrand 

(Standort Mellendorf) 

Cu Zn Cd 

Pb Na Ca 

Höhe (m) 

0 2 4 6 8 10 12 14 16 

Entfernung vom Fahrbahnrand (m) 

Referenz 

(10 m Abstand, 

1.5m Höhe) 

Abb. 80: Relativer Verlauf der Deposition von Schwermetallen, Na und Ca mit der Entfernung vom Fahrbahnrand, 

bezogen auf den Schwermetalleintrag in 1 m Entfernung. Unten ist der Verlauf der Geländeoberfläche 

dargestellt. 

9.5 

7.5 

5.5 

3.5 

1.5 

-0.5 

Höhe über der Mulde (m)


Aus Konzentrationen und Abflussmengen wurden die Frachten berechnet und als Masseneinheit 

Metall je lfdm. Straße und Jahr sowie umgerechnet auf g/ha * a in Tab. 20 zusammengestellt. Für die 

Berechnung der Fracht in g/ha * a wurden die Daten so behandelt, als ob alle im Abflusswasser 

enthaltenen Substanzen im ersten Meter neben der Fahrbahn deponiert würden (was mit den 

Ergebnissen des Tracerversuches bestätigt werden konnte). 

Tab. 20: Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch feste und gelöste Bestandteile des 

Straßenabflusses (Standort Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000) 

Cu Zn Cd Pb Feststoffe Na / 1000 Ca / 1000 

Gelöste Fracht im Abfluß (Filtrat des Straßenabflusses A7 Mellendorf) 

gelöste Fracht / Jahr (mg/lfdm*a) 37,1 91,0 4,540 0,034 26006 41065 

gelöste Fracht / Jahr (g/ha*a) 371 910 45 0,34 260 411 

Feststoff-Fracht im Abfluß (Totalaufschluß der Feststoffe des Straßenabflusses A7 Mellendorf) 

Feststoff-Fracht / Jahr (mg/m*a) 208,7 2646,5 2,4 74,3 592 10676 41914 

Feststoff-Fracht / Jahr (g/ha*a) 2087 26465 24 743 5917 107 419 

Abb. 81 zeigt die Verteilung der eingetragenen Stoffe auf die verschiedenen Transportpfade. Zu 

großen Anteilen gelöst transportiert werden Cd, Na und Ca, während Pb und Zn praktisch vollständig 

über die Luft und den Feststoffanteil des Straßenabflusswassers eingetragen werden. Na wurde zu 

über der Hälfte auf dem Luftpfad transportiert. 

100% 

80% 

60% 

40% 

20% 

0% 

Anteile der Pfade am Schwermetalleintrag im Bankett 

(0 bis 1m Abstand vom Fahrbahnrand) 

Cu Zn Cd Pb Na Ca 

Deposition 

gelöst im Abfluß 

Feststoff im Abfluß 

Abb. 81: Anteile der Pfade am Eintragvon Schwermetallen, Na und Ca im Bankettbereich (0 bis 1 m Abstand vom 

Fahrbahnrand, Standort 2A /Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000) 

In Tab. 21 sind die Ergebnisse der Bodenuntersuchungen zu den Standorten 1A, 2A und 3A 

zusammengestellt. Es wurde für die Berechnungen mit HMET davon ausgegangen, dass alle drei 

Standorte in Fahrbahnnähe die gleiche Menge Straßenablaufwasser erhalten. Wichtige Unterschiede 

zeigen sich z.B. in der mittleren Grundwasserneubildung in größerer Entfernung, wo die Bodenprofile 



1A10 und 1A50 aufgrund ihrer Waldvegetation nur etwa die Hälfte der Grundwasserneubildung 

erreichen wie die Bodenprofile am Standort 3A mit Grünbrache. Entsprechend liegen die 

Konzentrationen der Einträge bei 1A10 und 1A50 etwa doppelt so hoch wie bei 3A10, da die 

Eintragsmenge die gleiche ist, aber auf weniger Wasser umgerechnet wird (Tab. 22). Die hier 

gezeigten Eintragskonzentrationen sind also nicht gleichzusetzen mit Konzentrationen im 

Straßenablaufwasser, sondern wurden eigens für die Modellberechnung aus der Schwermetallfracht 

aller Eintragswege berechnet. 

Tab. 21: Eigenschaften der untersuchten Bodenhorizonte der Standorte 

3A = Fallingbostel; 1A = Berkhof; 2A = Mellendorf 

(Horizont und Textur nach AG Boden 1994; T, U, S = Anteile von Ton, Schluff, Sand; M.% > 2mm = 

Skelettanteil, Corg = Anteil an organischem Kohlenstoff, alle Angaben außer pH in Massenprozent) 

Standort Entf. (m) Tiefe (cm) Horizont T (%) U (%) S (%) Textur M.% > 2mm pH (CaCl2) pH (H2O) Corg (%) 

3A 1 0-18 jAh 4.5 9.3 86.2 mSfs 4.3 6.09 6.59 5.60 

3A 1 18-40 jBv/Sw 6.6 13.3 80.2 Sl2 3.63 5.99 7.85 0.39 

3A 1 40-45 jH / Sd 7.2 23.1 69.8 Sl2 3.8 6.29 7.28 11.3 

3A 1 45-72 jC2 1.5 5.2 93.3 mSfs 0.89 6.29 7.76 0.47 

3A 1 72-75 fAp 4.3 12.8 82.9 Su2 3.17 6.04 6.65 1.47 

3A 1 75-93 fSwBv 4.1 17.6 78.3 Su2 2.25 6.03 6.97 1.18 

3A 1 93 - >105 Sw 4.4 19.9 75.7 Su2 3.69 6.10 7.24 1.01 

3A 10 0-25 Ap 3.8 13.0 83.3 Su2 2.07 4.44 5.76 2.09 

3A 10 25-44 Bv 4.2 16.1 79.7 Su2 2.59 5.04 5.96 1.08 

3A 10 44-70 BvSw1 3.1 13.0 83.9 Su2 4.03 5.61 6.14 0.60 

3A 10 70 - >105 BvSw2 4.2 8.6 87.2 mS 1.55 5.68 6.39 0.21 

3A 50 0-30 Ap 3.9 18.0 78.1 Su2 4.13 4.57 5.58 2.01 

3A 50 30-60 BvSw1 4.7 17.9 77.4 Su2 3.16 4.55 5.25 0.75 

3A 50 60- >90 BvSw2 3.4 8.5 88.1 mS 3.02 4.34 5.24 0.30 

1A 1 0-10 jAh 0.7 4.9 94.4 mS 1.45 5.98 6.24 3.67 

1A 1 22-45 jBv 0.6 1.5 97.9 mS 6.67 6.75 6.54 0.54 

1A 1 77-91 fAh 1.0 3.3 95.7 mS 0.42 6.30 6.58 2.50 

1A 1 91-109 fBsh 0.2 2.3 97.6 mS 0.26 6.03 6.72 0.84 

1A 1 108 - >122 fBs/Cv 1.5 7.8 90.8 mSfs 0.15 5.93 6.84 0.49 

1A 10 0-14 Ah (Ae/Bh) 2.0 3.4 94.6 mS 0.44 3.40 4.01 5.23 

1A 10 14-17 Bh 1.2 2.9 95.9 mS 0.27 3.69 4.18 n.b. 

1A 10 17-20 Bv (jBv?) 0.7 3.2 96.1 mS 0.13 4.05 4.29 2.42 

1A 10 20-42 Bhs 1.0 2.7 96.3 mS 0.14 4.25 4.39 1.24 

1A 10 42-70 Bh1 0.9 1.6 97.5 mS 0.26 4.53 5.24 0.30 

1A 10 70- >85 Bh2 0.8 5.5 93.7 mSfs 0 4.51 4.76 0.29 

1A 50 0-11 Aeh 0.8 4.5 94.7 mS 0.15 2.94 4.00 3.07 

1A 50 11-17 Bh1 2.3 4.9 92.8 mS 0.27 3.04 3.98 5.73 

1A 50 17-35 Bsh1 1.6 2.2 96.2 mS 0.55 4.35 4.51 0.92 

1A 50 35-55 Bsh2 1.1 1.3 97.5 mS 0.29 4.40 4.60 0.62 

1A 50 55-83 Bh2 0.9 1.4 97.7 mS 0.13 4.55 4.61 0.28 

1A 50 83- >100 rGo 1.0 1.5 97.5 mS 0.05 4.50 4.52 0.25 

2A 1 0-25 jAh 1.9 3.3 94.7 mS 5.51 6.08 7.27 1.88 

2A 1 25-60 jC 0.9 2.2 96.9 mS 0.61 6.08 7.08 0.17 

2A 1 60- >100 jC 1.2 2.6 96.2 mS 0.48 6.06 6.96 0.24 

2A 4.8 0-24 Ap 2.0 5.0 93.0 mS 14.58 5.21 5.93 2.08 

2A 4.8 24-48 rAp 1.7 5.4 93.0 mS 0.16 5.50 6.60 0.13 

2A 4.8 48-76 Go 0.9 1.8 97.4 mS 0 5.61 6.42 0.11 

2A 4.8 76- >101 Gor 1.8 2.7 95.5 mS 0.77 5.56 6.54 0.18 

104


Tab. 22: Mittlere jährlichen Grundwasserneubildungsrate, Stoffeinträge für die Bodenprofile 

der Standorte 1A, 2A und 3A 

Standort Entf. (m) Gwneu 

(mm/a) 

Gwneu 

(L/m²*d) 

Einträge 

Cd (µg/L) 

Einträge 

Cu (µg/L) 

3A 1 4700 12.88 1.77 68.8 

3A 10 300 0.82 2.17 31.6 

3A 50 300 0.82 2.17 31.6 

1A 1 4700 12.88 1.77 68.8 

1A 10 140 0.38 4.66 67.6 

1A 50 140 0.38 4.66 67.6 

2A 1 4700 12.88 1.77 68.8 

2A 4.8 394 1.08 2.11 33.5 

Die Abb. 82 zeigt die räumliche Verteilung der addierten Einträge aus Straßenablaufwasser und 

luftgetragener Deposition, die am Standort 2A bestimmt worden sind. 

Schwermetallfracht 

(g/ha*a) 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

1 

2 

3 

4 

5 

Entfernungsbereich 

vom Fahrbahnrand (m) 

6 

7 

8 


9 

10 

Blei 

Kupfer 

Cadmium * 10 

Zink * 0.1 

Abb. 82: Eintrag von Pb, Cd, Cu und Zn in den Boden am Autobahnstandort Mellendorf (2A) durch Abflusswasser und 

Deposition 

5.3.2 Stoffaustrag mit dem Sickerwasser und Bilanz 

In Tab. 23 sind für den Standort Mellendorf die summierten Schwermetalleinträge in den Boden aus 

Straßenablaufwasser und Gesamtdeposition zusammengestellt. Es wurde auch eine gewichtete 

Eintragsrate über 0 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand berechnet. Tab. 24 zeigt für den gleichen 

Standort die mit dem Sickerwasser aus dem Boden ausgetragenen Schwermetallfrachten. Die 

Ermittlung dieser Stoffausträge erfolgte durch Multiplikation des arithmetischen Mittels der 

Stoffkonzentration in der Bodenlösung des untersten untersuchten Horizontes mit der für das 

jeweilige Profil berechneten Sickerrate pro Jahr. Es wurden Stoffausträge für die Infiltrationszone, die 

Spritzwasserzone, den Bereich 5 bis 10 m und zum Vergleich für eine Fläche in 10 m Abstand 

berechnet. Außerdem wurde die über die Fahrbahnfläche und 10 m angrenzendes Gelände 

gewichtete Austragsrate berechnet.


Tab. 23: Schwermetalleintrag in den Boden am Standort 2A/Mellendorf durch Abflusswasser und Deposition 

(4 Monate im Sommer 2000), Verhältnis Eintrag zu Austrag in der Infiltrationszone 

Eintrag in den 

Boden aus 

Deposition und 

Straßenabfluß 

106 

Eintrag 

Infiltrations- 

zone (0 - 1m) 

(g/ha*a) 

Eintrag 

Spritzwasser 

zone (1 - 5m) 

(g/ha*a) 

Eintrag 

5 - 10 m 

Entfernung 

(g/ha*a) 

gewichteter 

Eintrag 

0 - 10 m Entf. 

(g/ha*a) 

BBodSchVO: 

Frachtgrenzwerte 

(g/ha*a) 

Verhältnis von 

Eintrag in und Austrag 

aus dem Boden 

(Infiltrationszone) 

Blei 1250 149 177 303 400 15 

Cadmium 83 5,7 7,4 15 6 5,8 

Kupfer 3234 204 113 481 360 1,9 

Zink 32553 2626 1260 4916 1200 18 

Tab. 24: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung und Schwermetallaustrag aus dem Boden 

durch Sickerwasser am Standort 2A/Mellendorf (gesamte Beprobungsphase) 

Mittelwert Schwermetallkonzentration 

(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/L, 

Zn in mg/L) 

Austrag 


(g/ha*a) 

Austrag 


(g/ha*a) 

Austrag 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Austrag 

10m 

(g/ha*a) 

Entfernung 1m 2.5m 5m 10m 0 - 1m 1 - 5 m 5 - 10 m 10 m 

Austrag 

gewichtet: 

-8.4m bis 

+10m 

Blei 1.6 1.3 0.7 0.6 83 5.1 1.8 1.7 6.1 

Cadmium 0.27 0.33 0.11 0.20 14 1.3 0.5 0.6 1.2 

Kupfer 32.0 28.7 10.3 9.1 1714 117 29 27 126 

Nickel 5.2 4.9 3.8 3.6 277 20 11.1 11 22.3 

Chrom 4.4 5.5 1.7 2.9 235 22 6.9 9 20.0 

Zink 0.033 0.073 0.027 0.036 1786 297 95 109 191 

Der Vergleich der beiden Tab. 23 und 24 zeigt, daß trotz langjähriger Belastung die Austräge an 

Schwermetallen noch nicht die Menge der Einträge erreicht haben. Das Filter- und Puffervermögen 

des Bodens ist bis jetzt nicht erschöpft. Das Verhältnis zwischen Eintrag in den Boden und Austrag 

aus dem Bodenprofil nach unten ist am größten für Pb und Zn und am kleinsten für Cu. Cu wird also 

am schwächsten, Pb und Zn am stärksten zurückgehalten. 

5.3.3 Unterschiede der Schwermetallausträge zwischen den Standorten 

Die Austräge wurden für jede untersuchte Entfernung und für die im Tracerversuch festgestellten 

Zonen unterschiedlicher Einwirkung des Straßenablaufwassers berechnet. Trotz der zweijährigen 

Messreihen, die gute Möglichkeiten zur Identifikation und Beseitigung von Ausreißern gaben, fallen 

sowohl bei Bundesstraßen als auch bei Autobahnen einige Konzentrationsmittelwerte sehr stark aus 

dem Rahmen. Dies beeinflusst auch die Frachtberechnungen in den einzelnen Entfernungen. Zum 

besseren Vergleich der verschiedenen Standorte und Straßentypen wurde deswegen eine gewichtete 

Fracht für die abflusswirksame Straßenbreite und einen Streifen von 10 m Breite an jedem Standort 

ermittelt. Die Fracht in den Zonen 0 bis 1 m, 1 bis 5 m und 5 bis 10 m wurden mit der Breite der 

jeweiligen Zone multipliziert und durch die gesamte Breite inklusive der versiegelten Fahrbahnbreite 

dividiert (siehe letzte Spalte der Tab. 25 bis 30 als „Summe Straße + 10 m“).


Tab. 25: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Blei aus dem Boden durch Sickerwasser (MW = 

Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte 

Blei 


(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/ L) 

Standort 1m 2.5m 5m 10m 25m 50m 

0 - 1 m 


(g/ ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ ha*a) 

Referenz 

10m 

(g/ ha*a) 

1A 0.9 1.1 1.1 1.8 0.6 1.4 47 3.8 2.0 2.5 4.0 

2A 1.6 1.3 0.7 0.6 83 5.1 1.8 1.7 6.1 

3A 0.30 1.15 0.82 0.59 16 5.9 2.1 1.8 2.6 

4A 0.35 1.36 0.64 2.0 19 2.4 0.9 1.4 1.8 

5B 0.25 0.34 1.45 0.68 4 0.8 2.1 1.4 1.1 

6B 0.50 0.21 0.68 1.12 9 0.5 1.8 2.2 1.7 

7B 0.57 1.53 3.99 3.80 10 4.1 7.8 7.6 5.1 

8B 0.35 0.55 0.27 0.32 6 1.4 0.29 0.32 1.1 

MW BAB 0.77 1.21 0.80 1.23 41 4.3 1.7 1.8 3.6 

MW BS 0.42 0.66 1.60 1.48 7.5 1.7 3.0 2.9 2.2 


Summe 

Straße 

+ 10m 

Tab. 26: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Cadmium aus dem Boden durch Sickerwasser (MW 

= Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte) 

Cadmium 


(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/L) 


0 - 1 m 


(g/ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Referenz 

10m (g/ha*a) 

Summe 

Straße 

+ 10m 

1A 0.17 0.16 1.97 5.33 2.86 1.11 9 0.6 5.1 7.5 2.64 

2A 0.27 0.33 0.11 0.20 14 1.3 0.5 0.6 1.24 

3A 0.04 0.10 5.48 0.16 2.4 0.5 8.5 0.5 0.37 

4A 0.33 0.11 0.49 4.30 18 0.2 1.7 3.1 1.69 

5B 0.04 0.05 0.08 0.11 1 0.1 0.2 0.2 0.17 

6B 0.13 0.07 0.18 0.78 2 0.2 1.0 1.6 0.85 

7B 0.11 0.30 0.39 0.42 2 0.8 0.81 0.84 0.73 

8B 0.06 0.06 0.16 0.34 1 0.2 0.25 0.34 0.27 

MW BAB 0.20 0.18 2.01 2.50 11 0.7 3.9 2.9 1.49 

MW BS 0.09 0.12 0.20 0.41 1.5 0.3 0.6 0.7 0.50


Tab. 27: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Kupfer aus dem Boden durch Sickerwasser (MW = 

Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte) 

108 

Kupfer 




0 - 1 m 


(g/ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Referenz 

10m (g/ha*a) 

1A 7.0 10.3 12.4 49.7 5.1 4.6 377 36 43 70 47 

2A 32.0 28.7 10.3 9.1 1714 117 29 27 126 

3A 4.5 10.2 3.0 3.6 240 53 10 11 27 

4A 7.1 5.4 8.4 25.6 381 10 12 18 26 

5B 5.18 6.48 10.7 8.50 92 15 19 17 19 

6B 10.8 11.9 20.5 39.6 193 28 60 79 55 

7B 3.63 9.32 9.17 9.24 65 25 18 18 20 

8B 4.69 4.36 3.06 4.64 84 11 3.8 4.6 12 

MW BAB 12.67 13.65 8.50 21.99 678 53.9 23.6 31.5 57 

MW BS 6.08 8.01 10.88 15.49 108.6 19.9 25.4 29.8 26 

Summe 

Straße 

+ 10m 

Tab. 28: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Zink aus dem Boden durch Sickerwasser (MW = 


Zink 


(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, Zn in mg/L) 


0 - 1 m 


(g/ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Referenz 

10m (g/ha*a) 

1A 0.022 0.034 0.174 0.744 0.256 0.104 1198 120 642 1041 374 

2A 0.033 0.073 0.027 0.036 1786 297 95 109 191 

3A 0.007 0.012 0.364 0.023 368 59 580 68 51 

4A 0.142 0.032 0.021 0.415 7564 58 157 298 464 

5B 0.015 0.010 0.021 0.051 267 24 72 103 69 

6B 0.025 0.032 0.053 0.581 442 74 634 1163 512 

7B 0.007 0.011 0.019 0.137 122 30 157 274 126 

8B 0.007 0.009 0.011 0.017 123 23 14 17 24 

MW BAB 0.05 0.04 0.15 0.30 2729 133.5 368.4 379.0 270 

MW BS 0.01 0.02 0.03 0.20 238.4 38.0 219.2 389.3 183 

Summe 

Straße 

+ 10m 

In der Literatur werden mittlere Verlagerungszeiträume in sauren Böden von weniger als 

10 cm/10 Jahre für Pb und 30 bis 50 cm/10 Jahre für Cd genannt (Scheffer 1998), so daß sich z.B. 

für die Bodentiefe von 200 cm rechnerisch Transportwege von 200 Jahren (Pb) bzw. 50 Jahren (Cd) 

ergeben. In Fahrbahnnähe verläuft, offensichtlich wegen der hohen Wasser- und Stoffeinträge, trotz 

höherer pH-Werte und teilweise niedriger Lösungskonzentrationen die Verlagerung schneller.


Tab. 29: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Nickel aus dem Boden durch Sickerwasser (MW = 


Nickel 




0 - 1 m 


(g/ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Referenz 

10m (g/ha*a) 


Summe 

Straße 

+ 10m 

1A 2.5 2.4 7.3 18.9 26.5 10.5 132 9 18 26 16.2 

2A 5.2 4.9 3.8 3.6 277 20 11.1 11 22.3 

3A 1.32 1.97 10.8 2.5 71 10 20 7.6 8.1 

4A 1.60 3.62 1.63 29.4 85 6 11 21 10.8 

5B 2.60 6.14 3.85 3.76 46 14 7.6 7.5 11.1 

6B 2.31 2.74 3.43 12.5 41 6 16 25 15.0 

7B 0.92 2.09 7.77 4.42 16 6 12 8.8 6.5 

8B 2.23 2.80 3.00 28.0 40 7 16 28 16.3 

MW BAB 2.64 3.22 5.90 13.60 141 11.3 15.2 16.5 14.4 

MW BS 2.01 3.44 4.51 12.17 36.0 8.4 12.8 17.3 12.2 

Tab. 30: Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Chrom aus dem Boden durch Sickerwasser (MW = 


Chrom 




0 - 1 m 


(g/ha*a) 

1 - 5 m 


(g/ha*a) 

5 - 10 m 

(g/ha*a) 

Referenz 

10m (g/ha*a) 

1A 1.3 1.6 1.2 6.3 1.0 0.8 71 6 5.2 9 7.5 

2A 4.4 5.5 1.7 2.9 235 22 6.9 9 20 

3A 1.79 1.59 0.87 0.5 96 8.2 2.1 1.5 7.4 

4A 1.14 1.07 1.24 3.6 61 2 1.8 2.6 4.1 

5B 1.03 2.50 1.89 2.54 18 6 4.4 5.1 5.3 

6B 1.14 0.60 1.70 6.51 20 1 8.2 13 7.1 

Summe 

Straße 

+ 10m 

7B 1.57 4.83 8.07 5.57 28 13 14 11 10.6 

8B 0.95 1.02 1.81 1.81 17 3 1.8 1.8 2.8 

MW BAB 2.16 2.44 1.25 3.34 116 9.5 4.0 5.4 9.7 

MW BS 1.17 2.24 3.37 4.11 20.9 5.8 7.0 7.8 6.5 

Bei fast allen Metallen erreicht der Standort 2A die höchsten Austräge, obwohl die Konzentrationen 

im Sickerwasser am Standort 1A und teilweise auch 4A deutlich höher sind. Dort kommt aber die 

höhere Verdunstung an Waldstandorten zum Tragen, die zu deutlich niedrigeren 

Grundwasserneubildungsraten führt. 

Zusammenfassend läßt sich sagen, daß für alle untersuchten Schwermetalle die ausgetragenen 

gewichteten Frachten im Mittel der Autobahnstandorte höher liegen (der jeweils höhere Wert ist grau


unterlegt). Der Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cd und Cu, von denen an den 

Autobahnen etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Ni 

und Cr ist der Unterschied nur schwach ausgeprägt. 

Der Vergleich mit dem Schwermetallaustrag an den Referenzstandorten (Tab. 31) zeigt deutliche 

Unterschiede für die Schwermetalle: 

Blei: In der Infiltrationszone treten an allen Straßenstandorten deutlich höhere Bleiausträge auf als an 

den Referenzstandorten, während dies in größerer Entfernung nur bei den Autobahnstandorten und 

dem Bundesstraßenstandort 7B der Fall ist. 

Cadmium: Alle Autobahnstandorte haben in der Infiltrationszone, teilweise auch in größerer 

Entfernung deutlich höhere Cadmiumausträge als die Referenzstandorte, alle 

Bundesstraßenstandorte liegen darunter. 

Kupfer: Die Standorte 3A, 4A und 8B weisen in der Spritzwasserzone und bis 10 m Entfernung 

niedrigere Kupferausträge auf als die beiden Referenzstandorte, sonst sind die Austräge überall 

deutlich erhöht. 

Nickel: Nur in der Infiltrationszone von drei Autobahnstandorten treten höhere Austräge als am 

Referenzstandort Fuhrberg auf. 

Chrom: Alle Standorte weisen in der Infiltrationszone, einige auch in der Spritzwasserzone und in 

größerer Entfernung höhere Austräge als der Referenzstandort Fuhrberg auf. 

Zink: An drei Autobahn- und einem Bundesstraßenstandort treten in der Infiltrationszone höhere 

Zinkausträge als im Grunewald auf, in der Spritzwasserzone nirgends, jedoch in größerer Entfernung 

wieder an drei Standorten. 

Tab. 31: Mittlerer Austrag von Schwermetallen aus dem Boden durch Sickerwasser an den Referenzstand-orten und 

Vergleich mit Literaturdaten (Teichert et al. 2001, Schlenther et al. 1995, Scheffer 1998) 

110 

Austrag (g/ha*a) 

Kiefernforst 


Grunewald 

Versickerung V = 135 mm/a V = 80 mm/a 

Ackerböden 

pH 7 bis 5 

Waldböden 

pH 5 bis 3 

verschiedene Klimabedingungen 

Blei 2.7 1.7 n.b. 1 - 39 

Cadmium 1.8 2.5 n.b. 3.7 - 20 

Kupfer 13 16 5 - 94 3 - 26 

Nickel 80 n.b. n.b. 11 - 158 

Chrom 7.0 n.b. n.b. 0.8 - 8 

Zink 288 480 10 - 360 80 - 1600 

Daraus läßt sich zusammenfassen, daß im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten der Austrag 

von Ni praktisch nicht erhöht ist. Der Austrag von Cd, Zn und Cr ist in der Infiltrationszone, an drei bis 

vier Standorten auch in größerer Entfernung deutlich erhöht, wobei Autobahnstandorte eher höhere 

Werte aufweisen. Pb sowie insbesondere Cu weisen an den untersuchten Straßen fast 

flächendeckend höhere Austräge auf als an den Referenzstandorten. 

Der Referenzstandort Grunewald weist trotz geringerer Grundwasserneubildung vergleichbare oder 

höhere Austräge auf als der Standort Fuhrberger Feld. Beide liegen außer für Cr im unteren bis 

mittleren Bereich der Literaturdaten für Austräge unter Wald.

5.3.4 Ergebnisse SISIM 


5.3.4.1 Ergebnisse: Konzentrationen 

Beispielhaft wurden die beiden Metalle Kupfer und Cadmium untersucht. 

Die Maximalkonzentrationen für die Layer, in denen Messungen der Bodenlösungskonzentrationen 

vorliegen, wurden mit SISIM berechnet und mit den gemessenen Werten verglichen (Abb. 83 und 84). 

Es wurde auch jeweils die Zeit ermittelt, nach der dieses Konzentrationsmaximum in der Simulation 

auftritt. Damit sollte abgeschätzt werden, ob die Maximalkonzentrationen mit den gemessenen 

Konzentrationen vom Zeitpunkt des Auftretens her vergleichbar sind, oder ob die höchsten Werte erst 

noch zu erwarten sind. Dabei wurde von einer Dauer der Belastung der Böden von 35 bis 45 Jahren 

ausgegangen, da die größte Steigerung von Kfz-Verkehrsaufkommen und gebauten 

Straßenkilometern in den 1960er Jahren stattfand (siehe z.B. Kocher/Prinz 1998). Die meisten von 

SISIM berechneten Zeiträume für das Auftreten der Konzentrationsmaxima sind länger als 45 Jahre, 

vor allem bei den tieferliegenden Bodenhorizonten. Entsprechend liegen die zu diesen Zeitpunkten 

berechneten Maximalkonzentrationen sowohl für Cu als auch für Cd etwa ein bis anderthalb 

Größenordnungen über den Mittelwerten der gemessenen Konzentration (Abb. 83 ff.), also praktisch 

alle oberhalb der 1:1-Linie. Die höchsten Konzentrationen in der „Wirklichkeit“ sind also vermutlich 

erst noch zu erwarten. Dieses Ergebnis paßt zur derzeitig gemessenen Tiefenverteilung der 

Feststoffkonzentrationen in den Straßenrandböden (siehe Tabellen im Anhang). 

SISIM: max. Konz in 50 cm Tiefe (mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.00001 

0.00001 0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Saugkerzen: Konzentration (mg/L) 

Abb. 83: Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration in 50 cm Tiefe, für alle untersuchten 

Bodenprofile 


Cd


112 

SISIM: max. Konz in 100 bzw. 200 cm Tiefe 

(mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.00001 

0.00001 0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Saugkerzen: Konzentration in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L) 

Abb. 84: Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration unterhalb des Wurzelraums (100 bis 200 cm 

Tiefe), für alle untersuchten Bodenprofile 

SISIM: max. Konz in 50 cm Tiefe (mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.001 0.01 0.1 1 

Saugkerzen: Konzentration (mg/L) 

Abb. 85: Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration in 50 cm Tiefe, für alle untersuchten Bodenprofile 

Cu 

Cd

SISIM: max. Konz in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L) 


1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.001 0.01 0.1 1 

Saugkerzen: Konzentration in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L) 

Abb. 86: Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration unterhalb des Wurzelraums (100 bis 200 cm 

Tiefe), für alle untersuchten Bodenprofile 

5.3.4.2 Ergebnisse: Frachten 

Die aus der untersten Schicht des Bodenprofils mit dem Sickerwasser ausgetragenen Frachten von 

Cd und Cu wurden für die Zeiträume 10, 30, 100 und 500 Jahre ermittelt. Grafisch dargestellt sind in 

den Abb. 87 bis 90 die von SISIM berechneten Frachten nach zehn und hundert Jahren. Sie sind 

gegen die Frachten, die aus gemessenen Konzentrationen und mit denselben Versickerungsraten 

berechnet wurden, aufgetragen. 

Die Berechnung der kumulierten Cd-Frachten nach 10 Jahren mit SISIM unterschätzt im Vergleich zu 

den gemessenen Konzentrationen den kumulierten Austrag um etwa eine Größenordnung und für 15 

von 31 Bodenprofilen lieferte SISIM sogar den Austrag null nach 10 Jahren. Nach hundert Jahren 

sind sich die Abschätzungen für Cd ähnlicher und nur noch für sieben Bodenprofile wird von SISIM 

ein Cd-Austrag von null berechnet. 

Für Kupfer weichen sowohl die von SISIM berechneten kumulierten Frachten nach zehn wie auch 

nach hundert Jahren sehr stark von den aus den Messungen und der Grundwasserneubildung 

geschätzten ab. SISIM unterschätzt den Austrag um etwa drei, nach hundert Jahren sogar bis zu fünf 

Größenordnungen. Auch bei Kupfer wird für fast die Hälfte der Bodenprofile nach 10 Jahren von 

SISIM der Austrag null berechnet, nach 100 Jahren nur noch für sechs Profile. 


Cu


114 

SISIM: kum. Fracht am unteren Profilende 

(mg/m²*10 J) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

Cd 

0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 

Saugkerzen: Fracht in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/m²*10 J) 

Abb. 87: Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren, für alle 

untersuchten 31 Bodenprofile. Bei 15 Bodenprofilen lieferte SISIM einen Austrag von null, diese sind hier nicht 

dargestellt. 


(mg/m²*100 J) 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

Cd 

0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 


Abb. 88: Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren, für alle 


dargestellt.


(mg/m²*10 J) 


1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

Cu 

0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 89: Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren, für alle 


dargestellt. 


(mg/m²*100 J) 

10000 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

Cu 

0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 100000 


Abb. 90: Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren, für alle 


dargestellt. 



Aus den Abbildungen wird ersichtlich, dass SISIM die Bodenlösungskonzentration und Verlagerung 

bislang nicht mit ausreichender Genauigkeit berechnen kann. Ursache dafür sind der kontinuierliche 

Stoffeintrag im Straßenseitenraum, der nicht angemessen berücksichtigt werden kann und 

möglicherweise die im Modell nicht ausreichend angepaßten Sorptionseigenschaften der 

Straßenrandböden. 

Ungünstig für die Modellierung von Schwermetalltransport in Straßenrandböden ist, daß die 

Berechnungsvariante "Kontinuierlicher Eintrag“ in SISIM nur Eingaben von bis zu fünf Jahren 

Eintragsdauer zuläßt. Dadurch kann mit dem Programm praktisch nur das „Leerlaufen“ des 

belasteten Bodenprofils nachvollzogen werden. Das entspricht etwa dem Fall der sofortigen 

Stillegung der Straßen unter Erhaltung der derzeitigen pH-Werte im Boden oder der Einführung des 

Null-Schwermetall-Emissions-Autos, ist also ziemlich unwahrscheinlich. Dies könnte ein wichtiger 

Grund für die Unterschätzung der Austräge mit der Berechnung durch SISIM gegenüber der 

Berechnung aus den gemessenen Konzentrationen sein. Die Verwendung der jetzt im Sickerwasser 

gemessenen Konzentrationen unterstellt ja das Fortbestehen der jetzigen Einträge über den 

gesamten Berechnungszeitraum von 10 bzw. 100 Jahren. 

Um die Anfangsbedingung des Schwermetalltransports im Boden zu überprüfen, müßte die von 

SISIM berechnete Gleichgewichtskonzentration zum Zeitpunkt null in der Bodenlösung mit den 

gemessenen Konzentrationen verglichen werden. Die berechneten Konzentrationen sind jedoch im 

Programm nur grafisch zugänglich (in Form des „Wasserkonzentrationsprofils bei Linie“). Als 

Zahlenwerte sind in der Oberfläche des Programms nur die Maximalkonzentrationen für den 

jeweiligen Layer abzulesen. Stattdessen sollten zumindest zu ausgewählten Zeitpunkten Tabellen mit 

den Boden- und Sickerwasserkonzentrationen einsehbar, besser noch in andere Programme 

exportierbar sein. Wenn Daten aus Tabellen oder Datenbanken importiert werden könnten, wäre eine 

leichtere Bearbeitung der Eingabetabellen möglich, vor allem bei Untersuchung einer größeren 

Anzahl von Bodenprofilen. 

Zusammenfassend läßt sich sagen, daß die Übereinstimmung von gemessenen und mit SISIM 

berechneten Konzentrationen in der Bodenlösung nicht gut getestet werden konnte. Ein wichtiger 

Grund dafür ist, daß die berechnete Bodenlösungskonzentration zum Zeitpunkt t=null nicht verfügbar 

ist. Da das Modell außerdem keine ausreichende Berücksichtigung der ständigen Stoffeinträge an 

Straßenrändern erlaubt, läßt sich die Entwicklung der längerfristigen Grundwasserbelastung mit 

SISIM für Kupfer nicht sehr gut abschätzen. Für Cadmium erscheint der Unterschied zwischen der 

einfachen Abschätzung aus den aktuell gemessenen Konzentrationen in der Bodenlösung und den 

mit SISIM berechneten Frachten weniger gravierend. 

5.3.5 Ergebnisse HMET 

5.3.5.1 Laborergebnisse der Adsorptionsisothermen 

In den folgenden Abbildungen sind für alle Metalle die gelösten gegen die sorbierten Gehalte der 

Schwermetalle aufgetragen. Zum Teil zeigt eine Krümmung der Graphen an, dass entweder eine 

Vorbelastung vorliegt, was ja auch der Fall ist, oder andere Prozesse als Ad- und Desorption eine 

Rolle spielen. Bei der Auswertung der Ergebnisse wurde dies durch Addition der schon vor 

Versuchsbeginn sorbierten Metallkonzentration berücksichtigt. Bei den untersuchten Böden läßt sich 

ein geringerer Einfluss vom Ausgangsgehalt des betrachteten Schwermetalles auf die Sorption 

feststellen als von unterschiedlichen pH-Werten, Anteilen an organischer Substanz und Tongehalt, 

obwohl sich die Böden bezogen auf diese Eigenschaften sogar relativ ähnlich sind. Als Beispiel sind 

in Abb. 91 die Sorptionsisothermen von Cd an allen Bodenprofilen des Standortes 1A/Berkhof 

dargestellt. Mit zunehmender Entfernung von der Straße nimmt der Ausgangsgehalt an 

Schwermetallen ab. Nach der Theorie sollte dies die Sorption größerer Cd-Mengen ermöglichen. Die 

116


bei gleicher Lösungskonzentration neu sorbierten Mengen nehmen jedoch ebenfalls ab, vor allem 

bedingt durch geringere Corg-Gehalte und pH-Werte (Tab. 21). Derselbe Effekt konnte an allen 

untersuchten Standorten und bei allen Schwermetallen festgestellt werden. 

Sorbierte Konzentration (mg/kg TrS) 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.1 1 10 100 1000 10000 

Gelöste Konzentration (µg/L) 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

Abb. 91: Angepaßte Sorptionsisothermen von Cd an den Oberböden (0 bis10 cm) des Standortes Berkhof 

neu sorbierte Menge (mg/kg TrS) 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

Sorptionsisothermen Cadmium 

0.001 0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 92: Gemessene Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 



sorbierte Menge (mg/kg TrS) 

100 

118 

10 

1 

0.1 

Sorptionsisothermen Kupfer 

0.1 1 10 100 


1000 10000 100000 

Abb. 93: Gemessene Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

Die vollständige Darstellung der Messergebnisse und Eingangsgrößen für die Modellberechnungen 

findet sich in Kocher/Wessolek (2002) und Weitsch (2001). Dort werden auch die Versuche 

beschrieben, mit denen die Sickerwassermenge und ihre räumliche Verteilung sowie die Menge und 

Verteilung der Schwermetalleinträge aus Straßenablaufwasser, Spritzwasser und luftgetragener 

Deposition bestimmt wurden. 

5.3.5.2 Anpassung der Freundlich-Adsorptionsisothermen 

Zur Anpassung von Funktionen des Typs der Freundlich-Isotherme an die Sorptionsdaten muss bei 

vorbelasteten Böden eine Ausgangskonzentration der Schwermetalle festgelegt werden. Diese 

beschreibt die Schwermetallmenge, die vor Beginn der Sorptionsversuche schon an den Boden 

sorbiert ist. Oft wird dazu der EDTA-extrahierbare Anteil der Schwermetalle oder ein Anteil der 

königswasserextrahierbaren Schwermetallgehalte verwendet (Springob/Böttcher 1998a). In 

Anlehnung an Springob/Böttcher wurden die in Weitsch (2001) bestimmten Sorptionsdaten durch 

Addition eines Teils der im Feststoff vorhandenen Schwermetallmenge (0.4 * CKönigswasser) um den 

schon sorbierten Schwermetallanteil korrigiert. Bei allen untersuchten Metallen außer Ni und Zn und 

für fast alle Proben nahm die Linearität der Daten in der doppeltlogarithmischen Darstellung dadurch 

zu. Bei Ni nahm die Linearität dagegen ab, deswegen wurden nur 10 % der 

königswasserextrahierbaren Gehalte addiert, um möglichst loglineare Isothermen zu erhalten. 

Die Abb. 94 zeigt die um den schon vorher sorbierten Anteil korrigierte Feststoffkonzentration von Cd. 

Nach Anpassung der Exponentialfunktionen wurde mit diesen Funktionen aus der korrigierten 

Feststoffkonzentration jeder Bodenprobe die dazugehörige Lösungskonzentration neu berechnet. 

Diese ist für Cd in Abb. 95 dargestellt. Die Sorptionsisothermen der anderen Schwermetalle finden 

sich in den Abb. 148 bis 155 im Anhang.


10 

1 

0.1 

0.01 



0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 94: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben 

neu sorbierte Menge (mg/kg TrS) 

10 

1 

0.1 

0.01 


0.01 0.1 1 10 100 1000 10000 


3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

Abb. 95: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben 

5.3.6 Vergleich der Ergebnisse der Methoden und Modelle 

Als Ort des Vergleichs der verschiedenen Verfahren wurde der Tiefenbereich am unteren Ende des 

Wurzelraumes gewählt. Zwar liegt der Ort der Beurteilung nach der Bodenschutzverordnung an den 



meisten Standorten tiefer, nämlich im Kapillarsaum des Grundwassers. Diesen genau zu treffen ist 

jedoch wegen der im Jahreslauf schwankenden Grundwasserspiegellage ein messtechnisches 

Problem (lösbar) und ein Problem der Vergleichbarkeit der Daten (schlecht lösbar). Deswegen wurde 

das Sickerwasser in dem Tiefenbereich untersucht bzw. modelliert, wo es den Einflussbereich der 

Pflanzenwurzeln weitgehend verlassen hat und sich nach unten bewegt, nur noch dem Einfluss der 

Schwerkraft und der nachströmenden Sickerwassermenge unterliegend. Die möglichen Änderungen 

in Wassermenge und Stoffkonzentrationen in höherliegenden Bodenhorizonten sollten keine Rolle 

mehr spielen. Die aus Kocher/Wessolek vorliegenden Messungen der Bodenlösungskonzentration 

sind unter Grünland in 100 cm Tiefe und unter Wald in 150 cm Tiefe durchgeführt worden. Für die 

hier durchgeführten Berechnungen der Stofffrachten für alle untersuchten Profile und alle 

durchgeführten Verfahren wurde einheitlich die Bezugstiefe von 2 m gewählt. In den 

darüberliegenden Horizonten wurden nur Lösungskonzentrationen zum Vergleich mit anderen 

Verfahren an derselben Bodenprobe ermittelt, auf der Basis der Messdaten aus Feld und Labor 

jeweils für die beprobte Tiefe. 

Für alle Verfahren werden verglichen: 

• die mittlere Bodenlösungskonzentration der Schwermetalle Cadmium und Kupfer in 50 und 

200 cm Tiefe bzw. in allen Bodenproben, 

• die während des Betrachtungszeitraumes erreichte maximale Konzentration von Cu und Cd in 50 

und 200 cm Tiefe, 

• die Frachten, die die Bodenprofile in 200 cm Tiefe nach 10, 100 und 500 Jahren nach unten 

verlassen haben. 

Die vergleichenden Berechnungen wurden am Beispiel von zwei Metallen (Cadmium und Kupfer) und 

allen drei auf Adsorption untersuchten Standorten durchgeführt. Die beiden Metalle wurden 

ausgewählt, weil sie von den im Feld gemessenen Sickerwasserkonzentrationen her für den 

Bodenschutz am relevantesten sind und weil ihre Sorptionsisothermen sich relativ gut korrigieren und 

an die Freundlich-Isothermen anpassen ließen. 

5.3.6.1 Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten Anfangskonzentrationen in der 

Bodenlösung 

Als Voraussetzung für die Transportberechnungen muss in den Modellen eine Bestimmung bzw. 

Schätzung der mobilen Stoffkonzentration für jeden betrachteten Ort und Zeitpunkt stattfinden. 

Um die dazu verwendeten Verfahren zu vergleichen, sind in den Abb. 96 und 97 für Cadmium und 

Kupfer die Ergebnisse der Schätzungen der Modelle den in Feldmessungen bestimmten 

Konzentrationen gegenübergestellt. Da die Feldmessungen nur für zwei Tiefenstufen vorliegen, 

werden in den Abb. 98 und 99 dieselben Verfahren auch den im Labor bestimmten mobilen Anteilen 

im Bodensättigungsextrakt nach Bodenschutzverordnung für alle Bodenproben gegenübergestellt. 

Es werden jeweils die gemessenen und geschätzten mobilen Gehalte aus dem gleichen 

Bodenhorizont verglichen. Die geschätzten Bodenlösungsgehalte aus verschiedenen Verfahren 

sowie die Kd-Werte und Parameter der Freundlich-Isothermen der untersuchten Bodenprofile sind in 

den Tabellen im Anhang zusammengestellt. 

120

Konz. berechnet (mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.00001 


0.00001 0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Konz. in der Bodenlösung (Feldmessungen, mg/L) 

C Cd berechnet aus pH-, Corg- und 

tongehaltsabhängigem Kd-Wert aus SISIM 

(mg/L) 

1:1-Linie 

Cd Bodensättigungsextrakt (mg/L)) 

C Cd berechnet mit eigenen Freundlich- 

Koeffizienten (mg//L) 

C Cd berechnet mit Freundlich-Koeffizienten 

Springob/Böttcher 1998 (mg/L) 

Abb. 96: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen mit den Mittelwerten 

aus Feldmessungen 

Konz. berechnet (mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Konz. in der Bodenlösung (Feldmessungen, mg/L) 

C Cu berechnet aus pH-, Corg- und 


(mg/L) 

1:1-Linie 

Cu Bodensättigungsextrakt (mg/L)) 

C Cu berechnet mit eigenen Freundlich- 


Abb. 97: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen mit den Mittelwerten 

aus Feldmessungen 



Konzentration (mg/L) 

122 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.00001 

0.000001 0.00001 0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Konz. im Bodensättigungsextrakt (BSE, mg/L) 

C Cd berechnet aus pH-, Corg- und 


(mg/L) 

1:1-Linie 

C Cd MW Feldmessungen (mg/L) 

C Cd berechnet mit eigenen Freundlich- 


C Cd berechnet mit Freundlich-Koeffizienten 

Springob/Böttcher 1998 (mg/L) 

Abb. 98: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen für alle untersuchten 

Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt 

Konzentration (mg/L) 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

0.0001 

0.0001 0.001 0.01 0.1 1 

Konz. im Bodensättigungsextrakt (BSE, mg/L) 

C Cu berechnet aus pH-, Corg- und 


(mg/L) 

1:1-Linie 

C Cu MW Feldmessungen (mg/L) 

C Cu berechnet mit eigenen Freundlich- 


Abb. 99: Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen für alle untersuchten 

Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt 

Die berechneten Cadmium-Konzentrationen sind fast alle höher als die in den Feldmessungen 

bestimmten, die Abweichungen sind bis zu zwei Größenordnungen nach oben. Die berechneten


Kupferkonzentrationen dagegen liegen fast alle deutlich tiefer als die der Feldmessungen, wobei die 

Abweichungen z.T. mehr als eine Größenordnung nach unten betragen. Diese Abweichungen 

schlagen sich als Eingangsgröße der Frachtberechnungen auch in deren Ergebnissen nieder. Die 

Abweichungen fallen bei Kupfer noch mehr ins Gewicht, da der abgedeckte Konzentrationsbereich 

viel kleiner ist und nur wenig mehr als zwei Größenordnungen umfasst. Insgesamt muss die 

Übereinstimmung der durch alle hier verwendeten Verfahren geschätzten Konzentrationen mit den 

Feldmessungen als sehr schlecht angesehen werden. Die Cadmium- und Kupferkonzentrationen aus 

Feldmessungen, Kd-Werten, Bodensättigungsextrakt, eigenen Adsorptionsisothermen und für 

Cadmium auch nach Adsorptionsergebnissen von Springob/Böttcher (1998 a,b) sind in den Tab. 64 

und 65 im Anhang zusammengestellt. 

5.3.6.2 Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten maximalen Konzentrationen in der 

Bodenlösung 

Die Abb. 100 bis 103 zeigen die mit den verschiedenen Verfahren ermittelten höchsten 

Lösungskonzentrationen von Cadmium und Kupfer (siehe auch Tab. 10 und 11 im Anhang). Diese 

Vergleichsgröße wurde gewählt, weil während der Laufzeit einer langjährigen Modellberechnung 

durch die simulierte Stoffverlagerung in jedem Bodenhorizont Konzentrationsänderungen auftreten 

(siehe Abb. 28 und 30 mit „Durchbruchskurven“ aus HMET). Deswegen kann ein Wert für die 

Konzentration in einer bestimmten Tiefe nur zu einem bestimmten Zeitpunkt angegeben werden und 

eine Mittelwertbildung ist nicht sinnvoll. Für die beiden Rechenmodelle wurde der Maximalwert aus 

dem jeweils längsten untersuchten Berechnungszeitraum gewählt, in dem alle 

Konzentrationsänderungen in der Bodenlösung abgeschlossen waren. Von den Feldmessungen 

wurde das 90-Perzentil aller Messwerte zum Vergleich gewählt. 

0.07 

0.06 

0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

0 

0.00095 

0.0018 

0.00027 

0.026 

0.026 

0.00704 

0.058 

0.017 

0.00046 

0.0013 


0.0018 

0.00134 

0.0018 

0.019 

0.00026 

SISIM: höchste im 

Berechnungszeitraum erreichte 

Lösungskonzentration 

HMET: höchste im 



Feldmessungen: 90-Perzentil aller 

Meßwerte 

1A 1m 1A 10m 1A 50m 2A 1m 2A 5m 3A 1m 3A 10m 3A 50m 

Abb. 100: Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe. Die gestrichelte Linie 

zeigt den Cd-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (5 µg/L). 

0.005 

0.0018 

0.00014 

0.010 

0.0078 

0.00038 

0.012 

0.0072


124 

Schwermetallkonzentration (mg/L) 

0.07 

0.06 

0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

0 

0.00074 

0.0017 

0.00037 

0.019 

0.0167 

0.01135 

0.042 

0.060 

0.00114 

0.00092 

0.0025 

0.00054 

0.0011 

0.0060 

0.00021 








Meßwerte 


Standorte und Entfernung vom Fahrbahnrand 

Abb. 101: Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe. Die gestrichelte Linie 

zeigt den Cd-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (5 µg/L). 


0.18 

0.16 

0.14 

0.12 

0.1 

0.08 

0.06 

0.04 

0.02 

0 








Meßwerte 

0.021 

0.069 

0.0097 

0.0079 

0.0083 

0.0294 

0.014 

0.0027 

0.0069 

0.020 

0.069 

0.1362 

0.0051 

0.0027 

0.0194 

0.155 

0.069 

0.0025 

0.0241 

0.00014 

0.00020 

0.029 

0.0077 

0.0098 

0.0181 



Abb. 102: Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe. Die gestrichelte Linie zeigt 

den Cu-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (50 µg/L). 

0.0014 

0.00034 

0.017 

0.0089 

0.0104 

0.018


0.25 

0.2 

0.15 

0.1 

0.05 

0 

0.0091 

0.00033 

0.0188 


0.0032 

0.0026 

0.2266 

0.0050 

0.0022 

0.0102 

0.011 

0.069 

0.0554 

0.0037 

0.0019 

0.0166 








Meßwerte 



Abb. 103: Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe. Die gestrichelte Linie zeigt 

den Cu-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (50 µg/L). 

Die maximale im Betrachtungszeitraum erreichte Konzentration überschreitet nur an wenigen 

Standorten und Entfernungen die Prüfwerte der Bodenschutzverordnung (gestrichelte Linie) Die 

Ergebnisse der drei Verfahren unterscheiden sich jedoch bei beiden Metallen sehr stark. 

Cadmium: Sowohl in 50 cm als auch in 2 m Tiefe überschreiten am Standort 1A in 10 m Entfernung 

vom Fahrbahnrand die 90-Perzentil-Werte der Feldmessungen den Prüfwert. Diese Überschreitung 

wird von beiden Modellen ebenfalls angezeigt. Für alle anderen Standorte und Entfernungen 

erreichen die 90-Perzentile der Feldmessungen den Prüfwert nicht, die Modellergebnisse 

überschreiten ihn jedoch relativ häufig. Dies ist auch berechtigt, da die Modellberechnungen mit 

Laufzeiten von z.T. über 500 Jahren im Gegensatz zu den Feldmessungen den vollständigen 

Durchgang der jetzt in den obersten Bodenhorizonten konzentrierten Schadstoffmenge durch die 

gesamte Profiltiefe berücksichtigen. Eine auffällige Unstimmigkeit ist die sehr starke Überschreitung 

des Prüfwertes durch die Ergebnisse beider Modelle in beiden Tiefen am Standort 1A in 50 m 

Entfernung vom Fahrbahnrand. Hier kann ev. ein Fehler in den Ergebnissen der Feldmessungen 

vorliegen (siehe Kocher/Wessolek 2002). Durch sehr trockene Bedingungen und nur kurze 

Nutzungszeit der Sonden kann verstärkte Sorption von Schwermetallen an das Sondenmaterial 

stattgefunden haben, so dass die gemessenen Bodenlösungskonzentrationen eher zu niedrig wären. 

Kupfer: In beiden untersuchten Tiefen überschreiten am Standort 2A in 1 m vom Fahrbahnrand die 

90-Perzentil-Werte der Feldmessungen den Prüfwert. Diese Überschreitung wird in beiden Fällen nur 

von HMET angezeigt. Die sehr starke Überschreitung des Prüfwertes durch die Feldmessungen am 

Standort 1A in 10 m Entfernung wird von keinem der beiden Modelle nachgebildet. Für alle anderen 

Standorte und Entfernungen erreichen die 90-Perzentile der Feldmessungen den Prüfwert nicht, die 

Modellergebnisse überschreiten ihn nur selten. Dabei ist am auffälligsten die sehr starke 

Überschreitung durch SISIM am Standort 3A in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand. Hier traten bei 

den Modelläufen Probleme mit der automatischen Festlegung der Layer auf, die zu mehreren hundert 


0.0800 

0.0038 

0.0061 

0.019 

0.0014 

0.0049 

0.012 

0.0090


Layern von weniger als 1 cm Mächtigkeit führten. Möglicherweise ist dies eine Ursache für 

Berechnungsfehler. Generell liegen die Kupferkonzentrationen aus den Feldmessungen im Vergleich 

zu Cadmium näher an den Ergebnissen der Modelle bzw. auch zum Teil sehr deutlich darüber. Dies 

steht im Gegensatz zur Schätzung der Ausgangskonzentrationen (Abb. 97), wo die Kupferwerte 

gegenüber den Feldmessungen zu tief liegen. 

5.3.6.3 Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten Frachten 

In den Abb. 104 bis 109 sind für die drei Zeiträume 10, 100 und 500 Jahre die kumulierten Cadmiumund 

Kupferfrachten, die die Bodenprofile in diesen Zeiträumen nach unten verlassen, dargestellt. Die 

Zahlenwerte finden sich auch in den Tab. 10 und 11 im Anhang. 

Schwermetallaustrag (mg/m²) 

126 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

19.4 

22.6 

7.72 

2.06 

15.0 

10.2 

2.52 

54.8 

0.72 

0.842 

68.3 

14.8 

0.019 

2.0 

0.47 

1.93 

4.7 

3.93 



Abb. 104: Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren 

SISIM 

HMET 

Feldmessungen 

0 

4.3 

0.63 

9.35 

45.4 

1.5


900 

800 

700 

600 

500 

400 

300 

200 

100 

0 

304 

698 


77 

37.5 

103 

102 

37.4 

126 

7.22 

251 

813 

148 





4500 

4000 

3500 

3000 

2500 

2000 

1500 

1000 

500 

0 

304 

4017 

386 

815 

361 

508 

1500 

384 

36.1 

251 

4133 

739 


0.761 

90 

78 

410 

4.67 

23.4 

529 

529 

651 

3969 

39.3 

197 

SISIM 

HMET 

Feldmessung 




0 

41.4 

64 

324 

6.32 

31.6 

190 

SISIM 

HMET 

Feldmessung 

801 

113 

373 

15 

75



128 

1600 

1400 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

21.5 

16 

329 

0.15 

3.5 

119 

0.347 

3.0 

7.10 

1.57 

141 

1518 

0.245 

7.6 

44.0 

14.9 

176 

184 

SISIM 

HMET 

Feldmessungen 

0 

4.2 

11.1 

0.0254 

26.9 



Abb. 107: Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren 


30000 

25000 

20000 

15000 

10000 

5000 

0 

1260 

20456 

3287 

1.88 

35 

1186 

4.12 

30 

70.97 

930 

27137 

15184 

4.12 

76 

440 

4270 

19267 

1839 

0 

42.3 

111 



Abb. 108: Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren 

SISIM 

HMET 

Feldmessungen 

0.835 

269 

12 

120


180000 

160000 

140000 

120000 

100000 

80000 

60000 

40000 

20000 

0 

1260 


149725 

16436 

15.8 

3010 

5931 

28.2 

3015 

355 

930 

156436 

75920 

101 

3845 

2201 


4270 

148578 

9194 

SISIM 

HMET 

Feldmessungen 

0 

1112 

553 

137 

3440 




Cadmium: Allgemein unterscheiden sich die mit den drei Verfahren berechneten kumulierten 

Frachten weniger als die höchsten festgestellten Konzentrationen. HMET liefert beim 

Betrachtungszeitraum 10 Jahre für alle Bodenprofile, bei 100 Jahren für alle außer 3A50 die höchsten 

Cadmiumausträge. Erst beim Zeitraum 500 Jahre erreicht SISIM bei den straßenfernen Bodenprofilen 

die höchsten Werte, während in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand auch hier HMET die bei weitem 

größten Austräge berechnet. 

Kupfer: Die Feldmessungen liefern die im Vergleich höchsten Werte für kurze Zeiträume, HMET 

dagegen für lange. Ursache für die hohen von HMET gelieferten Frachten ist der im Programm 

unbefristet berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge mit Abfluss- und 

Spritzwasser. SISIM kann diese nur bis 60 Monate Dauer berücksichtigen und liefert entsprechend 

für alle Zeiträume die mit Abstand niedrigsten Werte, mit Ausnahme eines Bodenprofils (3A1). Dort 

traten Probleme mit der Ausführung des Programmes auf, die automatische Erstellung der für die 

Berechnung verwendeten Schichten führte zu mehreren hundert Schichten mit Mächtigkeiten


6 Zusammenfassung und Diskussion 

6.1 Feldmessungen 

6.1.1 Schwermetallgehalte im Bodenfeststoff 

Das Vorhandensein erhöhter Schwermetallkonzentrationen in Straßenrandböden ist in der Literatur 

umfassend dokumentiert. Die Bodenfeststoffgehalte der Schwermetalle sind in den Abb. 62/63 und 

121 bis 144 im Anhang dargestellt. Nur im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe) ist gewährleistet, daß 

nicht mehr als zehn Prozent der Schwermetallgehalte aller untersuchten Bodenhorizonte die 

Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung überschreiten. Dagegen liegen in 0 bis 10 cm Tiefe die 

Konzentrationen von Kupfer, Cadmium, Zink und Blei in Fahrbahnnähe meist um oder über dem 

Vorsorgewert, bei Nickel sind es etwa 30 % aller Messwerte, ebenfalls meist in 1 m Entfernung von 

der Fahrbahn, bei Chrom dagegen keiner. Im allgemeinen sind die Konzentrationen im Oberboden in 

Fahrbahnnähe am höchsten und fallen im untersuchten Bereich von 10 m relativ schnell ab. Die 

Maßnahmenwerte des BBodSchG (Blei, Cadmium, Kupfer und Nickel im Königswasser-Extrakt aus 

0 bis 10 cm Bodentiefe) für den Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im 

Hinblick auf die Pflanzenqualität werden jedoch trotz der hohen Verkehrsbelastungen an keinem der 

Standorte und Bodenprofile erreicht. 

6.1.2 Schwermetalle in Sickerwasserproben 

Die Konzentrationen der Schwermetalle sind in den Abb. 37 bis 48 und den Tabellen im Anhang 

dargestellt. Anhand des Vergleiches mit den in der Bodenschutzverordnung vorgesehenen 

Prüfwerten für die Schwermetalle sind nur für die 90-Perzentile der Stoffe Cadmium, Kupfer, Zink und 

Nickel Werte in der Nähe oder oberhalb der Prüfwerte festzustellen. Das heißt, daß bei den 

Feldmessungen i.A. über 90 % der Messwerte unterhalb der Prüfwerte liegen. Besonders bei 

Cadmium, Kupfer und Nickel treten jedoch einzelne sehr hohe Messwerte auf. Dabei handelt es sich 

nicht um Messwerte an den beiden straßennächsten Beprobungspunkten (1 m oder 2.5 m), sondern 

meist um die Proben aus Saugkerzen in größerer Entfernung (10 m, bei 3A auch 5 m). Anhand der 

Verteilung der pH-Werte zum Fahrbahnrand und des Verhaltens der Schadstoffkonzentrationen im 

Sickerwasser zum pH-Wert zeigt sich, daß in Straßennähe auch bei sauren Böden der pH-erhöhende 

Einfluss der Straße groß genug ist, um die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle gering zu 

halten. Dies stimmt mit Ergebnissen anderer Untersuchungen überein, die auf kalkhaltigen Böden 

durchgeführt wurden (Dierkes/Geiger 1999). 

In größerer Entfernung kann die gegenläufige Tendenz von pH-Wert und 

Schwermetallkonzentrationen im Bodenfeststoff zu teilweise weit über dem Prüfwert liegenden 

Sickerwasserkonzentrationen führen. Dies trifft insbesondere für die Metalle Cadmium, Kupfer und 

Zink an den Messstellen 1A, 3A, 4A und 6B zu. Dort liegen die Sickerwasserkonzentrationen direkt 

hinter dem Waldrand weit über denjenigen an den nicht verkehrsbelasteten Referenzmessstellen 

Fuhrberger Feld und Grunewald (Tab. 25 bis 31). Die höchsten Sickerwasserkonzentrationen weist 

der Messpunkt in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand am Standort 1A/Berkhof auf. Ursache dafür ist 

die Lage des Messpunktes kurz (etwa 2 m) hinter dem Waldrand des Fichtenforstes und die dort sehr 

niedrigen pH-Werte. Vergleichbare Effekte treten oft an exponierten Standorten auf, unabhängig von 

der Quelle der deponierten Stoffe. So fand Heyn (1989) an unterschiedlichen Waldstandorten im 

Südschwarzwald an den exponierten Stellen (alter hoher Baumbestand, Oberhang) je nach Element 

bis zum 2.5-fachen der Schwermetalleinträge, die an nicht exponierten Standorten (Unterhang, 

Aufforstungsfläche bzw. Baumalter 25 Jahre) gemessen wurden. 

130


6.1.3 Schwermetallfrachten 

Problematischer als die Konzentrationen der Schwermetalle zeigen sich die berechneten 

Schwermetallfrachten, die mit der Bodenlösung transportiert werden (Tab. 25 bis 30). Aufgrund der in 

Straßennähe sehr hohen Versickerungsraten mit 13- bis 18-fach höherer 

Grundwasserneubildungsrate im ersten Meter neben der Fahrbahn (BAB) werden dort trotz relativ 

niedriger Konzentrationen teilweise hohe Frachten in den Untergrund transportiert. Durch die 

niedrigeren pH-Werte und dadurch relativ hohen Lösungskonzentrationen weist auch der 

Vergleichspunkt in 10 m Entfernung an einigen Standorten hohe ausgetragene Frachten auf, vor 

allem für Cadmium und Zink an Waldstandorten. 

Eine Betrachtung von Einträgen, die im Rahmen der Waldschadensforschung ermittelt wurden, zeigt, 

daß in Waldbeständen die Deposition aufgrund der Filterwirkung der Bäume gegenüber dem Freiland 

stark erhöht ist. Bredemeier / Ulrich / Schultz (1988) nennen etwa eine Verdoppelung der Frachten 

von Schwermetallen je Flächeneinheit und Jahr. An exponierten Stellen wie Waldrändern, die 

leewärts von Emissionsquellen liegen, können noch höhere Werte erreicht werden. Dies trifft hier auf 

den Standort 1A zu, wo die hohen Boden- und Bodenlösungskonzentrationen auch zu hohen 

Austragsraten in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand beitragen. Trotzdem sind die Austräge bei 

weitem nicht so hoch wie in der Infiltrationszone am Fahrbahnrand. 

Es kann davon ausgegangen werden, daß die Schwermetalleinträge an den anderen 

Autobahnstandorten etwa in derselben Größenordnung liegen wie am Standort 2A/Mellendorf. Da an 

allen BAB-Standorten und auch manchen untersuchten Bundesstraßen die Bodenkonzentrationen in 

0 bis 10 cm Tiefe die Vorsorgewerte für Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel und Zink in Fahrbahnnähe, 

zum Teil bis über 10 m Entfernung, überschreiten, sind nach der BBodSchV die Frachtgrenzwerte für 

Einträge gültig. Dies bedeutet eine Verpflichtung zur Minderung der Einträge von Blei, Cadmium, 

Kupfer und Zink, da die Frachtgrenzwerte für diese Schwermetalle in der Infiltrationszone, für 

Cadmium und Zink auch in größerer Entfernung überschritten werden. Für Stoffausträge aus Böden 

bestehen keine Frachtgrenzwerte. 

6.1.4 Beprobung organischer Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser und im Boden 

Außer den alle drei Monate durchgeführten MKW-Analysen wurden orientierende Beprobungen des 

Kapillarsaumes auf PAK, Benzol und MTBE an mehreren Terminen durchgeführt. Die 

Beprobungstiefe lag je nach Lage des Grundwasserspiegels zwischen 100 und 350 cm u. GOK. Bei 

Benzol und MTBE traten keine Werte über der Nachweisgrenze auf, bei den PAK nur wenige. Die 

einzige Substanzgruppe, die einige Male den Prüfwert überschritt, ist die der 

Mineralölkohlenwasserstoffe. Die Zahl der Überschreitungen der Sickerwasserprüfwerte war jedoch 

gering, 90 % der Messwerte blieben unterhalb der Prüfwerte. An den betroffenen Standorten scheint 

vor allem das Auftreten von Staus eine Rolle zu spielen. 

Zu etwas anderen Ergebnissen kommen Dierkes und Geiger in ihrem Abschlußbericht (1999), wo sie 

in Wasserproben aus Feldlysimetern am Fahrbahnrand in 30 cm Tiefe Mittelwerte zwischen 0.1 und 

0.8 mg/L MKW fanden, die mit teilweise relativ hohen MKW-Konzentrationen im Bodenfeststoff der 

gleichen Tiefen und Standorte einhergingen (bis 750 mg/kg MKW). 

Im Gegensatz dazu überschritten in der vorliegenden Arbeit nur wenige Bodenproben die 

Bestimmungsgrenze von 25 mg/kg MKW, der höchste gemessene Wert waren 62 mg/kg. Für 

Bodenkonzentrationen von MKW existiert in der Bodenschutzverordnung kein Vorsorge- oder 

Prüfwert. Nur zwei der Werte überschreiten knapp den Referenzwert S für Bodenqualität der 

Niederländischen Liste (50 mg/kg, Leidraad Bodemsanering 1994), sind aber weit vom 

Interventionswert I (5000 mg/kg) entfernt. 



6.1.5 Zusammenfassung der Ergebnisse der Feldmessungen 

• Wasserhaushalt 

Die versiegelten Bereiche der Straßen verursachen einen starken Anstieg des Oberflächenabflusses 

und Spritzwassers. Der Oberflächenabfluss versickert i.d.R. in einer ca. 1 m breiten Infiltrationszone 

und erhöht die natürliche, bodenbürtige Grundwasserneubildung um das 13- bis 18-fache. Das 

Spritzwasser beeinflusst eine ca. 4 m breite Zone neben dem Fahrbahnrand und erhöht dort die 

Grundwasserneubildung um ca. 30 bis 35 %. 

• Deposition 

Direkt am Fahrbahnrand tritt sehr hohe bodennahe Deposition auf, vor allem von Cadmium, Kupfer 

und Zink. Die trockene und nasse Deposition nimmt mit zunehmender Entfernung von der Straße 

stark ab. 

• Bodenfeststoffkonzentration 

Verkehrsreiche Straßen verursachen linienförmige Bodenkontaminationen entlang der Straße. Wie 

schon aus der Literatur gut dokumentiert, überschreiten die Bodenfeststoffgehalte vor allem in 

direkter Straßennähe häufig die Vorsorgewerte nach dem Bundesbodenschutzgesetz. Das betrifft 

Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel, Zink im Oberboden an Autobahnen, selten dagegen an 

Bundesstraßen. 

Im Unterboden (1 bis 2 m Tiefe) sind Blei, Nickel und Zink nur an wenigen Stellen betroffen. Es 

handelt sich dabei um Standorte mit sehr alter Kontamination (4A), oder mit etwas stärker 

sorbierenden Böden (3A, 8B). 

• Bodenlösungskonzentration 

Die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle sind auch auf sauren Sandböden in Straßennähe (in 

der Infiltrationszone) als verhältnismäßig unproblematisch nach dem Bundesbodenschutzgesetz 

einzustufen. Dort treten meist niedrige Konzentrationen aufgrund der hohen pH-Werte im 

Oberflächenabfluss der Straße auf. Als kritische Elemente für erhöhte Konzentrationen in der 

Bodenlösung haben sich Kupfer, Cadmium und Zink herausgestellt, dabei treten die erhöhten Werte 

in 5 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand auf (im Spritzwasserbereich und vor allem außerhalb 

des Spritzwasserbereiches). Die Belastung mit organischen Schadstoffen ist als unproblematisch 

anzusehen. 

• Stofffrachten 

Trotz langjähriger Belastung haben die Austräge an Schwermetallen noch nicht die Menge der 

Einträge erreicht. Durch die hohen Wasser- und Stoffeinträge findet in Fahrbahnnähe allerdings ein 

höherer Transport statt. Die Simulationsergebnisse von SISIM für Cadmium und Kupfer weisen in 

dieselbe Richtung. 

Im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten ist der Austrag von Nickel praktisch nicht erhöht. Der 

Austrag von Cadmium, Zink und Chrom ist in der Infiltrationszone, an drei bis vier Standorten auch in 

größerer Entfernung, deutlich erhöht, wobei Autobahnstandorte eher höhere Werte aufweisen. Blei 

sowie insbesondere Kupfer weisen fast flächendeckend höhere Austräge auf als an den 

Referenzstandorten. 

Für alle untersuchten Schwermetalle liegen die ausgetragenen Frachten, gewichtet über die 

Fahrbahnbreite und 10 m angrenzendes Gelände, im Mittel der Autobahnstandorte höher. Der 

Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cadmium und Kupfer, von denen an den Autobahnen 

etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Nickel und 

Chrom ist der Unterschied nur schwach ausgeprägt. 

132


6.2 Bewertung der Methoden zur Konzentrations- und Frachtabschätzung 

6.2.1 Gegenüberstellung von wichtigen Berechnungs- bzw. Modellelementen 

6.2.1.1 Berücksichtigung der Bodeneigenschaften 

Feldmessungen: Die tatsächlich im Boden gemessene Lösungskonzentrationen werden über den 

Messzeitraum gemittelt. Die Wirkung aller Bodeneigenschaften spiegelt sich gemittelt in diesen 

Messwerten wider. Die Daten sind nur sehr begrenzt auf andere Standorte übertragbar und gelten 

strenggenommen nur für die Proben/Bodenprofile in ihrem aktuellen Schwermetall-, pH- und Corg- 

Status. 

Adsorptionsisothermen: Aus den im Boden gemessenen Feststoffkonzentrationen und 

Adsorptionsisothermen, die an den gleichen Proben bestimmt wurden, werden die 

Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Daten sind übertragbar auf die gleichen Böden bzw. 

Bodenhorizonte, auch bei veränderten Schwermetallgehalten. 

SISIM: Aus den im Boden gemessenen Feststoffkonzentrationen werden in Abhängigkeit von pH- 

Wert, Corg- und Tonanteil die Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Verteilungskoeffizienten (Kd- 

Werte) liegen für viele anorganische und organische Schadstoffe im Programm SISIM vor, weitere 

können selbst eingegeben werden. Die Daten sind in einem weiten Wertebereich der o.g. Größen 

übertragbar, jedoch ist die bei Böden häufig anzutreffende Sättigung der Sorptionsplätze bei höheren 

Schwermetallkonzentrationen in den Kd-Werten nicht berücksichtigt. 

HMET: Aus den im Boden gemessenen Feststoff- oder Bodenlösungskonzentrationen werden über 

pH-abhängige Adsorptionsisothermen die Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Isothermen 

müssen für die betrachteten Bodenproben bzw. -horizonte vorher im Labor bestimmt werden. 

Tonanteil und der Anteil an organischem Kohlenstoff werden nicht extra berücksichtigt, sondern ihre 

Wirkung fließt in die Laborbestimmung und die aus diesen Daten abgeleiteten Funktionen mit ein. 

6.2.1.2 Ermittlung der transportierten Wassermenge und Art des Wassertransportes 

Für alle verwendeten Verfahren (Austragsschätzung aus gemessenen oder geschätzten 

Lösungskonzentrationen, SISIM, HMET) wird die berechnete Grundwasserneubildung, abhängig von 

der Entfernung zum Fahrbahnrand, verwendet. Die in HMET gegebenen Möglichkeiten zur 

genaueren Berücksichtigung des zeitlichen Verlaufes des Wasserhaushaltes wurden nicht 

ausgenutzt, sondern es wurde mit derselben Verlagerung gerechnet wie bei den anderen Verfahren. 

Unterschiede waren nur dahingehend vorhanden, dass im Programm SISIM die Annahme gesättigter 

Verhältnisse getroffen wird, während bei HMET ungesättigte Verhältnisse berücksichtigt werden. Der 

Sättigungsgrad kann vorgegeben werden, auch Berechnungen bei instationären 

Strömungsverhältnissen sind möglich, dies wurde aber wegen der langen Berechnungszeiträume 

nicht in Anspruch genommen. 

6.2.1.3 Berücksichtigung zeitlicher Verläufe und Veränderungen 

Die Austragsschätzung aus gemessenen oder geschätzten Lösungskonzentrationen berücksichtigt 

zeitliche Veränderungen nicht, sondern gibt nur eine Abbildung der jetzigen Situation. 

SISIM: Die biologische Abbaubarkeit organischer Schadstoffe kann eingegeben werden, was in der 

vorliegenden Untersuchung jedoch nicht gebraucht wurde. Es kann eine Alterungskorrektur der 

Schadstoffsorption gewählt werden. Darauf wurde hier verzichtet, da ständig andauernder Eintrag der 

Schwermetalle stattfindet, so dass nicht definierbar ist, als wie alt die Belastung im Boden anzusehen 

ist. Zusätzliche Stoffeinträge mit dem Oberflächenwasser können berücksichtigt werden. Bei der 

vorliegenden Programmversion war dies jedoch nur bis zu einer Dauer von 60 Monaten möglich. 

HMET: Zusätzliche Stoffeinträge mit dem Oberflächenwasser können mit einer zeitlich konstanten 

und unbegrenzt andauernden Größe vorgegeben werden. Zeitliche Veränderungen von 



Wassergehalt, Wasserspannung und pH-Wert können eingegeben werden. Die pH-Abhängigkeit der 

Sorption kann berücksichtigt werden. Dies wurde hier nicht angewendet, da der aktuelle pH-Wert der 

Bodenlösung bei der Bestimmung der Sorptionsisothermen verwendet wurde und bei 

gleichbleibender Nutzung der Straßen pH-Veränderungen nicht zu erwarten sind. 

6.2.2 Gegenüberstellung der Fehlermöglichkeiten, Handhabbarkeit der Programme 

6.2.2.1 Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation 

Bei unterschiedlichen Wassergehalten im Boden treten leicht unterschiedliche 

Lösungskonzentrationen auf. Dieser Effekt wird durch Mittelung über zwei Jahre Feldmessungen 

ausgeglichen. Durch Sorption der Schwermetalle im Material der Saugsonden können zu niedrige 

Konzentrationen gemessen werden. Diese Fehlermöglichkeit wird wegen der aufwendigen 

Vorbehandlung der Saugsonden bis auf das Bodenprofil 1A50 als sehr gering eingeschätzt. Für die 

Frachtberechnung wurden nur Messungen aus einer Tiefe verwendet. Durchgeführt wurden aber 

Messungen in zwei Tiefen und über einen relativ langen Zeitraum, so dass Plausibilität und 

Repräsentanz der Daten gut beurteilt werden können. 

Die Verfahren zur Bestimmung der Lösungskonzentration lieferten stark unterschiedliche Werte. Die 

mit dem Bodensättigungsextrakt bestimmten Konzentrationen und die Ergebnisse der 

Modellverfahren sind sich ähnlicher als die Feldmessungen im Vergleich mit den Modellergebnissen. 

Eine mögliche Ursache dafür ist, dass die Modellkalibrierungen auf im Labor bestimmten 

Schüttelversuchen und Bodensättigungsextrakten basieren und diesen deswegen ähnlicher sind als 

den Messwerten aus Feldversuchen. Dabei bedeutet größere Übereinstimmung nicht unbedingt 

größere Richtigkeit. 

Bei der Hochrechnung von Frachten aus Konzentrationen aus „aktuellen“ Feldmessungen und 

mittlerer GW-Neubildung in der Betrachtungsebene unterhalb des Wurzelraumes wird der zusätzliche 

Stoffeintrag von oben vernachlässigt. Der gleichbleibende Stoffeintrag an der Bodenoberfläche und 

die dadurch stattfindende langsame Erhöhung der Stoffmenge im Bodenprofil über der 

„Kontrollebene“ wird nicht berücksichtigt. Entsprechend wird auch die bei gleichbleibenden 

Stoffeinträgen sehr wahrscheinliche Erhöhung der Bodenlösungskonzentration in tieferen 

Bodenhorizonten und damit auch der ausgetragenen Fracht vernachlässigt. Das heißt, für kurze 

Zeiträume (


Nicht alle Funktionen, die das Programm laut Betriebsanleitung bietet, funktionieren auch. 

Beispielsweise ist die Speicherung und das widerspruchsfreie Wiederaufrufen von Modellläufen nicht 

möglich und die automatische Eingabe der bodenphysikalischen Daten durch Wahl eines 

Bodensubstrates weist große Fehler auf. 

Diese Probleme wurden auch schon von anderen Anwendern bemängelt, beispielsweise durch das 

Landesamt für Umwelt und Geologie Sachsen (LFUG Sachsen 2003): 

„Das Programm SISIM, Sickerwassersimulation, wurde seit seiner Herausgabe durch das UBA durch verschiedene 

sächsische Ingenieurbüros und Institutionen getestet und hinsichtlich seiner Eignung an Beispielfällen geprüft. Diese 

Prüfung ist noch unzureichend, trotzdem kann man folgende bisherige Erkenntnisse zusammenfassen: 

• Aus fachlicher Sicht bildet das Programm den Schadstofftransport mit dem Sickerwasser in der ungesättigten Zone 

unzureichend nach, besonders für anorganische Schadstoffe. 

• Eine Eingabe von mobilisierbaren Gehalten entsprechend den Forderungen der Bundesbodenschutz- und 

Altlastenverordnung ist nicht möglich. 

• Bodenschichten mit entsprechenden Parametern müssen für jeden Schadstoff bei gleichem Standort jedes Mal neu 

definiert werden, die im Schichtenverzeichnis hinterlegte bodenkundliche Kartieranleitung KA4 ist nicht korrekt. 

• Die Einflussfaktoren des Bodens wie pH-Wert, C-Gehalt, kf-Wert, die eine natürliche Schwankungsbreite am Standort 

haben, reagieren so sensibel auf das Bewertungsergebnis, dass die Ergebnisse (am Ort der Beurteilung) stark 

schwanken. 

Aus diesen Gründen können wir das Programm SISIM für eine Aussage, ob eine Prüfwertüberschreitung am Ort der 

Beurteilung zu erwarten ist, in der jetzigen Version nicht empfehlen. Über eine Weiterentwicklung muss nachgedacht 

werden. Effektiv erscheint ein Einsatz nur für bestimmte Stoffgruppen bei Änderungen der o.g. negativen Effekte. Das 

Umweltbundesamt wurde über diese Auffassung bereits informiert.“ 

SISIM hat allerdings den Vorteil, dass es einfach zu bedienen und relativ selbsterklärend aufgebaut 

ist. HMET ist dagegen unkomfortabler, aber besser steuerbar, braucht etwas mehr Einarbeitung, ist 

aber dann gut zu handhaben. Bei HMET ist die automatische Erzeugung der Eingabedateien 

möglich, da es sich um einfache DOS-Dateien handelt. Die Eingabe bei SISIM ist nur über Windows- 

Eingabefenster möglich, muss also für alle Profildaten und jeden Schadstoff von Hand erfolgen. 

6.2.2.3 Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET 

Die Ermittlung der Lösungskonzentration erfolgt aus den nichtlinearen Sorptionsisothermen unter 

Verwendung von 40 % des königswasserextrahierbaren Gehaltes als schon sorbierte 

Schwermetallmenge. Der im Boden aktuell vorhandene pH-Wert wird durch Bestimmung der 

Sorptionsisothermen beim originalen Boden-pH-Wert berücksichtigt. Für den Wassertransport wird 

die Berechnung mit ungesättigten, aber stationären Verhältnissen durchgeführt. Die Berücksichtigung 

des stationären Eintrages findet statt. Die Nutzung von HMET erfordert etwas mehr Einarbeitung und 

Eingangsdaten, die Ergebnisse sind aber für längere Zeiträume als die richtigsten anzusehen. 

6.2.3 Zusammenfassung der Methodenbewertung 

Der Vergleich der Methoden bestätigt die mit Hilfe der Zwischenergebnisse getroffene Annahme, 

dass SISIM in der vorliegenden Version nicht zur Prognose langfristiger Schwermetallverlagerung bei 

gleichbleibenden Stoffeinträgen geeignet ist. Für die Beschreibung der augenblicklichen Situation und 

auch für kurzfristige Hochrechnungen können die Ergebnisse der Feldmessungen und Schätzungen 

der Lösungskonzentration mit verschiedenen Verfahren verwendet werden. Schon bei dieser 

Bestimmung der Quellstärke muss für die verschiedenen Methoden mit relativ großen Abweichungen 

gerechnet werden. 

Eine Sickerwasserprognose über längere Zeiträume kann nur erfolgen, wenn die im Boden 

nachgewiesenen verlagerbaren Schadstoffe einer Transportprognose unterzogen werden, weil der 

Ort der rechtlichen Beurteilung in der Regel nicht dem Probenahmeort entspricht. Dies war für z.B. für 

die Hälfte der untersuchten Straßenstandorte der Fall. 



Nur für den Fall einer Direktmessung an der Übergangszone zwischen der ungesättigten Bodenzone 

und dem Grundwasser kann bei bereits eingetretener Grundwasserkontamination und einer sich im 

zeitlichen Verlauf nicht ändernden Schadstoffkonzentration eine Sickerwasserprognose durch 

Vergleich von Mess- und Prüfwerten vorgenommen werden. In allen anderen Fällen muss eine 

Transformation von Messwerten auf den Ort der Beurteilung erfolgen. Hierzu ist auch die zeitliche 

Entwicklung zu berücksichtigen. Das erfordert die Einbeziehung aller relevanten, die 

Schadstoffkonzentration und den Transport beeinflussenden Faktoren. Entsprechend müssen 

Abschätzungs- und Berechnungsverfahren zum Einsatz kommen, die neben dem Transport mit dem 

Sickerwasserstrom auch den Rückhalt an der Bodenmatrix und (ggf.) den möglichen biologischen 

Abbau der Schadstoffe berücksichtigen. Diese Verfahren stellen im weitesten Sinne Modelle dar, weil 

sie die tatsächlichen Transportverhältnisse mehr oder weniger stark vereinfachen. Einer der 

kritischen Punkte ist dabei die Bestimmung des mobilen Anteils der Schadstoffe, der Quellstärke, die 

der Ausgangswert der Transportprognose ist. 

Zur Zeit wird der Einsatz von Modellen zur Sickerwasserprognose zum Teil noch kritisch beurteilt 

(z.B. LfUG Sachen 2003, Wegner 2001). Dies liegt vor allem daran, dass z. B. im Gegensatz zu 

Grundwassermodellen Transportmodelle für die ungesättigte Bodenzone noch nicht Stand der 

Technik sind. Es ist jedoch zu erwarten, dass durch die zur Zeit beginnende Anwendung dieser 

Modelle außerhalb des wissenschaftlichen Bereiches und die Weiterentwicklung eine zügige 

Anerkennung dieses Prognoseinstrumentes eintreten wird. 

Dabei ist nach Wegner (2001) damit zu rechnen, dass in Zukunft vor allem 

wahrscheinlichkeitsbasierte Modellierungsstrategien bei der Erstellung von Sickerwasserprognosen 

eine Rolle spielen, weil in der Regel die Datenlage am Schadensstandort nicht zu einer vollständigen 

standortspezifischen Parametrisierung von Modellen ausreicht. Wie sich stochastische Techniken 

bzw. Wahrscheinlichkeitsaussagen in der Angabe raum-zeitlicher Stoffkonzentrationen am Ort der 

Beurteilung mit denen vom Gesetzgeber vorgesehenen konkreten Prüfwerten vereinbaren lassen, 

kann jedoch zur Zeit noch nicht beantwortet werden. 

6.2.4 Zusammenfassung der Modellergebnisse 

Generell muss festgehalten werden, dass die umfangreichen Ergebnisse der Modelle hier nicht 

komplett darstellbar sind. Es konnten nur einzelne Kenngrößen zum Vergleich herausgegriffen 

werden, so dass das volle Informationspotential der Modellrechnungen nicht ausgeschöpft wird. 

Die Ergebnisse der verschiedenen Verfahren sind sehr unterschiedlich, was aber angesichts einiger 

erzwungener wesentlicher Einschränkungen nicht erstaunt. Der im Vergleich hohe Aufwand für 

Felduntersuchungen ist für weitere kurzfristige Betrachtungen angesichts der festgestellten relativ 

geringen Prüfwertüberschreitungen nicht unbedingt notwendig. Für Aussagen zur aktuellen Situation 

an anderen Standorten können stattdessen auch sinnvoll einfache Labormethoden eingesetzt 

werden. Neben den Feldversuchen ist der Bodensättigungsextrakt als gut eingeführte und relativ 

einfache Methode anzusehen, die für kurzfristige Prognosen des Schwermetallverhaltens ausreicht, 

da die Bewegungsgeschwindigkeit der Schwermetalle gering ist und kein Transport über die 

Bodenluft stattfindet. 

Für längere Betrachtungszeiträume sollte die Art der Fragestellung den Ausschlag geben, dazu sei 

auch auf den vorigen und den folgenden Abschnitt verwiesen. 

An den untersuchten Standorten zeigt sich in den Modellergebnissen der lang anhaltende Einfluss 

von Straßenablaufwasser. In den straßennächsten Bodenprofilen findet eine starke Beschleunigung 

der Schwermetallverlagerung durch die Infiltration großer Mengen von Straßenablaufwasser statt. 

Diese wird an den untersuchten sandigen Standorten allerdings durch eine pH-Erhöhung und 

136


Erhöhung des Anteils an organischer Substanz und damit auch der Adsorptionsfähigkeit gemildert. 

Trotzdem ist der wesentlich kürzere Zeitraum, in dem die Tiefenverlagerung in Straßennähe 

stattfindet, anhand der Modellberechnungen nachzuvollziehen. 

Bei Feldmessungen, SISIM- und HMET-Ergebnissen überschreitet die maximale im 

Betrachtungszeitraum erreichte Konzentration nur an wenigen Standorten und Entfernungen die 

Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. Die Ergebnisse der drei Verfahren unterscheiden sich jedoch 

bei beiden Metallen sehr stark. 

Die Ergebnisse der Frachtberechnungen zeigen für Cadmium, dass sich die mit den drei Verfahren 

berechneten kumulierten Frachten weniger als die höchsten festgestellten Konzentrationen 

unterscheiden. HMET liefert in den meisten Fällen die höchsten ausgetragenen Schadstoffrachten, 

vor allem in direkter Fahrbahnnähe, wo die hohen Stoffeinträge eine große Rolle spielen. Für Kupfer 

liefern die Feldmessungen im Vergleich die höchsten Werte für kurze Zeiträume, HMET dagegen für 

lange. Ursache für die von HMET gelieferten großen Frachten ist der im Programm unbefristet 

berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge mit Abfluss- und Spritzwasser. 

Es treten sowohl zur Zeit als auch im Verlauf langjähriger Modellrechnungen vorwiegend geringe 

Sickerwasserkonzentrationen mit Werten deutlich unterhalb der Prüfwerte der 

Bodenschutzverordnung auf. Das entspricht für die aktuelle Situation den Ergebnissen anderer 

Untersuchungen (Cichos 1992, Reinirkens 1996, Dierkes/Geiger 1999). 

Die Berechnung der Schwermetallfrachten aus Sickerwassermenge und -konzentration ergab schon 

für die Feldmessungen trotz relativ geringer Konzentrationen die höchsten Frachten direkt am 

Fahrbahnrand. An den Ergebnissen der Frachtberechnung mit HMET läßt sich das noch deutlicher 

nachvollziehen als an den Feldmessungen, da hier die Unterschiede der kumulierten Eintragsmenge 

zwischen den straßennahen und straßenfernen Profilen mit längerem Betrachtungszeitraum immer 

größer werden. 

Die aus den Feldmessungen hochgerechneten Einträge basieren auf den 

Schwermetallkonzentrationen, die schon heute bis in 2 m Tiefe vorgedrungen sind - spiegeln also im 

Gegensatz zu Langfristberechnungen nicht die aktuelle Belastung der Bodenoberfläche wieder. 

Zusätzlich nimmt diese vermutlich weiter zu, da die Verkehrsmengen zunehmen. Außer für Blei, bei 

dem eine sehr wesentliche Verringerung der Immissionen durch die Benzinbleigesetze erreicht 

werden konnte, ist davon auszugehen, dass die Metallemissionen und -immissionen an 

Fahrbahnrändern in den letzten Jahren kontinuierlich zugenommen haben. Auf lange Sicht sind 

deswegen die Berechnungen mit HMET oder einem vergleichbaren Modell die „richtigsten“. 

6.2.5 Gefährdungsabschätzung und rechtliche Bewertung 

Im §7 des Bodenschutzgesetzes werden Grundstückseigentümer und -Nutzer verpflichtet, Vorsorge 

zu treffen, daß auf ihrem Grundstück, aber auch in dessen Einwirkungsbereich, keine schädliche 

Bodenveränderung entsteht: „Zur Erfüllung der Vorsorgepflicht sind Bodeneinwirkungen zu vermeiden 

oder zu vermindern, soweit dies auch im Hinblick auf den Zweck des Grundstückes verhältnismäßig 

ist“. Dazu schreibt das Bundesumweltministerium in der Begründung zur Bodenschutzverordnung: 

„Im Fall des Überschreitens von festgesetzten Vorsorgewerten hat der Verpflichtete Vermeidungsoder 

wirksame Verminderungsmaßnahmen zu ergreifen. Die Erfüllung dieser Pflicht ist allerdings 

durch den Verhältnismäßigkeitsgrundsatz begrenzt. Die Maßnahmen müssen im Hinblick auf den 

Zweck der Nutzung des Grundstückes, d. h. auf eine regelhaft sich aus dem Nutzungszweck 

ergebende Anforderung, nicht jedoch für jede spezielle Nutzung schlechthin, verhältnismäßig sein. So 

müssen z. B. bei Verkehrswegen bestimmte Schadstoffeinträge und -gehalte als unvermeidlich 

hingenommen werden, ohne daß eine Überschreitung von Vorsorgewerten entsprechende 

Minderungsmaßnahmen auslösen könnte“ (BMU 1999b). 



Eine sehr grobe Abschätzung der Flächen mit Böden auf sauren, gut durchlässigen Gesteinen ergibt 

für die Bundesrepublik 25 bis 30 % Flächenanteil. Als Wasserschutzgebiete sind 11.7 % der 

Gesamtfläche ausgewiesen (BMU / UBA 2001). Selbst wenn alle diese Wasserschutzgebiete, für die 

an Straßen Schutzmaßnahmen vorzusehen sind, auf den Flächen mit sauren, gut durchlässigen 

Böden lägen, blieben noch 15 bis 20 % an Fläche übrig, die außerhalb von Wasserschutzgebieten 

liegen. Mindestens dieser Flächenanteil weist, grob geschätzt, mit hoher Wahrscheinlichkeit schon 

jetzt an stark befahrenen Straßen mit Entwässerung über das Bankett erhöhte Frachten in das 

Grundwasser auf. Die Modellberechnungen zeigen trotz ihrer schlechten Vergleichbarkeit, dass mit 

einem Konzentrationsanstieg der Bodenlösung in den unteren Bodenhorizonten gerechnet werden 

muss, bei gleichbleibenden Stoffeinträgen auch z.T. über die Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. 

Daraufhin stellt sich die Frage, ob die erhöhten Konzentrationen und Frachten als relevante Einträge 

zu betrachten sind und ob ein linienhafter Eintrag nur schwach erhöhter Sickerwasserkonzentrationen 

in einen „normal großen“ Grundwasserleiter als erheblich anzusehen ist. 

Leuchs/Gaschick-Wolff (2002) berichten von Arbeiten zur Bestandserfassung der Grundwasserleiter 

in NRW im Rahmen der EU-Wasserrahmenrichtlinie, dass in NRW bis Mitte 2002 268 

Grundwasserkörper bearbeitet wurden. Dabei handelt es sich um jeweils hydrogeologisch, teilweise 

auch hydrologisch abgrenzbare einheitliche Gebiete, die in NRW i.d.R. eine Fläche von je 50 bis 300 

km² umfassen, mit Tendenz zu den größeren Werten. In Gebieten dieser Größe sind Frachten wie die 

oben beschriebenen nicht als relevante Einträge anzusehen. In Einzelfällen, wo kleine oder 

langgestreckte Einzugsgebiete (z.B. Talfüllungen in schmalen Mittelgebirgstälern) von Böden 

überlagert sind, deren Eigenschaften den hier untersuchten entsprechen, kann eine Straße hoher 

Verkehrsstärke jedoch eine Quelle relevanter Einträge sein. 

Eine umfassende europäische Studie (Hird et al. 2000) kommt zu ähnlichen Mess- und 

Berechnungsergebnissen wie die vorliegende Arbeit. Dort wird der Schluß gezogen, daß eine 

Minderung der Emissionen („source control“) die einzige Möglichkeit zur Reduzierung der Verbreitung 

und der Einträge der Schadstoffe sei. 

Fälle, die als empfindlich angesehen werden können, sind stark befahrene Straßen (DTV >40000), 

vor allem über kleinräumigen Grundwasserleitern, mit folgenden weiteren Eigenschaften: 

• Standorte mit Boden-pH-Werten deutlich unter sechs, wie sie häufig in Waldböden auftreten, 

besonders gefährdet sind Standorte mit grobkörnigen, hochdurchlässigen Festgesteinsböden 

• Straßen, an denen Nutzungsänderungen bevorstehen, wie wesentliche Änderungen der 

Verkehrsstärke oder Veränderung der Entwässerung. Diese Änderungen können bei den hier 

untersuchten Böden zu Änderungen des pH-Wertes und damit zu Änderungen der Sorption 

führen. 

138

7 Fazit 


Die Arbeit zeigt die Veränderungen in Bodenaufbau, Schwermetallgehalten, Stoffeinträgen und 

Stofftransport in sandigen Böden an stark befahrenen Außerortsstraßen mit freier Entwässerung über 

das Bankett. 

7.1 Bisher schon bekannte Veränderungen gegenüber natürlichen 

Standorten 

• Mit dem Straßenabflusswasser und durch Deposition werden persistente Schadstoffe in 

Straßenrandböden eingetragen, der größte Anteil der Schwermtalle liegt dabei in partikulärer 

Form bzw. an die Feststoffe sorbiert vor. 

• Durch den langjährigen Einfluss von Straßenabflusswasser und luftgetragener Deposition 

akkumulieren sich Schwermetalle in den straßennahen Böden. 

• Die dabei entstehenden Konzentrationsverläufe der Schwermetalle im Bodenfeststoff zeigen 

erhöhte Werte in den ersten Metern neben der befestigten Fläche und eine schnelle Abnahme der 

Konzentrationen mit größerer Entfernung. 

• Einige Messungen zeigten, dass mit erhöhten Sickerwasserkonzentrationen unter bindigen Böden 

zur Zeit nicht zu rechnen ist. 

Ungeklärt war dagegen die Frage der Menge und Verteilung des infiltrierenden Wasser sowie der 

Sickerwasserkonzentrationen und vor allem der Frachten von Schwermetallen unter 

sorptionsschwachen, sandigen Böden. Dazu können nun die Ergebnisse der vorliegenden Arbeit 

zusammengefasst werden: 

7.2 Ergebnisse der vorliegenden Arbeit 

7.2.1 Schwermetalle im Bodenfeststoff 

Die Unterschiede der Metallkonzentrationen im Bodenfeststoff folgen dem aus der Literatur 

bekannten Muster mit hohen Konzentrationen am Fahrbahnrand, die mit zunehmender Entfernung 

relativ schnell absinken und allmählich in die Hintergrundwerte übergehen. Die 

Bodenfeststoffkonzentrationen von Schwermetallen in der Schicht von 0 bis 10 cm Tiefe 

überschreiten an den Autobahnstandorten in 1 m bis 2.5 m, teilweise bis 10 m Entfernung die 

Vorsorgewerte. An den Bundesstraßenstandorten treten Überschreitungen der Vorsorgewerte nur in 

direkter Straßennähe (1 m Entfernung) oder gar nicht auf. Maßnahmewerte der 

Bodenschutzverordnung werden an keinem der Standorte und Bodenprofile erreicht. Im Unterboden 

(1 bis 2 m Tiefe) sind nur an wenigen Stellen Blei, Nickel und Zink von Überschreitungen der 

Vorsorgewerte betroffen. Es handelt sich dabei um Standorte mit sehr alter Kontamination, oder mit 

etwas stärker sorbierenden Böden. Übereinstimmend mit der Literatur liegen in Straßennähe keine 

extrem erhöhten Bleikonzentrationen im Bodenfeststoff mehr vor, da sich die Emissionen stark 

verringert haben. Direkt am Fahrbahnrand tritt jedoch außer dem Stoffeintrag über das 

straßenabflusswasser hohe bodennahe Deposition anderer Schwermetalle auf, vor allem von 

Cadmium, Kupfer und Zink, aber auch von Elementen aus mineralischen Bestandteilen wie Calcium 

und Natrium. Die Depositionsraten nehmen mit zunehmender Entfernung von der Straße stark ab. 

7.2.2 Einfluss der Einträge auf pH-Werte von Boden und Sickerwasser 

Durch den langjährigen Einfluss von Straßenabflusswasser, in geringerem Maß auch durch die 

Deposition, stellt sich auf sauren, sandigen Böden in den ersten Metern neben der Fahrbahn eine 



Erhöhung des Boden-pH-Wertes auf Werte um und über dem Neutralpunkt ein. Auch das 

Sickerwasser weist dort deutlich höhere pH-Werte auf als an den Referenzstandorten oder als in 

größerer Entfernung. Dies beeinflusst das Verhalten der Schwermetalle deutlich: 

7.2.3 Schwermetalle in der Bodenlösung 

Die Schwermetallkonzentrationen der Bodenlösung in und unterhalb der Wurzelzone sind trotz 

höherer Bodenfeststoffgehalte der Metalle in Straßennähe nicht erhöht, im Gegenteil, sie liegen dort 

niedriger als in größerer Entfernung, meist auch unterhalb der Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. 

Die Schwermetallkonzentrationen der Bodenlösung sind an allen Standorten in etwa 10 m 

Entfernung, teilweise auch 5 bis 10 m Entfernung am höchsten. Wenn Prüfwertüberschreitungen 

auftreten, liegen sie in fast allen Fällen in diesem Entfernungsbereich, nicht in Fahrbahnnähe. 

Die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle sind so auch auf sauren Sandböden in Straßennähe 

(in der Infiltrationszone des Straßenabflusswassers) als verhältnismäßig unproblematisch nach dem 

Bundesbodenschutzgesetz einzustufen. Als kritische Elemente für erhöhte Konzentrationen in der 

Bodenlösung haben sich Kupfer, Cadmium und Zink herausgestellt. Die erhöhten Werte treten dabei 

in 5 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand auf, im Spritzwasserbereich und insbesondere 

außerhalb des Spritzwasserbereiches. 

7.2.4 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser 

Die Schwermetallkonzentrationen des oberflächennahen Grundwassers sind trotz höherer 

Bodenfeststoffgehalte in Straßennähe ebenfalls nicht erhöht. Dies wird auch bestätigt durch die 

Modellrechnungen, die einen Durchbruch der mit dem Straßenabflusswasser eingetragenen 

Schwermetalle in 2 m Tiefe metallabhängig erst nach mehreren Jahrzehnten bzw. vielen 

Jahrhunderten zeigen. 

7.2.5 Einflüsse auf die Mobilität der Schwermetalle 

Der pH-Wert der verschiedenen Bodenschichten und -horizonte ist - bei den homogenen sandigen 

Substraten der vorliegenden Untersuchungen - der Haupteinflussfaktor für die Mobilität der 

Schwermetalle. Ein Zusammenhang zwischen dem gelösten organischen Kohlenstoffgehalt in den 

Bodenlösungen und der Kupferkonzentrationen deutet einen weiteren Einflussfaktor an (nicht 

dargestellt). Obwohl es zahlreiche Belege in der Literatur gibt, dass Tausalzverwendung die 

Schwermetallmobilität in Straßenrandböden erhöhen kann (z.B. Brod 1993, Gerth 1985 in Scheffer 

1998), konnte dieser Effekt bei den Felduntersuchungen der vorliegenden Arbeit nicht festgestellt 

werden. Die Ursache dafür sind wahrscheinlich die in Straßennähe erhöhten pH-Werte. Nach Gerth 

1985 tritt eine starke Erhöhung der Cadmium-Mobilität bei Chlorid-Konzentrationen von mehr als 

1 mmol Cl - / L bei pH 5 auf. Von den Sickerwasserproben wurden 107 auf Chlorid untersucht. Die 

dabei gemessenen Chlorid-Konzentrationen lagen zwischen 0.01 und 106 mmol/L, der Mittelwert bei 

1.58 mmol/L. Es war wegen der relativ geringen Zahl an Messungen praktisch kein Zusammenhang 

zwischen Jahreszeit und Chloridkonzentration festzustellen, vor allem nicht in größerer Tiefe. 

Allerdings wiesen nur wenige der Proben einen pH-Wert unter 6 auf und diese stammen alle aus 

größerer Entfernung vom Fahrbahnrand, wo sich die Effekte durch geringeren Chlorideintrag und 

niedrigeren pH-Wert wahrscheinlich überlagern. Auch bei den anderen Schwermetallen waren keine 

systematischen oder offensichtlich jahreszeitlich bedingten Schwankungen der Konzentrationen in 

der Bodenlösung festzustellen. 

140


7.2.6 Erhöhte Versickerung und Grundwasserneubildung am Fahrbahnrand auch unter 

Einberechnung der versiegelten Flächen 

Durch die Versiegelung der Fahrbahn findet eine Abflusskonzentration auf der versiegelten Fläche 

statt. Es konnte hier gezeigt werden, dass die in der Literatur häufig getroffene Annahme, dass 

Versiegelung zur Minderung der Grundwasserneubildung führt, außerorts in der Regel falsch ist. 

Auch außerorts existieren Streckenabschnitte mit Abführung des Abflusswassers durch Hochbord 

und/oder Abläufe, aber nur auf einem geringen Teil der Strecken. Auf dem größten Teil der Strecken 

außerorts entwässern die Straßen frei über das Bankett. Die versiegelten Bereiche der Straßen 

verursachen dort zusammen mit dem Straßenverkehr einen starken Anstieg des 

Oberflächenabflusses und zusätzlich Spritzwasser am Rand der versiegelten Fläche. Die Infiltration 

am Rand der versiegelten Fläche ist bei diesen Straßen stark erhöht. Der Hauptanteil der 

Versickerung findet im ersten Meter neben der befestigten Fläche statt. Dabei werden wegen hoher 

Zuflüsse von der Straßenoberfläche und relativ geringer Verdunstung durch kurzgehaltenen Bewuchs 

sowie infiltrationsgünstig aufgebautes Bankett an dem untersuchten Standort auf das 13 - bis 18fache 

erhöhte Grundwasserneubildungsraten erreicht. Das Spritzwasser beeinflusst eine ca. 4 m 

breite Zone neben dem Fahrbahnrand und erhöht dort die Grundwasserneubildung um ca. 30 bis 

35 %. 

7.2.7 Einfluss der langjährigen Infiltration von Straßenablaufwasser auf die 

Schwermetallfrachten, beschleunigte Tiefenverlagerung 

Trotz langjähriger Belastung durch Schwermetalleinträge haben die Austräge an Schwermetallen 

noch nicht die Menge der Einträge erreicht. Durch die hohen Wasser- und Stoffeinträge findet in 

Fahrbahnnähe i.d.R. ein deutlich höherer Transport statt als in straßenfernen Profilen. Die Ergebnisse 

beider Modelle für Cadmium und Kupfer weisen in dieselbe Richtung. An den Waldstandorten werden 

in größerer Entfernung teilweise ebenfalls hohe Schwermetallfrachten aus den Bodenprofilen 

ausgetragen. Die Böden weisen dort wegen sehr niedriger pH-Werte hohe Lösungskonzentrationen 

an Schwermetallen auf, so dass schon geringe Grundwasserneubildungsraten hohe Frachten 

hervorrufen. 

Im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten ist der Austrag von Nickel in den untersuchten 

straßennahen Böden praktisch nicht erhöht. Der Austrag von Cadmuim, Zink und Chrom ist in der 

Infiltrationszone, an drei bis vier Standorten auch in größerer Entfernung, deutlich erhöht, wobei 

Autobahnstandorte eher höhere Werte aufweisen. Blei sowie insbesondere Kupfer weisen an fast 

allen Straßenstandorten höhere Austräge auf als an den Referenzstandorten. 

Für alle untersuchten Schwermetalle liegen die ausgetragenen Frachten, gewichtet über die 

Fahrbahnbreite und 10 m angrenzendes Gelände, im Mittel der Autobahnstandorte höher. Der 

Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cadmium und Kupfer, von denen an den Autobahnen 

etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Nickel und 

Chrom ist dieser Unterschied nur schwach ausgeprägt. 

An den untersuchten Standorten zeigt sich in den Modellergebnissen der lang anhaltende Einfluss 

des Straßenablaufwassers. Durch die andauernde Perkolation großer Wassermengen findet eine 

starke Beschleunigung der Schwermetallverlagerung statt. Diese wird an den untersuchten sandigen 

Standorten allerdings gemildert durch eine pH-Erhöhung und Erhöhung des Anteils an organischer 

Substanz und damit auch der Adsorptionsfähigkeit. Trotzdem ist der wesentlich kürzere Zeitraum, in 

dem die Tiefenverlagerung in Straßennähe stattfindet, an den Modellergebnissen zu bemerken. 



7.2.8 Vergleich der Verfahren zur Abschätzung der Einträge in das Grundwasser 

Die Ergebnisse der angewendeten Verfahren zur Abschätzung des Schwermetalltransportes 

unterscheiden sich stark. Die Ergebnisse der Frachtberechnungen zeigen für Cadmium, dass sich die 

mit den drei Verfahren berechneten kumulierten Frachten weniger als die höchsten festgestellten 

Konzentrationen unterscheiden. Das Modell HMET liefert in den meisten Fällen die höchsten 

ausgetragenen Schadstoffrachten, vor allem in direkter Fahrbahnnähe, wo die hohen Stoffeinträge 

eine große Rolle spielen. Für Kupfer liefern die Feldmessungen im Vergleich die höchsten Werte für 

kurze Zeiträume, HMET dagegen für lange. Ursache für die von HMET gelieferten großen Frachten 

ist der im Programm unbefristet berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge 

mit Abfluss- und Spritzwasser. 

Es treten sowohl zur Zeit als auch im Verlauf langjähriger Modellrechnungen vorwiegend geringe 

Sickerwasserkonzentrationen mit Werten deutlich unterhalb der Prüfwerte der 

Bodenschutzverordnung auf. Das entspricht für die aktuelle Situation den Ergebnissen anderer 

Untersuchungen an Straßenstandorten (Cichos 1992, Reinirkens 1996, Dierkes/Geiger 1999). 

Die Berechnung der Schwermetallfrachten aus Sickerwassermenge und -konzentration ergab schon 

für die Feldmessungen trotz relativ geringer Konzentrationen die höchsten Frachten direkt am 

Fahrbahnrand. An den Ergebnissen der Frachtberechnung mit HMET läßt sich das noch deutlicher 

nachvollziehen als an den Feldmessungen, da hier die Unterschiede der kumulierten Eintragsmenge 

zwischen den straßennahen und straßenfernen Profilen mit längerem Betrachtungszeitraum immer 

größer werden. 

Der aus den Feldmessungen hochgerechnete Stoffaustrag aus den Bodenprofilen in das 

Grundwasser basiert auf den Schwermetallkonzentrationen, die schon heute bis in 2 m Tiefe 

vorgedrungen sind, spiegelt also im Gegensatz zu Langfristberechnungen nicht die aktuelle 

Belastung der Bodenoberfläche wieder. Zusätzlich nimmt diese vermutlich weiter zu, da die 

Verkehrsmengen zunehmen. Außer für Blei, bei dem eine sehr wesentliche Verringerung der 

Immissionen durch die Benzinbleigesetze erreicht werden konnte, ist davon auszugehen, dass die 

Metallemissionen und -immissionen an Fahrbahnrändern in den letzten Jahren eher zugenommen 

haben. Auf lange Sicht sind deswegen die Berechnungen mit HMET oder einem vergleichbaren 

Modell die „richtigsten“. Aber auch für HMET sind trotz der homogenen Sandböden wichtige 

Voraussetzungen der Gültigkeit der Transportberechnungen, wie das Vorhandensein eines 

einheitlichen Porensystems ohne präferentiellen Fluss, nur unvollständig erfüllt, wie sich an manchen 

aufgegrabenen Bodenprofilen zeigte. 

Der Vergleich der Methoden bestätigt, dass SISIM in der vorliegenden Version nicht zur Prognose 

langfristiger Schwermetallverlagerung bei gleichbleibenden Stoffeinträgen geeignet ist. Für die 

Beschreibung der augenblicklichen Situation und auch für kurzfristige Hochrechnungen können die 

Ergebnisse der Feldmessungen und Schätzungen der Lösungskonzentration mit verschiedenen 

Verfahren verwendet werden. Schon bei dieser Bestimmung der Quellstärke muss für die 

verschiedenen Methoden mit relativ großen Abweichungen gerechnet werden. 

Der im Vergleich hohe Aufwand für Felduntersuchungen ist für weitere kurzfristige Betrachtungen 

angesichts der festgestellten relativ geringen Prüfwertüberschreitungen nicht unbedingt notwendig. 

Für Aussagen zur aktuellen Situation an anderen Standorten können stattdessen auch sinnvoll 

einfachere Labormethoden wie der Bodensättigungsextrakt oder die Abschätzung über 

Pedotransferfunktionen wie Adsorptionsisothermen eingesetzt werden. Für längere 

Betrachtungszeiträume sollte die Art der Fragestellung den Ausschlag geben, ob Feldmessungen 

durchgeführt werden sollen und welches Modell gewählt wird. 

142


7.2.9 Reinigungsleistung der Sandböden im Vergleich zu Bodenfiltern 

Eine Einschätzung der Wirksamkeit des Schwermetallrückhaltes in den untersuchten Bodenprofilen 

bis 1 m bzw. 2 m Tiefe soll durch den Vergleich mit Bodenfiltern gegeben werden. Ergebnisse einer 

Versuchsanlage zur Versickerung des Niederschlagswassers von Straßen mit sechs parallel 

angeordneten Bodenfiltern und dem Vergleich von bewachsenem Oberboden, Schotterrasen, 

bewachsenen Mulden und Gräben (Nadler/Meißner 2001) zeigen, dass alle Varianten ausreichende 

Reinigungsleistung aufweisen. Der Wirkungsgrad der verschiedenen Filter lag für Blei bei allen über 

50 %, bei den meisten sogar über 70 %, für Kupfer zwischen 35 und 75 %, für Zink bei 40 bis 95 %, 

war aber jeweils im zweiten und dritten Jahr der Messungen abnehmend. Nur der Wirkungsgrad für 

Cadmium, der zwischen 40 und 65 % lag, war im Verlauf der Versuche eher zunehmend 

(Nadler/Meißner 2001). Die Tab. 32 zeigt, dass die durch diese Filteranlagen erzielten 

Reinigungsleistungen bis auf Kupfer deutlich unter denen der nicht bewußt als Filter aufgebauten 

sandigen Straßenrandböden liegen, die schon seit mindestens 20 Jahren, teilweise bis ca. 70 Jahren 

„in Betrieb“ sind. Da die Böden in Fahrbahnnähe außerdem zusätzliche Stoffeinträge über die 

luftgetragene Deposition erhalten, die hier nicht einberechnet wurden, liegt der Gesamtwirkungsgrad 

sogar noch höher. 

Tab. 32: Frachtbezogener Wirkungsgrad der Bodenpassage im Mittel der untersuchten Standorte für den Bereich 1 m 

und 1 bis 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand (% Rückhalt der pro Jahr mit dem Straßenablaufwasser 

eingetragenen Schwermetallfracht) 

bisherige Cadmium Kupfer Blei Zink 

Standzeit % Rückhalt % Rückhalt % Rückhalt % Rückhalt 

Bodenpassage (1 oder 2 m 

Mächtigkeit, Sand, 1 m Entfernung) 

Bodenpassage (1 oder 2 m 

Mächtigkeit, Sand, 1 bis 5 m 

20 bis < 70 a 83 47 93 95 

Entfernung) 20 bis < 70 a 77 43 97 89 

7.3 Vorschläge zum weiteren Vorgehen / Forschungsbedarf 

Die Ergebnisse zeigen, dass trotz der relativ niedrigen Bodenlösungskonzentrationen aus sandigen 

Böden neben Straßen mit hoher Verkehrsbelastung linienhaft hohe Schwermetallfrachten in das 

straßennahe Grundwasser eingetragen werden. In dem durchgeführten Projekt waren Standorte auf 

sauren, sandigen Böden ausgewählt worden, die besonders empfindlich für Schwermetallverlagerung 

sind. Sie weisen ohne den Einfluss des Straßenablaufwassers Grundwasserneubildungsraten von 

etwa 250 mm/a unter Grünland auf. Dieser Wert liegt im oberen Bereich der in Deutschland in 

großflächig verbreiteten Lockergesteinen autretenden Neubildungsraten. Zusammen mit den 

niedrigen pH-Werten sind diese Standorte gegenüber anderen Böden und Standorten mit wenigen 

Ausnahmen, wie Kluftgrundwasserleiter in saurem Gestein regenreicher Mittelgebirge, als „worst 

case“ anzusehen. Die Frage, ob die eingetragenen Schadstoffrachten für Böden und Grundwasser 

relevante Veränderungen bewirken, wird anhand der Bodenschutzverordnung und am Beispiel der 

Bewertung von Grundwasserleitern in NRW für die Wasserrahmenrichtlinie diskutiert. Dabei zeigte 

sich anhand der Größe der Grundwasserleiter, dass zumindest für NRW die eingetragenen Frachten 

in der Regel nicht relevant sind. 

Die Minderung der Emissionen (“source control”) ist die einzige Möglichkeit zur dauerhaften 

Reduzierung der Verbreitung und der Einträge der Schadstoffe. In der angesprochenen Reduzierung 

der Einträge ist entsprechend der Kernpunkt für weiteres Vorgehen zu sehen. 

Erste Wahl für das weitere Vorgehen sollte die Ursachenbekämpfung sein - das heißt eine Minderung 

der Stoffeinträge, gekoppelt mit systematischer Erfolgskontrolle in Form von Depositions- und 



Straßenablaufwasseruntersuchungen. An einem oder mehreren empfindlichen Standorten sollte eine 

Verlaufskontrolle der durch die Modelle prognostizierten Tiefenverlagerung, auch wegen der 

wahrscheinlich vorläufig weiter zunehmenden Einträge, durchgeführt werden. Im Rahmen der 

Tätigkeit bei der BASt konnte eine mehrjährige Untersuchung der Stoffeinträge an mehreren stark 

befahrenen Autobahnen begonnen werden. Es soll dabei eine methodische Einbindung in 

Bodenbeobachtungsprogramme der Länder und die BASt-eigenen langjährigen 

Luftschadstoffmessungen erfolgen und die dort gemachten Erfahrungen genutzt werden. 

Rechenmodelle, die alle wesentlichen Faktoren berücksichtigen können, sollen genutzt und an 

wenigen langfristigen Referenzstandorten kalibriert und geprüft werden. 

Da die Einträge zum großen Teil aus nicht regulierten diffusen Emissionen der Fahrzeuge und 

Fahrbahn stammen, sind weitere Untersuchungen (Literaturauswertung und Messungen) zur 

Identifikation der Hauptquellen notwendig, denen Bemühungen zur Reduktion dieser Emissionen in 

Zusammenarbeit mit den Fahrzeug- und Baustoffherstellern folgen sollten. Wenn die Einhaltung der 

Prüfwerte der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser im Unterboden als Kriterium verwendet wird, 

ist der dafür zur Verfügung stehende Zeitraum relativ groß, da der Schadstoffrückhalt im Boden auch 

an den empfindlichsten Standorten noch wirksam ist. Je nach erreichbarer Minderung der Einträge 

läßt sich dieser Zeitraum durch Modellberechnungen konkretisieren. Ein positiver Nebeneffekt einer 

Minderung der Einträge wären verringerte Probleme mit Schadstoffgehalten in Bankettschälgut, 

Kehrgut und Schlamm aus Entwässerungsbecken sowie im Schwebstaub. Das ist besonders vor dem 

Hintergrund der Beschränkung der Gehalte von Cadmium und Nickel in der Luft durch die 4. 

Tochterrichtlinie zur Luftqualitätsrahmenrichtlinie der EU anzustreben. 

Eine weitere Möglichkeit wäre die Verbesserung der Sorptionsfähigkeit straßennaher Böden an 

empfindlichen Standorten durch pH-Anhebung und Strukturoptimierung. Dabei kann es sich zum 

Beispiel um die Einbringung kalk- und tonhaltiger Materialien zur Verbesserung der 

Sorptionseigenschaften handeln. Es findet schon jetzt durch den Straßenverkehr eine Freisetzung 

schwach alkalischer Substanzen, vermutlich durch den Abrieb der Fahrbahnoberfläche, statt, die den 

pH-Wert der straßennahen Böden in den Carbonatpufferbereich verschieben. Dieser Effekt sollte 

außerorts unbedingt erhalten bleiben und kann eventuell durch die Wahl entsprechender 

Zuschlagstoffe im Fahrbahnmaterial noch verbessert werden. Eine Kalkung oder vergleichbare 

Maßnahmen können in speziellen Fällen sinnvoll sein. Dabei ist zu überlegen, ob dies als Kalkung 

der Bankette und des Straßenseitenraumes im Rahmen des Betriebsdienstes, durch Einbau und 

regelmäßigen Austausch spezieller Substrate oder durch „versauerungsfeste“ Herstellung der 

Bankette, Böschungen und Mulden gleich beim Bau geschehen soll. Bei gleichbleibenden oder 

steigenden Stoffeinträgen führt eine Verbesserung der Sorptionsfähigkeit allerdings nur zu einer 

zeitlichen Verschiebung der Schwermetallverlagerung. 

Ein Resultat der räumlichen Verteilung von Ablauf- und Spritzwasser an Straßen ist, dass pH-Werte 

unter sechs meist nicht in Fahrbahnnähe (bis 2 m Entfernung), sondern erst in der Spritzwasserzone 

(bis 5 m Entfernung) und dem angrenzenden Bereich auftreten, bei Autobahnen bis über 10 m 

Entfernung, so dass diesem Entfernungsbereich bei der pH-Verbesserung besondere 

Aufmerksamkeit gewidmet werden muss. 

Als weitere Möglichkeit ist die generelle Wasserfassung und -reinigung auch außerorts denkbar, die 

allerdings hohe Kosten und schadstoffbelastete Schlämme/Sedimente erzeugt, sowie durch die dann 

notwendigen Abläufe und Hochborde nachteilige verkehrliche und ökologische Wirkungen hätte. Der 

Stoffeintrag durch Deposition, der je nach Schwermetall etwa 20 bis 40 % des Gesamteintrages 

ausmacht, wird dadurch ebenfalls nicht verhindert. 

144


Alle Modelle und die Feldmessungen zeigen, dass die in Straßennähe im Unterboden zur Zeit 

festzustellenden Lösungskonzentrationen von Cadmium und Kupfer bis auf Einzelwerte gemessen an 

den Prüfwerten der Bodenschutzverordnung unproblematisch sind. Erhöhte Werte treten vor allem in 

5 bis 15 m Entfernung auf. Die in den Untergrund bzw. das Grundwasser eingetragenen Frachten 

sind jedoch an den untersuchten Standorten in Straßennähe hoch und die Einträge aus 

luftgetragener Deposition und Straßenablaufwasser ebenfalls. Die Ergebnisse längerfristiger 

Modellberechnungen zeigen, dass sowohl die in den unteren Bodenhorizonten auftretenden 

Bodenlösungskonzentrationen als auch die pro Jahr zu erwartenden Austräge aus allen betrachteten 

Bodenprofilen im Lauf der nächsten Jahrzehnte ansteigen werden. 

Forschungsbedarf 

• Eine Konzeption zur Verminderung der Stoffeinträge aus den nicht regulierten Emissionen des 

Straßenverkehrs wird als notwendig angesehen. Voraussetzung dafür sind Untersuchungen 

(Literaturauswertung und Messungen) zur Identifikation der Hauptquellen, die in Bemühungen zur 

Reduktion der Emissionen in Zusammenarbeit mit den Herstellern münden sollten. 

• An ausgewählten Standorten sollte eine Kontrolle der Änderung der Stoffeinträge und 

Beobachtung der Stoffverlagerung als Verlaufskontrolle der jetzigen Situation und Erfolgskontrolle 

von Minderungsmaßnahmen erfolgen. Dazu sind langfristige Messungen der Deposition, des 

Straßenablaufwassers und der Stoffverlagerung im Boden nötig, dabei sollte eine methodische 

Einbindung in das Bodendauerbeobachtungsprogramm der Länder und die BASt-eigenen 

langjährigen Luftschadstoffmessungen erfolgen und die dort gemachten Erfahrungen genutzt 

werden. Ein Stofftransportmodell wie HMET oder HYDRUS, das alle wesentlichen Faktoren 

berücksichtigen kann, sollte mit den Messdaten kalibriert werden, um die weitere Verlagerung der 

Stoffe im Boden vorhersagen zu können. 

• Die Erhöhung der Sorptionsfähigkeit durch Kalkung oder vergleichbare Maßnahmen ist in 

speziellen Fällen sinnvoll; dabei ist zu überlegen, ob dies als Kalkung der Bankette und des 

Straßenseitenraumes im Rahmen des Betriebsdienstes, durch Einbau und regelmäßigen 

Austausch spezieller („Filter-“)Substrate oder durch „Schwermetall- und versauerungsfeste“ 

Herstellung gleich beim Bau geschehen soll. Dazu sollten Wirkung und Kosten von Kalkung bzw. 

Verbesserung der Sorptionsfähigkeit, Wirkung und Kosten des Einsatzes von Filtermaterialien im 

Bankettbereich sowie Wirkung und Kosten der Fassung und Ableitung des Straßenablaufwassers 

auch außerorts untersucht und gegenübergestellt werden. 

7.4 Empfehlungen für die Praxis 

• Bei sandigen, sauren Straßenrandböden sollten kalk- und tonhaltige Materialien zur 

Verbesserung der Sorptionseigenschaften oberflächlich in die Infiltrations- und Spritzwasserzone 

eingebracht werden. Beim Einbau von feinkörnigem Material in das Bankett könnten 

nichtquellende Tonminerale in Frage kommen (Vermeidung von Frostschäden). Beim Straßenbau 

sollte die Straßendecke bzw.der Steinanteil darin möglichst karbonathaltig sein. 

• Auch eine Beimengung von karbonathaltigem Material beim Winterdienst bzw. eine getrennte 

Aufbringung wäre denkbar. Besonders zu beachten wäre dabei die Spritzwasserzone und der 

angrenzende Bereich, bei Autobahnen bis über 10 m Entfernung. 

• Die Menge sollte so bemessen sein, dass a) die Infiltrationsleistung nicht merklich eingeschränkt 

und b) eine ausreichend lange Verbesserung der Sorption bzw. Fällung von Schwermetallen 

sichergestellt wird. Dazu sind Labor- und Feldversuche erforderlich, um Art und Menge von 

Materialien zu testen. 



146 

Mit Hilfe von Simulationsmodellen kann die langfristige Wirkung abgeschätzt werden. Positive 

Erfahrungen dieser Art konnten bei ähnlichen Problemen mit der Sicherung hoch belasteter 

Rieselfeldflächen in Berlin-Brandenburg gemacht werden.

8 Literatur 


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152

9 Anhang 


9.1 Stoffkonzentrationen in Bodenlösung und oberflächennahem 

Grundwasser 

Tab. 33: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung in 50 cm Tiefe 

Standort Entf. (m) pH LF (µS/cm) Pb (µg/L) Cd (µg/L) Cu (µg/L) Ni (µg/L) Cr( µg/L) Zn (mg/L) 

1A 50 4.69 208 1.15 0.34 3.7 3.4 1.8 0.055 

1A 25 4.76 209 0.65 1.41 3.8 6.4 1.4 0.100 

1A 10 4.80 732 0.99 3.17 13.2 9.6 2.3 0.397 

1A 5 5.04 449 0.63 1.24 4.9 4.6 1.2 0.123 

1A 2.5 6.45 630 1.69 0.47 13.1 6.0 3.1 0.041 

1A 1 7.45 422 0.98 0.20 5.0 1.1 1.0 0.013 

2A 10 7.06 295 1.38 0.11 13.9 3.7 3.1 0.019 

2A 5 7.07 402 0.81 0.13 11.2 3.4 1.8 0.014 

2A 2.5 6.30 634 2.10 0.30 59.7 5.5 4.3 0.077 

2A 1 7.17 1479 2.02 0.79 70.0 10.2 5.5 0.181 

3A 10 6.64 178 0.63 0.13 13.8 4.6 0.9 0.021 

3A 5 5.03 1440 1.97 8.71 14.0 21.9 2.9 0.701 

3A 2.5 7.12 458 2.34 0.20 26.2 3.8 2.7 0.012 

3A 1 7.64 868 0.65 0.09 12.4 1.2 3.7 0.010 

4A 10 4.50 233 3.56 0.72 23.4 10.7 3.6 0.213 

4A 5 7.72 2728 0.96 0.10 16.1 1.6 1.2 0.016 

4A 2.5 7.96 5576 2.57 0.23 72.1 5.8 3.4 0.044 

4A 1 8.05 4470 5.05 0.16 85.1 4.6 7.3 0.036 

5B 10 6.72 149 0.78 0.12 12.5 2.1 2.1 0.029 

5B 5 7.06 218 0.94 0.09 10.4 1.6 1.6 0.019 

5B 2.5 7.57 703 0.63 0.11 7.7 2.4 1.4 0.014 

5B 1 7.82 1204 0.22 0.07 6.2 1.4 2.3 0.016 

6B 10 4.83 147 0.99 0.43 18.6 4.7 5.2 0.258 

6B 5 7.55 558 0.41 0.08 14.7 2.9 1.3 0.020 

6B 2.5 7.86 991 0.54 0.10 7.0 2.6 2.2 0.017 

6B 1 7.52 1313 0.81 0.08 11.4 2.0 1.0 0.014 

7B 10 6.93 674 0.86 0.13 7.3 14.5 3.2 0.048 

7B 5 7.16 448 0.73 0.07 7.2 1.3 1.3 0.009 

7B 2.5 6.18 475 0.91 0.09 8.7 2.7 4.3 0.013 

7B 1 7.53 1263 0.52 0.04 5.2 1.2 1.3 0.007 

8B 10 6.74 800 0.69 0.09 3.6 5.8 1.4 0.013 

8B 5 6.61 1156 0.22 0.15 3.2 4.4 1.5 0.020 

8B 2.5 7.81 764 0.45 0.04 11.5 1.4 1.1 0.008 

8B 1 7.37 1125 0.62 0.07 9.6 1.4 1.4 0.012 



Tab. 34: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe) 

154 


1A 1.0 7.26 523 0.88 0.17 7.0 2.5 1.3 0.022 

1A 2.5 6.57 458 1.06 0.16 10.3 2.4 1.6 0.034 

1A 5.0 4.59 541 1.08 1.97 12.4 7.3 1.2 0.174 

1A 10.0 4.31 890 1.77 5.33 49.7 18.9 6.3 0.744 

1A 25.0 5.36 356 0.57 2.86 5.1 26.5 1.0 0.256 

1A 50.0 5.80 209 1.36 1.11 4.6 10.5 0.8 0.104 

2A 1.0 7.12 1256 1.56 0.27 32.0 5.2 4.4 0.033 

2A 2.5 5.48 502 1.26 0.33 28.7 4.9 5.5 0.073 

2A 5.0 6.54 333 0.66 0.11 10.3 3.8 1.7 0.027 

2A 10.0 6.63 252 0.56 0.20 9.1 3.6 2.9 0.036 

3A 1.0 7.19 948 0.30 0.04 4.5 1.3 1.8 0.007 

3A 2.5 6.97 627 1.15 0.10 10.2 2.0 1.6 0.012 

3A 5.0 5.15 720 0.82 5.48 3.0 10.8 0.9 0.364 

3A 10.0 5.55 140 0.59 0.16 3.6 2.5 0.5 0.023 

4A 1.0 7.39 4519 0.35 0.33 7.1 1.6 1.1 0.142 

4A 2.5 7.36 4408 1.36 0.11 5.4 3.6 1.1 0.032 

4A 5.0 7.20 3004 0.64 0.49 8.4 1.6 1.2 0.021 

4A 10.0 4.94 576 1.99 4.30 25.6 29.4 3.6 0.415 

5B 1.0 7.56 1311 0.25 0.04 5.2 2.6 1.0 0.015 

5B 3.5 7.43 868 0.34 0.05 6.5 6.1 2.5 0.010 

5B 6.0 7.03 296 1.45 0.08 10.7 3.9 1.9 0.021 

5B 10.0 6.23 249 0.68 0.11 8.5 3.8 2.5 0.051 

6B 1.5 7.33 1235 0.50 0.13 10.8 2.3 1.1 0.025 

6B 3.0 7.71 3215 0.21 0.07 11.9 2.7 0.6 0.032 

6B 4.0 7.05 2525 0.68 0.18 20.5 3.4 1.7 0.053 

6B 10.0 5.48 207 1.12 0.78 39.6 12.5 6.5 0.581 

7B 1.0 7.36 1434 0.57 0.11 3.6 0.9 1.6 0.007 

7B 2.5 6.54 585 1.53 0.30 9.3 2.1 4.8 0.011 

7B 5.0 6.40 555 3.99 0.39 9.2 7.8 8.1 0.019 

7B 10.0 6.01 1113 3.80 0.42 9.2 4.4 5.6 0.137 

8B 1.0 7.07 1060 0.35 0.06 4.7 2.2 0.9 0.007 

8B 2.5 7.14 1064 0.55 0.06 4.4 2.8 1.0 0.009 

8B 5.0 6.57 1130 0.27 0.16 3.1 3.0 1.8 0.011 

8B 10.0 6.19 1545 0.32 0.34 4.6 28.0 1.8 0.017


Tab. 35: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Kapillarsaum (100 bis 350 cm Tiefe je 

nach Lage des Grundwasserspiegels) 


2A 1m 1 6.84 1087 3.89 0.14 18.7 20.4 4.4 0.026 

2A 2.5m 2.5 6.56 702 10.08 0.18 41.4 12.6 5.5 0.036 

2A 4.8m 5 5.96 445 5.88 0.56 20.8 19.6 3.3 0.018 

2A 10m 10 5.52 307 5.07 0.69 12.7 23.3 8.1 0.034 

5B 1m 1 7.18 1652 0.92 0.12 4.3 4.6 2.1 0.010 

5B3.5m 2.5 7.20 1417 0.52 0.03 4.7 10.7 2.6 0.007 

5B 6m 5 7.16 1481 1.47 0.06 7.8 22.5 3.9 0.020 

5B 10m 10 6.91 906 2.18 0.37 9.7 11.9 6.6 0.021 

6B 1.5m 1 6.29 2154 2.18 0.06 10.6 4.9 5.8 0.027 

6B 3m 2.5 6.66 1903 0.83 0.09 16.5 3.3 7.8 0.018 

6B 4m 5 6.73 2138 2.00 0.09 18.9 9.1 7.2 0.023 

6B 10m 10 6.60 1398 4.36 0.04 8.0 16.7 5.9 0.017 

7B 1m 1 7.19 1949 5.37 0.05 6.6 3.2 5.3 0.012 

7B 2.5m 2.5 6.50 1392 4.18 0.15 7.3 2.8 6.2 0.013 

7B 5m 5 6.43 1486 1.68 0.07 10.5 3.3 6.7 0.024 

7B 10m 10 6.37 1834 4.27 0.16 14.4 8.0 7.3 0.027 

8B 1m 1 6.40 1164 3.78 0.18 5.5 3.4 1.7 0.295 

8B 2.5m 2.5 6.74 1236 4.02 0.21 5.9 4.9 3.0 0.120 

8B 5m 5 5.73 981 2.76 0.17 10.3 8.1 4.5 0.037 

8B 10m 10 5.68 1454 3.11 0.03 7.3 31.2 3.9 0.015 



156 



Cadmium in der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 



Standort 3A, 1 m Tiefe (Pseudogley-Braunerde unter Grünbrache, DTV 70 000) 



Kupfer in der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe 

10000 

1000 

100 

10 

1 

0.1 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb. 111: Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers 


20. Nov 00 

20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf.




Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe 

10000 

1000 

100 

10 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 


22. Aug 00 





pH-Wert der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe 

9.0 

8.0 

7.0 

6.0 

5.0 

4.0 

3.0 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 




20. Nov 00 

20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf.


158 


9.0 

8.0 

7.0 

6.0 

5.0 

4.0 

3.0 

pH-Wert der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb. 114: Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes im Sickerwasser 

Standort 4A, 1.9 m Tiefe (Podsolige Braunerde unter Laubmischwald, DTV 90 000) 



Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe 

100000 

10000 

1000 

100 

10 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 

20. Nov 00 


Abb. 115: Zeitlicher Verlauf der elektrischen Leitfähigkeit im Sickerwasser 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf.




Cadmium in der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe 

100 

10 

1 

0.1 

0.01 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 


22. Aug 00 


Abb. 116: Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im Sickerwasser 




Blei in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

100.000 

10.000 

1.000 

0.100 

0.010 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 

20. Nov 00 


Abb. 117: Zeitlicher Verlauf der Bleikonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

17. Aug 01 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf.


160 



Nickel in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

1000.00 

100.00 

10.00 

1.00 

0.10 

0.01 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


Abb. 118: Zeitlicher Verlauf der Nickelkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 




Chrom in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

100.00 

10.00 

1.00 

0.10 

0.01 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 

24. Mai 00 

22. Aug 00 


20. Nov 00 

20. Nov 00 

18. Feb 01 

18. Feb 01 

19. Mai 01 

19. Mai 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

17. Aug 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

Abb. 119: Zeitlicher Verlauf der Chromkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


17. Aug 01


Bodenlösung (mg/L) 


Zink in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum 

10.000 

1.000 

0.100 

0.010 

0.001 

1. Mrz 99 

30. Mai 99 

28. Aug 99 

26. Nov 99 

24. Feb 00 


24. Mai 00 

22. Aug 00 


20. Nov 00 

18. Feb 01 

1 m Entf. 

2.5 m Entf. 

5 m Entf. 

10 m Entf. 

Abb. 120: Zeitlicher Verlauf der Zinkkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des 


19. Mai 01 

17. Aug 01


9.2 Bodenprofilaufnahmen 

Tab. 36: Profilbeschreibungen Standort 1A – Berkhof - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 1A / 10m Podsol 

Tiefe Bodenart Kies + Humus- CaCO3 Durch- Gefügeform Horizont MKW- Stechzylinder Tüten- 

Steine gehalt wurzelung Glas-Nr. proben 

(cm u.GOK) (Vol.-%) (Gew.-%) (Gew.-%) (1/dm²) pF kF LD 

-8 - 0 Auflage 0 Of x 

0 - 20 mSfs 0 r hoch, flecken 0 >50 koh. - si Ah (Ae/Bh) 0-10: 24 x x x x 

20 - 30 mSfs 0 schw. humos 0 20 - 50 si Ae 33 x x x x 

30 - 33 mSfs 0 sehr stark h. 0 20 - 50 koh. Bh x 

33 - 45 mSfs 0 Humusbänder 0 vereinzelt si - schw. koh. Bhs 44 (x) zu trocken x 

45 - 60 mSfs 0 Humusbänder 0 vereinzelt si Bh1 x 

60 - 80 fSms 0 sehr schwach 0 vereinzelt si Bh2 (x) zu trocken x 

80 - 95 mSfs 0 frei 0 0 si rGo1 x 

95 - >110 fSms 0 frei 0 0 si rGo2 x 

Profil: 1A / 5m gestörter Podsol 




0 - 25 mSfs 0 humos 0 >50 koh. - si jAh1 0-10: 2 x. aus 15 cm x 

25 - 53 mSfs 0 fleckenhaft h. 0 >50 koh. - si jAh2 11 x, aus 40 cm x 

53 - 58 mSfs 0 sehr stark h. 0 20 - 50 koh. Bh x 

58 - 80 mSfs 0 Humusbänder 0 1 - 10 koh, n.u. si Bsh 16 x aus 75 cm x 

80 - 100 fSms 0 schw. h. 0 vereinzelt si Bh1 x, aus 90 x 

100 - >180 mSfs 0 frei 0 frei si rGo 26 x, aus 140 100 - 140 

145-155 

Profil: 1A / 2.5m 




0 - 23 mSfs 5 frei >50 si - schw. koh. jAh1 0-10: 72 keine 0 - 10 

23 - 65 mSfs 5 frei >10 si jAh2 x 

65 - 85 fSms


Tab. 37: Profilbeschreibungen Standort 2A – Mellendorf - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 2A / 10 Brauneisengley 

Tiefe Bodenart Kies + Humus- CaCO3 Durch- Gefügeform Horizont MKW- Stechzylinder Tüten- Bemerkungen 


(cm u.GOK) (Vol.-%) (Gew.-%) (Gew.-%) (1/dm²) pF kF LD 17.11.1999 

0 - 17 mSfs 0 >5 0 >50 si Ap 0 - 10: 85 x x x 0-10, 0-17 Raseneisenerz, gestört in Ap und rAp, 

17 - 40 mSfs 0 90 mSfs 0 50 si jAh 0 - 10: 56 x 0 - 10, aufgeschüttet, +- homogen, jAh 

30 - >90 mSfs 0


Tab. 38: Profilbeschreibungen Standort 3A – Fallingbostel - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 3A / 10m Pseudogley-Braunerde 


Steine gehalt wurzelung Glas-Nr. proben 17.11.1999 


0 - 30 Sl2 50 si - schw. koh. Ap 34 (0-10) x x x 0-10, 10-30 mittel rostfleckig (aus Stechzylindern) 

30 - 65 Sl2


Tab. 39: Profilbeschreibungen Standort 4A – AVUS - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 4A / 10 podsolige Braunerde 




0-10 mSfs 50 Einzelkorn Ah 32 x x Stechzylinder senkrecht 

10-23 mSfs 50 Einzelkorn A(h)e 37 x x staubtrocken 

23-55 mSfs 50 Einzelkorn Bhv 49 x x staubtrocken 

55-90 mSfs 130 mSfs


Tab. 40: Profilbeschreibungen Standort 5B – Altencelle - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 5B / 10 Wechselgley 




0 - 10 mSfs 0 2-4 0 >50 schw. koh. - si Ah 0-10: 14 x 0-10 Ah, 10-25 fAp 

10 - 25 mSfs 0 2-4 0 >50 schw. koh. - si rAp x: 10-25 x 

25 - 48 mSfs 0 1-2 0 5 - 10 schw. koh. - si Go1 x x s. schw. rostfleckig 

48 - 68 mSfs 0 2-3 0 5 - 10 koh. - si fAhGo 28 x x 

68 - 95 mSfs 0 110 mSfs 0 0 0 frei si Go3 x ca. bei 95 cm 

Profil: 5B / 6 Wechselgley 




0 - 6 fSms 0 2-4 0 >50 schw. koh. - si Ah 0 - 10: 17 0-10 alle Horizonte: fSms fast schon mSfs 

6 - 23 fSms 0 2-4 0 >50 schw. koh. - si rAp x 

23 - 40 fSms 0 1-2 0 10 - 20 schw. koh. - si Go1 18 x 

40 - 57 fSms 0 1 0 vereinzelt schw. koh. - si Go2 x 

57 - 90 fSms 0 1 0 frei schw. koh. - si 

koh. - plattig, 

Go3 45 x x x x z.T. schluffige Lagen/Bänder/Flocken 

90 - >110 fSms 0 50 si (y)Ah 0-10: 6 x x x 0-10 

17 - 40 fSms 0 1-2 0 20 - 50 si yC x x x x 

40 - 55 fSms 0 1-2 0 5 - 10 koh. - si yAh-Material 15 x Ah-Material mit Bruchstücken von Orterde 

55 - 90 fSms 0 0 0 frei koh. Go1 37 x x x x schw. rostfl., vereinzelt Schluffbänder 

90 - >105 fSms 0 0 0 frei koh. - si Go2 43 x mäßig- stark rostfleckig 

Profil: 5B / 1 

Tiefe Bodenart Kies + Humus- CaCO3 Durch- Gefügeform Horizont MKW- Stechzylinder 

Tüten- Bemerkungen 



0 - 40 mSfs 50 si yAh 0-10: 7 x x x 0-10, 10-40 

40 - 60 mSfs


Tab. 41: Profilbeschreibungen Standort 6B – Gifhorn Ost - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 6B / 10m Podsol 




-4 - 0 Auflage x 

0 - 20 mSfs 0 4-8 0 >50 si - schw. koh. Ap/Ah 0-10: 63 x x 

20 - 33 mSfs 0 1-2 0 5 - 20 si - schw. koh. Ae 10-33: 69 x x 

33 - 53 mSfs 0 4-8 0 vereinzelt koh. Bsh 33-90: 75 x x x x 

53 - 70 mSfs 0 50 si - koh. jAhI1 0-10: 66 12 cm x x 0-10, 10-40 

40 - 47 ? 0 Holzkohle ? 0 5 - 20 si - koh. jAh2 10-40: 76 35 cm x x x 

47 - >100 fSms 0 2-3 0 vereinzelt si - koh. jAh3 47-100: 77 70 cm x x 47 - 75 

90 - 100 



Tab. 42: Profilbeschreibungen Standort 7B – Gifhorn West - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 7B / 10 Podsol 




0-30 mSfs 0 2 - 5 0 20-50 si Aeh 11 x 

30-48 mSfs 0 0.5-1 unregelm. 0 10-20 si Ae 36 x 

48-58 mSfs 0 5-10 0 10-20 schw.koh Bh 44 x 

58-92 mSfs 0 0.5 Fleck./Bänder 0 vereinzelt si-koh Bsh 1 x 

92-108 mSfs 0 123 fSms 0 0 0 0 si Go x 

Profil: 7B / 5 Gley-Podsol (etwas umgelagert) 




0-5 Blattauflage 

0-29 mSfs 0 >5 0 >50 si Aeh 6 x x x eventuell umgelagert 

29-48 mSfs 0 0,5 0 5-10 si Ae 10 x x x eventuell umgelagert 

48-64 mSfs 0 0.5-1 0 10-20 si Bh 30 x x x eventuell umgelagert 

64->110 mSfs 0 50 si jAh 16 x 

27-40 mSfs 0 5-10 0 10-20 si-koh jAh2 27 x humoser Sand 

40-52 mSfs 0 2-5 (Flecken) 0 10-20 si-koh Bsh 1 100 x schwach rostfleckig 

52-74 mSfs 0 0.5(Fleck.+Bänder) 0 vereinzelt si Bsh/Go x schwach rostfleckig 

74->90 mSfs 0 frei 0 vereinzelt si Go 2 x schwach rostfleckig 

Profil: 7B / 1 überdeckter Gley-Podsol 


Tüten- Bemerkungen 



0-27 msfS 5 0 >50 (si) jAh 14 x x x 

27-40 msfS 0 2-5 0 5 0 20-50 si Bsh 1 45 x x x 

54-62 msfS 0 2-5 0 10-20 einzel si-koh Bsh 2 82 x fleckig + rostfleckig 

62-87 msfS 0 110 msfS 0 0 0 0 si-koh Go 2 69 x schwach rostfleckig 

168


Tab. 43: Profilbeschreibungen Standort 8B – Flackenhorst - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben 

Profil: 8B / 10m Gley 




0 - 8 fS 0 4-8 0 >50 koh. - subpol. Go/Ah 0-10:62 0-10 

8 - 20 fS 0 2-4 0 >50 koh. Go/rAp x x x x 

20 - 30 fS 0 0 0 2 - 5 koh. Go1 x 

30 - 62 Su2-3 0 0 0 10 - 20 stark koh. Go2 67 x x x x 

62 - 75 Su2 0 0 0 20 - 50 Polyeder Go3 x x x x 

75 - 95 Su2-3 0 0 0 20 - 50 koh. Gor 98 x 

95 - >130 Su2 - fS, n.u. mSfs 0 0 0 vereinzelt koh. - si Gr 110 - 130: 65 95-110, 110-130 

Profil: 8B / 4.8m Gley 




-5 - 0 Auflage: Laubstreu 

0 - 10 fSms 0 8-15 0 >50 subpol. Ah 0-10: 13 x x x x 

10 - 26 mSfs/Su2 0 0 0 2-5 si / subpol. Go 1 2 St. aus Su2 x 

26 - 66 mSfs 0 0 0 frei si Gor x x 

66 - >86 mSfs 0 0 0 frei si Gr 9 x 

Profil: 8B / 2.5m überdeckter Gley 




0 - 55 mSfs 50 si jAh 0-10: 102 keine 0-10, 10-55 

55 - 85 ** 110 Su2 0 0 0 2-5 koh. - subpol. Go 108 x 

Profil: 8B / 1m überdeckter Gley 


Tüten- 



0 - 45 mSfs 50 si jAh 0-45: 5 5 5 0-10, 10-45 

45 - 110 ** 150 fSms 0 0 0 frei si Gro 78 x 

** = gemischt aus verschiedenen Materialien (Sl2/Sl3/Su2), heterogen, bei 8B/1 z.T. stark wasserführend, 

aktuell Wasseraustritt z.T. flächenhaft über den ganzen Horizont (in letzter Zeit wenig NS, aber kurz vorher heftige (Hagel)Schauer) 



9.3 Schwermetallkonzentrationen der Bodenproben 

Tab. 44: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 1A - Berkhof 

170 

Entf. 

(m) 

Tiefe (cm) Horizont 

pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


1A 10 0 - 10 Ah (Ae/Bh) 3,53 4,20 3,66 2,64 0,104 11 20,50 1,83 2,71 

1A 10 10 - 20 Ah (Ae/Bh) 3,60 4,20 3,66 2,64 0,104 11 20,50 1,83 2,71 

1A 10 20 - 30 Ae 3,71 4,15 1,34 0,71 0,021 8 7,48 0,25 2,30 

1A 10 30 - 33 Bh 3,99 4,34 6,94 0,94 0,172 10 7,61 0,26 3,66 

1A 10 33 - 45 Bhs 4,36 4,42 0,74 0,77 0,014 12 1,66 0,64 2,71 

1A 10 45 - 60 Bh1 4,40 4,53 0,32 0,56 0,009 7 1,39 1,42 2,46 

1A 10 60 - 80 Bh2 4,42 4,67 0,17 0,96 0,008 7 1,20 1,89 2,15 

1A 10 80 - 95 rGo1 4,55 4,80 0,06 0,83 0,007 5 1,02 2,97 1,83 

1A 10 95 - >110 rGo2 4,53 4,58 0,08 0,99 0,005 6 1,09 1,74 2,68 

1A 5 0 - 10 jAh1 4,79 5,28 3,03 6,45 0,170 64 25,7 1,41 3,08 

1A 5 10 - 25 jAh1 4,84 5,55 2,84 5,27 0,165 21 29,9 2,10 3,46 

1A 5 25 - 53 jAh2 4,23 5,12 1,92 0,74 0,060 11 4,10 0,76 2,88 

1A 5 53 - 58 Bh1 3,73 4,77 6,23 0,33 0,111 14 3,16 0,65 2,57 

1A 5 58 - 80 Bsh 4,44 4,71 0,46 0,74 0,009 11 1,31 1,60 3,32 

1A 5 80 - 100 Bh2 4,57 4,93 0,17 0,91 0,008 11 1,15 2,35 3,51 

1A 5 100 - 145 rGo1 4,46 4,99 0,13 1,08 0,007 9 1,24 1,51 3,03 

1A 5 145 - 155 rGo2 4,68 5,18 0,04 0,78 0,008 7 1,14 1,44 2,28 

1A 2,5 0 - 23 jAh1 6,49 7,10 4,12 37,68 0,462 180 153 16,0 13,2 

1A 2,5 23 - 65 jAh2 5,70 6,51 1,84 9,20 0,216 63 34,38 2,33 3,56 

1A 2,5 65 - 85 jAh3 6,01 6,86 0,61 2,01 0,035 12 3,71 1,83 3,52 

1A 2,5 85 - 95 fAh 6,14 6,91 2,67 3,00 0,148 15 16,17 1,09 3,45 

1A 2,5 95 - 110 fBsh 6,01 6,90 0,30 1,41 0,017 10 1,51 11,23 11,60 

1A 2,5 110 - >135 fBs/Cv 5,93 6,66 0,08 1,26 0,011 9 1,33 1,78 3,71 

1A 1 0 - 10 jAh 6,54 7,24 3,07 35,03 0,423 158 76,5 11,6 10,5 

1A 1 10 - 23 jAh 6,54 7,24 3,07 35,03 0,423 158 76,5 11,6 10,5 

1A 1 23 - 35 jBv 6,45 6,77 0,25 2,04 0,017 7 1,91 1,41 3,29 

1A 1 35 - 52 jC1 6,19 7,23 0,21 2,07 0,016 7 1,99 2,54 1,61 

1A 1 52 - 76 jC2 7,18 8,18 1,74 3,23 0,081 9 3,91 2,74 3,03 

1A 1 76 - 90 fAh 6,11 6,86 1,58 2,21 0,068 10 7,14 1,11 3,31 

1A 1 90 - 105 fBsh 5,79 7,32 0,48 1,28 0,015 6 1,84 1,56 2,65 

1A 1 105 - >120 fBs/Cv 5,80 7,15 0,16 1,79 0,008 8 1,46 2,65 4,25


Tab. 45: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 2A - Mellendorf 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


2A 10 0 - 10 Ap 5,20 5,91 2,58 5,95 0,140 78 20,0 3,05 11,85 

2A 10 0 - 17 Ap 5,13 5,85 2,62 6,22 0,151 67 23,3 3,07 6,95 

2A 10 17 - 40 rAp 5,44 6,05 2,10 5,66 0,180 61 20,7 2,49 10,06 

2A 10 40 - 70 Go1 5,61 7,19 0,32 0,84 0,008 11 1,31 20,54 1,53 

2A 10 70 - 110 Go2 6,03 6,81 0,02 0,74 0,010 9 1,05 2,02 4,05 

2A 10 120 - 140 Gor 5,45 6,59 0,03 0,76 0,006 13 1,25 7,39 6,97 

2A 4,8 0 - 10 Ap 5,07 5,78 2,86 6,77 0,187 84 25,3 3,07 5,65 

2A 4,8 10 - 20 Ap 5,03 5,80 1,94 5,25 0,134 65 21,8 3,03 3,90 

2A 4,8 20 - 40 rAp 5,18 6,16 0,99 3,17 0,062 18 7,58 1,96 2,26 

2A 4,8 40 - 75 Go 5,12 6,23 0,03 0,33 0,008 9 0,63 0,68 2,44 

2A 4,8 75 - 90 Gor 5,56 6,79 0,06 0,91 0,012 11 1,51 9,22 10,49 

2A 4,8 90 - 120 Gor2 5,58 6,82 0,20 1,03 0,007 11 1,50 2,05 4,33 

2A 2,5 0 - 10 jAh 5,55 7,05 2,05 5,08 0,116 61 16,8 2,68 6,28 

2A 2,5 10 - 30 jAh 5,70 6,68 1,75 4,52 0,158 48 17,7 8,22 8,41 

2A 2,5 30 - 70 jC 5,59 7,21 0,07 1,62 0,011 10 1,14 6,16 3,54 

2A 2,5 90 - 110 jC 5,16 6,37 0,06 0,84 0,002 2,41 4,58 1,97 10,13 

2A 1 0 - 10 jAh 6,62 7,50 4,96 55,79 0,555 732 106 17,9 11,4 

2A 1 10 - 30 jAh 6,12 7,59 0,96 6,82 0,120 107 12,9 3,72 4,01 

2A 1 30 - 70 jC 5,88 7,24 0,07 1,64 0,013 35 1,89 2,94 2,61 

2A 1 90 - 110 jC 5,78 7,22 0,07 1,34 0,015 16 1,53 12,61 3,34 



Tab. 46: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 3A - Fallingbostel 

172 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


3A 10 0 - 10 Ap 4,33 5,21 1,25 4,78 0,161 30 30,46 6,93 12,19 

3A 10 10 - 30 Ap 4,86 5,41 1,15 4,65 0,146 26 30,68 5,21 10,75 

3A 10 30 - 65 Bv 4,91 5,61 0,37 2,33 0,083 16 5,83 7,66 10,99 

3A 10 65 - 90 BvSw 4,94 5,56 0,24 2,49 0,022 12 4,82 8,81 12,46 

3A 10 90 - 110 SdSw 4,19 5,13 0,08 6,56 0,042 26 6,69 16,04 14,07 

3A 5 0 - 10 jAh1 4,43 5,36 3,77 13,79 0,290 73 92,27 3,35 9,56 

3A 5 10 - 30 jAh2 4,19 5,87 1,03 3,21 0,098 17 17,53 1,97 2,26 

3A 5 30 - 45 jC 4,44 6,33 0,34 1,18 0,024 8 2,56 1,36 1,20 

3A 5 45 - 70 fAp 4,32 5,73 0,72 2,38 0,114 18 3,80 3,21 2,86 

3A 5 70 - 110 fBvSw 4,22 5,55 0,08 3,41 0,005 15 3,34 3,92 4,03 

3A 2,5 0 - 10 jAh1 5,78 6,97 5,15 40,27 0,763 203 185 18,01 12,03 

3A 2,5 10 - 30 jC1 5,78 7,31 0,42 2,87 0,076 17 10,9 2,04 3,86 

3A 2,5 30 - 45 jC2 5,78 7,31 0,42 2,87 0,076 17 10,9 2,04 3,86 

3A 2,5 45 - 70 fAp 5,63 7,57 0,52 2,78 0,053 15 5,88 2,72 4,29 

3A 2,5 70 - 85 fBv 5,71 7,19 0,35 2,31 0,012 17 3,60 4,48 4,24 

3A 2,5 90 - 110 Sw 5,70 7,79 0,14 3,88 0,014 19 4,83 4,80 7,40 

3A 1 0 - 10 jAh1 6,09 6,13 4,95 47,91 0,739 205 168 20,95 26,66 

3A 1 10 - 30 jBv/C1 6,01 7,25 0,19 4,28 0,045 17 6,51 14,69 11,34 

3A 1 30 - 48 jH 6,12 7,06 8,29 39,32 1,021 156 148 18,79 19,92 

3A 1 48 - 70 jC2 5,87 7,27 0,10 0,84 0,021 8 1,94 3,52 6,94 

3A 1 70 - 90 fAp 5,73 6,89 0,50 2,03 0,045 14 4,57 4,02 7,37 

3A 1 90 - 110 fSwBv 5,62 7,38 0,25 2,32 0,027 16 3,99 14,87 8,53 

3A 1 110 - >120 Sw 5,74 7,04 0,11 3,55 0,015 16 5,91 13,05 11,17


Tab. 47: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 4A - AVUS 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


4A 10 0-10 Ah 3,87 4,57 6,45 22,73 0,434 91 122 9,02 5,44 

4A 10 10-23 A(h)e 3,71 4,16 1,70 1,14 0,028 10 8,88 2,43 2,40 

4A 10 23-55 Bhv 4,27 4,31 0,45 0,66 0,014 10 1,46 3,63 2,17 

4A 10 55-90 Bv 4,34 4,66 0,07 0,66 0,014 10 1,46 3,63 2,17 

4A 10 90->130 Bvbt 4,30 4,94 0,04 0,66 0,014 10 1,46 3,63 2,17 

4A 5 0-25 jAh 5,78 6,68 1,38 25,24 1,375 120 50,9 8,40 6,58 

4A 5 25-58 ylC1 7,27 8,20 0,25 6,84 0,056 67 13,2 3,66 3,45 

4A 5 58-120 ylC2 7,33 7,95 0,32 9,31 0,064 77 37,1 6,73 3,86 

4A 5 120->150 C 6,76 7,36 0,04 1,37 0,012 11 0,92 1,98 2,16 

4A 2,2 0-10 yAh1 6,69 7,80 0,90 29,70 0,543 188 137 10,2 6,92 

4A 2,2 10-83 yAh2 7,37 8,89 0,46 33,98 0,083 65 25,3 3,83 8,08 

4A 2,2 83->110 yAh3 6,77 8,05 0,12 5,15 0,050 66 5,62 2,61 2,19 

4A 1 0-10 yAh 6,78 8,17 2,52 107,38 1,178 380 207 22,0 18,0 

4A 1 10-48 ylC1 7,27 9,03 0,35 14,08 0,389 119 38,7 8,01 4,74 

4A 1 48-72 ylC2 7,34 8,81 0,12 6,63 0,283 66 16,5 3,44 3,62 

4A 1 72-94 ylC3 7,58 8,51 0,35 28,09 0,085 142 30,5 4,33 4,25 

4A 1 94->110 ylC4 7,11 7,94 0,13 4,66 0,045 63 56,9 2,69 2,43 



Tab. 48: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 5B - Altencelle 

174 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


5B 10 0 - 10 Ah 4,74 5,48 2,21 4,38 0,137 68 22,97 2,21 4,57 

5B 10 10 - 25 rAp 4,70 5,53 1,27 3,52 0,143 70 9,91 10,41 3,36 

5B 10 25 - 48 Go1 5,29 5,95 0,45 2,78 0,019 15 3,50 2,99 4,49 

5B 10 48 - 68 fAhGo 4,91 5,97 0,52 3,76 0,004 10 2,04 0,23 1,56 

5B 10 68 - 95 Go2 4,83 6,06 0,06 0,91 0,013 8 0,73 0,08 1,76 

5B 10 95 - >110 Go3 4,68 5,75 0,04 0,64 0,004 8 0,68 0,14 1,32 

5B 6 0 - 10 Ah 4,91 5,58 2,02 11,00 0,220 70 25 9,0 4,8 

5B 6 6 - 23 rAp 4,88 5,58 1,00 3,46 0,109 67 4,81 8,17 2,19 

5B 6 23 - 40 Go1 5,30 5,99 0,44 2,78 0,019 15 3,50 2,99 4,49 

5B 6 40 - 57 Go2 5,44 6,13 0,24 2,18 0,012 9 1,43 0,21 2,70 

5B 6 57 - 90 Go3 5,63 6,30 0,10 0,91 0,013 8 0,73 0,08 1,76 

5B 6 90 - >110 Go4 5,92 6,44 0,20 0,94 0,017 12 0,64 1,73 3,11 

5B 3,5 0 - 10 jAh 6,23 6,56 2,95 13,1 0,298 74 26,37 3,86 5,10 

5B 3,5 10 - 17 jAh 6,23 6,56 2,95 13,1 0,298 74 26,37 3,86 5,10 

5B 3,5 17 - 40 jC 7,07 7,33 0,46 5,38 0,106 18 4,05 13,94 2,22 

5B 3,5 40 - 55 jAh 7,11 7,48 0,26 1,74 0,015 14 1,24 1,51 2,83 

5B 3,5 40 - 55 Orterde n.b. n.b. 0,42 1,20 0,028 14 1,02 1,66 2,75 

5B 3,5 55 - 90 Go1 6,66 7,08 0,23 1,20 0,028 14 1,02 1,66 2,75 

5B 3,5 90 - >105 Go2 6,77 7,15 0,09 1,20 0,028 14 1,02 1,66 2,75 

5B 1 0 - 10 jAh 6,49 6,87 3,29 35,0 1,000 120 90 25 15 

5B 1 10 - 40 jAh 7,28 7,80 1,39 14,17 0,307 107 82 21 12 

5B 1 40 - 60 jGo1 6,74 8,04 0,10 1,07 0,026 13 1,47 9,88 3,42 

5B 1 60 - 87 jGo2 6,56 7,82 0,29 2,21 0,009 15 3,98 1,81 6,66 

5B 1 87 - 105 fAh 6,57 7,16 0,32 1,00 0,020 n.b. n.b. n.b. n.b. 

5B 1 105 - >120 Go3 6,84 7,47 0,27 1,00 0,010 n.b. n.b. n.b. n.b. 

Tab. 49: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 6B - Gifhorn Ost 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


6B 10 0 - 20 Ap/Ah 3,14 4,04 5,68 2,54 0,139 17 14,51 1,52 1,03 

6B 10 20 - 33 Ae 3,10 4,07 2,30 0,38 0,064 11 4,85 1,37 2,88 

6B 10 33 - 53 Bsh 3,83 4,36 1,86 0,97 0,019 14 1,61 3,29 3,23 

6B 10 53 - 70 BsBv 3,97 4,62 0,54 0,48 0,003 12 0,88 1,94 1,60 

6B 10 70 - 90 Bv 4,08 4,74 0,22 0,34 0,002 9 0,81 1,20 3,55 

6B 10 90 - >115 Go 4,22 5,11 0,21 0,74 0,002 10 0,69 1,33 1,59 

6B 4 0 - 45 jAhI1 6,77 7,79 2,93 14,66 0,343 130 39,06 18,34 8,66 

6B 4 45 - 80 jAh2 6,44 7,64 2,76 8,49 0,188 92 17,49 12,78 4,25 

6B 4 80 - 105 jAh3 6,40 7,37 2,51 2,84 0,022 13 2,40 1,96 2,92 

6B 4 105 - >120 Go 6,31 7,55 0,13 0,77 0,003 9 0,58 1,64 2,28 

6B 1,5 0 - 10 jAh1 6,80 7,38 2,97 52,25 1,125 193 127,72 36,31 23,51 

6B 1,5 10 - 40 jAh1 6,73 7,85 1,61 15,91 0,271 61 53,52 13,34 6,86 

6B 1,5 40 - 47 jAh2 6,56 7,48 5,91 3,65 0,044 9 4,31 2,31 3,34 

6B 1,5 47 - 75 jAh3 6,63 7,67 0,79 2,54 0,018 11 2,53 1,88 2,97 

6B 1,5 90 - 100 jAh3 6,18 7,55 1,66 1,48 0,011 10 1,61 2,26 3,06


Tab. 50: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 7B - Gifhorn West 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


7B 10 0-10 Aeh 4,02 4,64 3,13 3,24 0,126 12 17,5 1,05 3,34 

7B 10 10-30 Aeh 3,83 4,41 3,13 3,24 0,126 12 17,5 1,05 3,34 

7B 10 30-48 Ae 3,63 4,29 0,94 1,47 0,094 10 10,2 0,65 2,51 

7B 10 48-58 Bh 3,62 4,19 3,54 0,88 0,085 8 3,79 1,00 3,26 

7B 10 58-92 Bsh 1 3,99 4,65 0,50 0,11 0,007 6 1,03 0,37 2,43 

7B 10 92-108 Bsh 2 4,20 4,74 0,55 0,28 0,001 7 1,31 0,67 3,29 

7B 10 108->123 Go 4,51 5,37 0,20 0,28 0,001 7 1,31 0,67 3,29 

7B 5 0-29 Aeh 5,20 5,73 2,98 5,21 0,209 48 21,9 2,60 3,50 

7B 5 29-48 Ae 5,29 5,82 0,33 1,47 0,094 10 10,2 0,65 2,51 

7B 5 48-64 Bh ? 4,99 5,87 0,94 1,88 0,025 12 1,82 0,59 2,94 

7B 5 64->110 Bs/Go 4,57 5,38 0,42 0,58 0,000 10 0,85 1,14 1,92 

7B 2,5 0-10 jAh 6,78 7,29 2,22 7,17 0,120 49 11,2 2,85 3,13 

7B 2,5 10-27 jAh 6,51 6,92 2,22 0,71 0,028 13 2,40 0,68 2,73 

7B 2,5 27-40 jAh2 5,23 6,29 2,88 1,83 0,030 12 2,33 1,10 3,71 

7B 2,5 40-52 Bsh 1 4,72 5,77 2,28 3,65 0,044 9 4,31 2,31 3,34 

7B 2,5 52-74 Bsh/Go 4,92 6,45 0,39 2,54 0,018 11 2,53 1,88 2,97 

7B 2,5 74->90 Go 2 5,27 6,50 0,20 0,00 0,000 13 0,61 1,13 3,50 

7B 1 0-10 jAh 7,01 7,32 2,08 12,51 0,221 80 20,8 13,7 6,84 

7B 1 10-27 jAh 6,96 7,46 2,08 6,80 0,176 68 20,2 14,3 5,35 

7B 1 27-40 jAh2 6,32 6,86 1,71 4,53 0,040 3 3,42 0,61 2,98 

7B 1 40-45 jAe 6,43 7,01 0,80 2,56 0,016 1 1,91 0,32 1,92 

7B 1 45-54 Bsh 1 6,24 6,87 2,93 3,34 0,024 4 1,95 1,07 2,96 

7B 1 54-62 Bsh 2 6,88 7,18 1,68 2,31 0,009 6 0,97 1,99 2,92 

7B 1 62-87 Go 1 5,86 7,03 0,39 1,90 0,004 7 0,59 4,57 2,22 

7B 1 87->110 Go 2 6,19 6,83 0,20 1,54 0,002 9 0,48 0,52 2,64 



Tab. 51: Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 8B - Flackenhorst 

176 

Entf. 

(m) 


pH 

(CaCl2) 

pH 

(H2O) 

Corg. 

(Gew.-%) 


8B 10 0 - 10 Go/Ah 5,22 5,80 4,25 9,31 0,192 36 5,59 3,38 13,82 

8B 10 8 - 20 Go/rAp 5,02 5,59 3,44 3,23 0,078 21 4,70 2,31 6,97 

8B 10 20 - 30 Go1 4,80 5,69 0,30 2,41 0,028 18 1,57 2,55 5,46 

8B 10 30 - 62 Go2 4,13 4,61 0,56 5,91 0,023 22 3,11 4,76 11,74 

8B 10 62 - 75 Go3 4,19 4,54 0,16 2,60 0,010 13 1,50 2,19 5,78 

8B 10 75 - 95 Gor 4,29 4,64 0,33 6,10 0,027 19 2,27 4,25 9,11 

8B 10 95 - 110 Gr1 4,97 5,58 0,17 3,87 0,010 12 1,40 2,01 4,72 

8B 10 110 - 130 Gr2 3,16 3,19 0,08 4,12 0,049 13 0,60 4,26 2,95 

8B 4,8 0-10 Ah 5,65 5,78 3,52 7,88 0,186 85 4,44 4,41 7,14 

8B 4,8 10 - 26 Go 5,77 6,63 0,17 3,73 0,022 18 1,70 11,50 9,30 

8B 4,8 26 - 66 Gor 4,53 5,20 0,07 3,00 0,025 19 1,50 10,00 6,00 

8B 4,8 66 - >86 Gr 6,59 7,07 0,05 1,48 0,011 12 0,70 1,37 2,59 

8B 2,5 0 - 10 jAh 6,42 7,01 1,93 8,40 0,188 96 27,18 11,43 9,65 

8B 2,5 10 - 55 jAh 6,52 7,01 1,55 5,21 0,159 87 22,52 4,87 8,72 

8B 2,5 55 - 85 jC 6,60 7,07 1,04 3,14 0,053 70 3,30 3,54 7,44 

8B 2,5 85 - >110 Go 6,04 6,93 0,44 13,19 0,016 16 2,42 2,15 5,29 

8B 1 0 - 10 jAh 6,53 6,96 2,05 7,00 0,213 109 31,18 4,37 8,32 

8B 1 10 - 45 jAh 6,68 7,45 0,95 4,43 0,130 89 6,04 16,75 14,68 

8B 1 45 - 110 jC 6,47 7,18 0,64 2,60 0,024 82 3,79 3,70 9,47 

8B 1 110 - 132 Go 6,39 6,92 0,62 1,34 0,017 78 3,25 23,40 22,35 

8B 1 132 - >150 Gro 6,18 6,93 0,05 1,87 0,002 11 1,24 1,35 3,64 

Tab. 52: Bestimmungsgrenzen der Schwermetalle in Wasser- und Bodenproben 

Bestimmungsgrenze 

in der Bodenlösung 

(µg/L) 

Graphitrohr- 

AAS 

Flammen- 

AAS 

Bestimmungsgrenze im 

Königswasseraufschluß 

(mg/kg TrS) 

Graphitrohr- 

AAS 

Flammen- 

AAS 

Pb 0.5 0.5 

Cd 0.1 0.01 

Cu 0.5 10 

Zn 50 20 

Ni 0.5 1 

Cr 0.5 15

Schwermetallkonzentrationen 

200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 

Pb KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

Vorsorgewert 40 mg/kg 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

Abb. 121: Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe , Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 

2A: Grünbrache Mellendorf, 3A: Grünbrache Fallingbostel, 4A: Mischwald, AVUS Hüttenweg). 


200 

180 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 


5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 


7B 1m 

Standorte 

3A 1m 

7B 2.5m 

3A 2.5m 

3A 5m 

3A 10m 


pH (CaCl2) 

Abb. 122: Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte 

(5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst). 

7B 5m 

7B 10m 

8B 1m 

207.5 

4A 1m 

8B 2.5m 

4A 2.2m 

8B 5m 

4A 5m 

8B 10m 

4A 10m 

9,0 

7,0 

5,0 

3,0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19,0 

17,0 

15,0 

13,0 

11,0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


178 


10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 

1A 5m 


1A 10m 


pH (CaCl2) 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

Abb. 123: Blei-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



10 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 


6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

3A 1m 

7B 2.5m 

3A 2.5m 

7B 5m 

3A 5m 

3A 10m 

56.9 

4A 1m 


pH (CaCl2) 

Abb. 124: Blei-Konzentrationen im Unterboden , Bundesstraßenstandorte 


7B 10m 

8B 1m 

8B 2.5m 

4A 2.2m 

8B 5m 

4A 5m 

8B 10m 

4A 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)

Schwermetallkonzentration 

1.2 

1 

0.8 

0.6 

0.4 

0.2 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


Cd KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

Vorsorgewert 0.4 mg/kg 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

Abb. 125: Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



1,2 

1 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

3A 1m 


3A 2.5m 

3A 5m 


pH (CaCl2) 

6B 10 

Standorte 

3A 10m 

4A 1m 


Abb. 126: Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte 


7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

4A 2.2m 

8B 1m 

1.38 

4A 5m 

8B 2.5m 

4A 10m 

8B 5m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

8B 10m 

pH-Wert (-) 

19,0 

17,0 

15,0 

13,0 

11,0 

9,0 

7,0 

5,0 

3,0 

pH-Wert (-)



180 

0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 



pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

Abb. 127: Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



0.05 

0.04 

0.03 

0.02 

0.01 

0 


5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

3A 1m 

3A 2.5m 

3A 5m 


pH (CaCl2) 

Standorte 

Abb. 128: Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 


7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

0.05 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


1A 5m 


1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Cu KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 129: Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

3A 10m 

107.4 

4A 1m 


pH (CaCl2) 


Abb. 130: Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte 


7B 5m 

7B 10m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)



182 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 


pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 131: Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


5B 1m 


pH (CaCl2) 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

Abb. 132: Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


25 

20 

15 

10 

5 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


Ni KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 


2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 133: Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



25 

20 

15 

10 

5 

0 


5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

36.31 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

7B 5m 

3A 10m 

4A 1m 

4A 2.2m 


pH (CaCl2) 

Abb. 134: Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte, 


7B 10m 

8B 1m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)



184 

18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 


pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 135: Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



18 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


5B 1m 


pH (CaCl2) 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

Abb. 136: Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


Cr KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 


3A 2.5m 

3A 5m 


Abb. 137: Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

5B 1m 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

7B 2.5m 

3A 10m 

4A 1m 


7B 5m 


pH (CaCl2) 

Abb. 138: Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte 


7B 10m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)



186 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

1A 1m 


1A 2.5m 


pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 139: Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


5B 1m 


pH (CaCl2) 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

Abb. 140: Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 


1A 5m 

1A 10m 

732 


2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Zn KW (mg/kg TrS) 

pH (CaCl2) 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 141: Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

5B 1m 


pH (CaCl2) 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 


3A 2.5m 

3A 5m 

3A 10m 


Abb. 142: Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte 


7B 1m 

7B 2.5m 

7B 5m 

7B 10m 

4A 1m 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)



188 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

1A 1m 

1A 2.5m 



pH (CaCl2) 

1A 5m 

1A 10m 

2A 1m 

2A 2.5m 

2A 4.8m 

2A 10m 

Standorte 

3A 1m 

Abb. 143: Zink-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 



70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 


5B 1m 


pH (CaCl2) 

5B 3.5m 

5B 6m 

5B 10m 

6B 1.5m 

6B 4m 

6B 10 

Standorte 

7B 1m 

Abb. 144: Zink-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte 


3A 2.5m 

7B 2.5m 

3A 5m 

7B 5m 

3A 10m 

7B 10m 

4A 1m 

82 

8B 1m 

4A 2.2m 

8B 2.5m 

4A 5m 

8B 5m 

4A 10m 

8B 10m 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

19.0 

17.0 

15.0 

13.0 

11.0 

9.0 

7.0 

5.0 

3.0 

pH-Wert (-) 

pH-Wert (-)


9.4 MKW-Konzentrationen der 

Bodenproben 

Tab. 53: Konzentration von Mineralölkohlenwasserstoffen 

in Bodenproben – Standort 

1A – Berkhof 

Standort Entf. (m) Tiefe MKW (mg/kg) 

1A 10 Of n.b. 

1A 10 0 - 10 < 25 

1A 10 10 - 20 n.b. 

1A 10 20 - 30 < 25 

1A 10 30 - 33 n.b. 

1A 10 33 - 45 < 25 

1A 10 45 - 60 n.b. 

1A 10 60 - 80 n.b. 

1A 10 80 - 95 n.b. 

1A 10 95 - >110 n.b. 

1A 5 0 - 10 < 25 

1A 5 10 - 25 n.b. 

1A 5 25 - 53 < 25 

1A 5 53 - 58 n.b. 

1A 5 58 - 80 < 25 

1A 5 80 - 100 n.b. 

1A 5 100 - 145 < 25 

1A 5 145 - 155 < 25 

1A 2.5 0 - 10 27.6 

1A 2.5 23 - 65 < 25 

1A 2.5 65 - 85 < 25 

1A 2.5 85 - 95 < 25 

1A 2.5 95 - 110 n.b. 

1A 2.5 110 - >135 < 25 

1A 1 0 - 10 < 25 

1A 1 23 - 35 < 25 

1A 1 35 - 52 n.b. 

1A 1 52 - 76 n.b. 

1A 1 76 - 90 < 25 

1A 1 90 - 105 n.b. 

1A 1 105 - >120 < 25 



2A – Mellendorf 


2A 10 0 - 10 31.6 

2A 10 0 - 17 n.b. 

2A 10 17 - 40 39.7 

2A 10 40 - 70 26.3 

2A 10 70 - 110 31.2 

2A 10 120 - 140 < 25 

2A 4.8 0 - 10 28.6 

2A 4.8 10 - 20 n.b. 

2A 4.8 20 - 40 27.5 

2A 4.8 40 - 75 34.1 

2A 4.8 75 - 90 40.3 

2A 4.8 90 - 120 40.3 

2A 2.5 0 - 10 31.5 

2A 2.5 10 - 30 < 25 

2A 2.5 30 - 70 < 25 

2A 2.5 90 - 110 < 25 

2A 1 0 - 10 < 25 

2A 1 10 - 30 < 25 

2A 1 30 - 70 < 25 

2A 1 90 - 110 < 25 


Vergleich von Rechenmodellen zur Beschreibung der Schwermetallverlagerung in Straßenrandböden Entwurf Schlußbericht 



3A – Fallingbostel 


3A 10 0 - 10 27.5 

3A 10 10 - 30 n.b. 

3A 10 30 - 65 < 25 

3A 10 65 - 90 45.3 

3A 10 90 - 110 61.9 

3A 5 0 - 10 < 25 

3A 5 10 - 30 n.b. 

3A 5 30 - 45 < 25 

3A 5 45 - 70 < 25 

3A 5 90 - 110 < 25 

3A 2.5 0 - 10 < 25 

3A 2.5 10 - 30 n.b. 

3A 2.5 30 - 45 < 25 

3A 2.5 45 - 70 < 25 

3A 2.5 70 - 85 < 25 

3A 2.5 90 - 110 < 25 

3A 1 0 - 10 < 25 

3A 1 10 - 30 53 

3A 1 30 - 48 39.9 

3A 1 48 - 70 n.b. 

3A 1 70 - 90 n.b. 

3A 1 90 - 110 n.b. 

3A 1 110 - >120 < 25 

190 



4A – AVUS 

Standort Entf. (m) Tiefe (cm) MKW (mg/kg) 

4A 10 0-10 < 25 

4A 10 10-23 < 25 

4A 10 23-55 < 25 

4A 10 55-90 n.b. 

4A 10 90->130 < 25 

4A 5 0-25 < 25 

4A 5 25-58 < 25 

4A 5 58-120 < 25 

4A 5 120->150 < 25 

4A 2.2 0-10 < 25 

4A 2.2 10-83 < 25 

4A 2.2 83->110 < 25 

4A 1 0-10 < 25 

4A 1 10-48 < 25 

4A 1 48-72 < 25 

4A 1 72-94 29.3 

4A 1 94->110 < 25




5B – Altencelle 


5B 10 0 - 10 < 25 

5B 10 10 - 25 n.b. 

5B 10 25 - 48 n.b. 

5B 10 48 - 68 < 25 

5B 10 68 - 95 < 25 

5B 10 95 - >110 n.b. 

5B 6 0 - 10 < 25 

5B 6 6 - 23 n.b. 

5B 6 23 - 40 < 25 

5B 6 40 - 57 n.b. 

5B 6 57 - 90 < 25 

5B 6 90 - >110 n.b. 

5B 3.5 0 - 10 < 25 

5B 3.5 10 - 17 n.b. 

5B 3.5 17 - 40 n.b. 

5B 3.5 40 - 55 < 25 

5B 3.5 40 - 55 n.b. 

5B 3.5 55 - 90 < 25 

5B 3.5 90 - >105 < 25 

5B 1 0 - 10 < 25 

5B 1 10 - 40 n.b. 

5B 1 40 - 60 < 25 

5B 1 60 - 87 n.b. 

5B 1 87 - 105 < 25 

5B 1 105 - >120 < 25 



6B – Gifhorn Ost 


6B 10 -4 - 0 n.b. 

6B 10 0 - 20 31.5 

6B 10 20 - 33 < 25 

6B 10 33 - 53 33.6 

6B 10 53 - 70 33.6 

6B 10 70 - 90 33.6 

6B 10 90 - >115 < 25 

6B 4 0 - 45 < 25 

6B 4 45 - 80 31.4 

6B 4 80 - 105 < 25 

6B 4 105 - >120 < 25 

6B 1.5 0 - 10 < 25 

6B 1.5 10 - 40 27.5 

6B 1.5 40 - 47 n.b. 

6B 1.5 47 - 75 < 25 

6B 1.5 90 - 100 < 25 





7B – Gifhorn West 

Standort Entf. (m) Tiefe (cm) MKW (mg/kg) 

7B 10 0-10 < 25 

7B 10 10-30 < 25 

7B 10 30-48 < 25 

7B 10 48-58 < 25 

7B 10 58-92 n.b. 

7B 10 92-108 n.b. 

7B 10 108->123 n.b. 

7B 5 0-29 < 25 

7B 5 29-48 < 25 

7B 5 48-64 34.6 

7B 5 64->110 < 25 

7B 2.5 0-10 < 25 

7B 2.5 10-27 < 25 

7B 2.5 27-40 < 25 

7B 2.5 40-52 < 25 

7B 2.5 52-74 n.b. 

7B 2.5 74->90 n.b. 

7B 1 0-10 < 25 

7B 1 10-27 < 25 

7B 1 27-40 < 25 

7B 1 40-45 n.b. 

7B 1 45-54 < 25 

7B 1 54-62 < 25 

7B 1 62-87 n.b. 

7B 1 87->110 < 25 

192 



8B – Flackenhorst 


8B 10 0 - 10 < 25 

8B 10 8 - 20 n.b. 

8B 10 20 - 30 n.b. 

8B 10 30 - 62 < 25 

8B 10 62 - 75 n.b. 

8B 10 75 - 95 < 25 

8B 10 95 - 110 n.b. 

8B 10 110 - 130 < 25 

8B 4.8 0 - 10 < 25 

8B 4.8 10 - 26 < 25 

8B 4.8 26 - 66 n.b. 

8B 4.8 66 - >86 < 25 

8B 2.5 0 - 10 < 25 

8B 2.5 10 - 55 n.b. 

8B 2.5 55 - 85 < 25 

8B 2.5 85 - >110 < 25 

8B 1 0 - 10 < 25 

8B 1 10 - 45 < 25 

8B 1 45 - 110 < 25 

8B 1 110 - 132 < 25 

8B 1 132 - >150 < 25 

9.5 Ergebnisse 

Adsorptionsisothermen und 

HMET 

(nächste Seiten)


Tab. 61: Parameter der angepaßten Freundlich-Sorptionsisothermen für alle Schwermetalle 

Standort 

Entf. (m) 

Tiefe (cm) 


Horizont 

Cd k (L/g) 

Cd M (-) 

Cd r² Regression 

Zn k (L/g) 

3A 1 0-18 jAh 0.097 0.554 1.000 11.98 0.247 0.974 43.72 0.079 0.972 0.446 0.468 0.990 16.18 

3A 1 18-40 jBv/Sw 0.051 0.461 0.984 3.100 0.239 0.857 4.763 0.203 0.922 0.208 0.421 0.991 1.301 

3A 1 40-45 jH / Sd 0.834 0.320 0.823 17.135 0.296 0.966 3.371 0.441 0.980 0.399 0.682 0.989 0.196 

3A 1 45-72 jC2 0.031 0.490 0.991 0.809 0.335 0.887 3.156 0.268 1.000 0.147 0.431 0.974 0.619 

3A 1 72-75 fAp 0.063 0.498 0.980 2.100 0.318 0.916 6.995 0.195 0.718 0.233 0.446 1.000 0.721 

3A 1 75-93 fSwBv 0.062 0.463 0.998 3.004 0.265 0.893 5.546 0.201 0.772 0.241 0.410 0.997 3.592 

3A 1 93 - >105 Sw 0.067 0.436 0.997 2.875 0.276 0.921 4.340 0.251 0.919 0.391 0.355 0.985 0.699 

3A 10 0-25 Ap 0.009 0.694 0.997 0.330 0.438 0.985 7.449 0.220 0.982 0.032 0.619 0.999 0.974 

3A 10 25-44 Bv 0.017 0.558 0.998 0.308 0.444 0.869 4.723 0.212 0.846 0.054 0.522 0.998 0.475 

3A 10 44-70 BvSw1 0.026 0.468 0.998 1.058 0.286 0.872 2.155 0.292 1.000 0.077 0.461 0.988 0.118 

3A 10 70 - >105 BvSw2 0.015 0.499 0.994 0.640 0.334 0.877 3.241 0.215 0.960 0.060 0.481 0.988 0.607 

3A 50 0-30 Ap 0.047 0.449 0.943 0.048 0.622 0.952 5.245 0.241 0.545 0.030 0.606 0.999 0.404 

3A 50 30-60 BvSw1 0.011 0.491 0.929 0.156 0.481 0.968 2.075 0.286 0.958 0.035 0.497 0.978 0.216 

3A 50 60- >90 BvSw2 0.005 0.584 0.922 0.032 0.584 0.920 1.706 0.279 0.907 0.006 0.680 0.986 0.180 

1A 1 0-10 jAh 0.120 0.501 0.997 0.874 0.499 0.940 6.849 0.238 0.740 0.229 0.534 0.998 0.958 

1A 1 22-45 jBv 0.059 0.503 0.977 0.780 0.439 0.906 3.008 0.254 0.734 0.177 0.479 0.984 0.385 

1A 1 77-91 fAh 0.090 0.496 0.992 0.125 0.662 0.942 5.277 0.266 1.000 0.117 0.569 1.000 0.335 

1A 1 91-109 fBsh 0.049 0.494 0.971 0.178 0.559 0.827 1.868 0.331 0.929 0.102 0.513 0.979 0.302 

1A 1 108 - >122 fBs/Cv 0.034 0.446 0.975 0.431 0.402 0.806 1.962 0.291 0.942 0.059 0.505 0.992 0.324 

1A 10 0-14 Ah (Ae/Bh) 0.005 0.808 0.966 0.000 1.199 0.992 1.549 0.392 0.736 0.005 0.834 0.999 0.074 

1A 10 14-17 Bh n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 17-20 Bv (jBv?) n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 20-42 Bhs 0.008 0.613 1.000 0.008 0.700 0.996 0.296 0.535 0.998 0.016 0.576 0.963 0.200 

1A 10 42-70 Bh1 0.006 0.494 0.703 0.094 0.399 0.941 0.540 0.369 0.978 0.015 0.479 0.850 0.054 

1A 10 70- >85 Bh2 0.008 0.462 0.711 0.016 0.572 0.926 0.424 0.389 0.970 0.008 0.568 0.861 0.052 

1A 50 0-11 Aeh 0.001 0.980 0.963 0.000 1.192 0.897 0.044 0.979 0.991 0.003 0.864 0.986 0.101 

1A 50 11-17 Bh1 0.007 0.797 0.998 0.001 0.924 0.860 0.472 0.620 0.944 0.008 0.792 0.997 0.189 

1A 50 17-35 Bsh1 0.006 0.621 1.000 0.006 0.755 0.992 0.792 0.373 0.936 0.011 0.600 0.968 0.080 

1A 50 35-55 Bsh2 0.010 0.478 0.837 0.062 0.463 0.975 0.502 0.409 0.993 0.013 0.525 0.910 0.054 

1A 50 55-83 Bh2 0.001 0.766 0.961 0.005 0.663 0.952 0.362 0.415 0.996 0.005 0.609 0.889 0.041 

1A 50 83- >100 rGo 0.000 0.783 0.967 0.005 0.675 0.977 0.845 0.308 0.968 0.005 0.593 0.874 0.049 

2A 1 0-25 jAh 0.101 0.497 0.999 1.925 0.382 0.972 8.495 0.177 0.947 0.253 0.484 0.993 0.499 

2A 1 25-60 jC 0.024 0.459 0.993 1.165 0.256 0.982 1.041 0.322 0.995 0.077 0.442 1.000 0.352 

2A 1 60- >100 jC 0.023 0.463 0.999 0.362 0.396 0.904 0.504 0.411 0.955 0.052 0.482 0.999 0.320 

2A 4.8 0-24 Ap 0.028 0.555 0.996 0.181 0.526 0.943 1.403 0.434 0.993 0.098 0.506 0.993 0.324 

2A 4.8 24-48 rAp 0.006 0.620 0.995 0.003 0.835 0.970 0.617 0.397 0.998 0.009 0.661 0.992 0.128 

2A 4.8 48-76 Go 0.002 0.735 0.978 0.003 0.816 1.000 0.443 0.386 1.000 0.003 0.752 0.992 0.263 

2A 4.8 76- >101 Gor 0.005 0.654 0.998 0.003 0.849 0.986 0.744 0.362 1.000 0.017 0.627 0.994 0.326 

Zn M (-) 

Zn r² Regression 

Pb k (L/g) 

Pb M (-) 

Pb r² Regression 

Ni k (L/g) 

Ni M (-) 

Ni r² Regression 

Cu k (L/g)


Tab. 62: Ergebnisse der Modellberechnungen für Cadmium 

Cadmium 

SISIM: Feldmessungen: HMET: 

Jahre bis zum 

Erreichen der 10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. 

10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. HMET max. 10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. 

maximale max. 

GrundwasGrundwasGrundwas- Cd 90-Perzentil in GrundwasGrundwasGrundwasLösungskonGrundwasGrundwasGrundwas- Lösungskonz. in Lösungskonz. in sereintragsereintragsereintrag Bodenlösung untere sereintragsereintragsereintragzentration in 200 cm sereintragsereintragsereintrag Profil 2 m Tiefe (mg/L) 2 m Tiefe (mg/m²*10J) (mg/m²*100J) (mg/m²*500J) Saugkerzen (mg/L) (mg/m²*10J) (mg/m²*100J) (mg/m²*500J) Tiefe (mg/L) (mg/m²*10J) (mg/m²*100J) (mg/m²*500J) 

1A 1m 0.00074 64 19.4 304 304 0.00037 7.72 77 386 0.0017 22.6 698 4017 

1A 10m 0.019 320 2.06 37.5 815 0.01135 10.2 102 508 0.0167 15.0 103 361 

1A 50m 0.042 400 2.52 37.4 1500 0.00114 0.72 7.22 36.1 0.060 54.8 126 384 

2A 1m 0.00092 64 0.842 251 251 0.00054 14.8 148 739 0.0025 68.3 813 4133 

2A 5m 0.0011 380 0.019 0.761 90 0.00021 0.47 4.67 23.4 0.0060 2.0 78 410 

3A 1m 0.0025 70 1.93 529 529 0.00020 3.93 39.3 197 0.00014 4.7 651 3969 

3A 10m 0.0077 585 0 0 41.4 0.00034 0.63 6.32 31.6 0.0014 4.3 64 324 

3A 50m 0.0104 115 9.35 190 801 n.b. 1.5 15 75 0.018 45.4 113 373 

Tab. 63: Ergebnisse der Modellberechnungen für Kupfer 

Kupfer 

SISIM: Feldmessungen: HMET: 

Jahre bis zum 

Erreichen der 10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. 

10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. HMET max. 10 J. kum. 100 J. kum. 500 J. kum. 

maximale max. 

GrundwasGrundwasGrundwas- Cu 90-Perzentil in GrundwasGrundwasGrundwasLösungskonGrundwasGrundwasGrundwas- Lösungskonz. in Lösungskonz. in sereintragsereintragsereintrag Bodenlösung untere sereintragsereintragsereintragzentration in 200 cm sereintragsereintragsereintrag Profil 2 m Tiefe (mg/L) 2 m Tiefe (mg/m²*10J) (mg/m²) (mg/m²*500J) Saugkerzen (mg/L) (mg/m²*10J) (mg/m²*100J) (mg/m²*500J) Tiefe (mg/L) (mg/m²*10J) (mg/m²*100J) (mg/m²*500J) 

1A 1m 0.0091 125 21.5 1260 1260 0.0188 329 3287 16436 0.00033 16 20456 149725 

1A 10m 0.0032 2600 0.15 1.88 15.8 0.2266 119 1186 5931 0.0026 3.5 35 3010 

1A 50m 0.0050 3250 0.347 4.12 28.2 0.0102 7.10 70.97 355 0.0022 3.0 30 3015 

2A 1m 0.011 134 1.57 930 930 0.0554 1518 15184 75920 0.069 141 27137 156436 

2A 5m 0.0037 1250 0.245 4.12 101 0.0166 44.0 440 2201 0.0019 7.6 76 3845 

3A 1m 0.0800 145 14.9 4270 4270 0.0061 184 1839 9194 0.0038 176 19267 148578 

3A 10m 0.019 2270 0 0 0 0.0049 11.1 111 553 0.0014 4.2 42.3 1112 

3A 50m 0.012 1270 0.0254 0.835 137 n.b. 12 120 600 0.0090 26.9 269 3440 

194


Tab. 64: Vergleich der gemessenen und berechneten Cd-Konzentrationen in der Bodenlösung 

Standort 

Entf. (m) 

Tiefe (cm) 

Horizont 

C Cd berechnet mit Freundlich- 

Koeffizienten 

Springob/Böttcher 1998 (µg/L) 

C Cd berechnet mit eigenen 

Freundlich-Koeffizienten 

(µg//L) 


Cd BSE (µg/L)) 

C Cd berechnet aus pH-, Corgund 

tongehaltsabhängigem Kd- 

Wert aus SISIM (µg/L) 

3A 1 0-18 jAh 0.28 5.61 3.03 6.47 

3A 1 18-40 jBv/Sw 0.07 0.11 0.33 0.53 

3A 1 40-45 jH / Sd 0.19 0.11 0.09 7.75 

3A 1 45-72 jC2 0.03 0.07 0.06 0.17 0.06 

3A 1 72-75 fAp 0.04 0.10 0.01 0.54 

3A 1 75-93 fSwBv 0.05 0.08 0.08 0.53 

3A 1 93 - >105 Sw 0.04 0.04 0.05 0.41 0.08 

3A 10 0-25 Ap 1.53 16.23 16.07 14.46 

3A 10 25-44 Bv 0.23 1.30 1.37 2.02 

3A 10 44-70 BvSw1 0.22 0.93 0.14 1.26 0.19 

3A 10 70 - >105 BvSw2 0.18 1.58 0.14 0.81 0.21 

3A 50 0-30 Ap 1.34 2.16 7.09 12.56 

3A 50 30-60 BvSw1 0.97 6.80 6.35 5.61 

3A 50 60- >90 BvSw2 2.27 17.43 6.58 7.02 

1A 1 0-10 jAh 0.10 0.28 0.18 2.03 

1A 1 22-45 jBv 0.06 0.17 0.30 0.31 0.21 

1A 1 77-91 fAh 0.05 0.21 0.21 0.87 

1A 1 91-109 fBsh 0.12 0.26 0.16 0.77 

1A 1 108 - >122 fBs/Cv 0.19 0.55 0.16 0.88 0.16 

1A 10 0-14 Ah (Ae/Bh) 2.61 16.90 15.22 43.95 

1A 10 14-17 Bh n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 17-20 Bv (jBv?) n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 20-42 Bhs 1.89 12.64 4.21 11.26 

1A 10 42-70 Bh1 3.13 23.78 0.79 6.37 3.36 

1A 10 70- >85 Bh2 2.54 12.00 0.87 5.25 7.25 

1A 50 0-11 Aeh 7.41 45.00 41.94 67.21 

1A 50 11-17 Bh1 5.75 16.12 21.63 88.58 

1A 50 17-35 Bsh1 1.14 8.24 3.44 6.23 

1A 50 35-55 Bsh2 1.46 5.92 2.27 5.64 0.23 

1A 50 55-83 Bh2 2.31 110.00 3.79 4.72 

1A 50 83- >100 rGo 2.17 120.27 3.26 4.35 0.52 

2A 1 0-25 jAh 0.13 0.34 1.12 1.61 

2A 1 25-60 jC 0.36 1.26 8.85 0.73 0.71 

2A 1 60- >100 jC 0.40 2.54 0.89 1.00 0.31 

2A 4.8 0-24 Ap 0.12 0.54 4.85 1.67 

2A 4.8 24-48 rAp 1.17 20.95 5.75 2.17 

2A 4.8 48-76 Go 0.04 1.28 0.43 0.11 0.14 

2A 4.8 76- >101 Gor 0.05 0.47 0.33 0.18 0.12 

C Cd MW Feldmessungen 

(µg/L)


Tab. 65: Vergleich der gemessenen und berechneten Cu-Konzentrationen in der Bodenlösung 

Standort 

Entf. (m) 

Tiefe (cm) 

Horizont 

C Cu berechnet mit eigenen 

Freundlich-Koeffizienten 

(µg//L) 

Cu BSE (µg/L)) 

196 

C Cu berechnet aus pH-, Corgund 

tongehaltsabhängigem Kd- 

Wert aus SISIM (µg/L) 

C Cu MW Feldmessungen 

(µg/L) 

3A 1 0-18 jAh 19.9 20.0 314.6 

3A 1 18-40 jBv/Sw 1.69 2.09 16.6 

3A 1 40-45 jH / Sd 6.73 4.68 179.7 

3A 1 45-72 jC2 0.62 1.05 7.07 11.9 

3A 1 72-75 fAp 3.75 0.77 16.3 

3A 1 75-93 fSwBv 3.39 0.86 57.5 

3A 1 93 - >105 Sw 1.13 2.91 8.78 3.91 

3A 10 0-25 Ap 8.47 9.29 38.6 

3A 10 25-44 Bv 2.93 5.94 9.52 

3A 10 44-70 BvSw1 9.75 2.50 4.74 17.0 

3A 10 70 - >105 BvSw2 1.41 2.91 7.69 3.68 

3A 50 0-30 Ap 9.40 13.5 20.7 

3A 50 30-60 BvSw1 8.81 5.29 9.14 

3A 50 60- >90 BvSw2 9.04 10.91 8.35 

1A 1 0-10 jAh 3.82 25.4 26.5 

1A 1 22-45 jBv 0.91 6.27 6.55 30.80 

1A 1 77-91 fAh 2.41 3.87 8.94 

1A 1 91-109 fBsh 0.61 13.9 3.12 

1A 1 108 - >122 fBs/Cv 0.33 11.5 2.42 6.99 

1A 10 0-14 Ah (Ae/Bh) 6.20 7.85 16.1 

1A 10 14-17 Bh n.b. n.b. n.b. 

1A 10 17-20 Bv (jBv?) n.b. n.b. n.b. 

1A 10 20-42 Bhs 2.67 2.54 7.01 

1A 10 42-70 Bh1 8.28 3.66 3.06 15.1 

1A 10 70- >85 Bh2 2.56 105.8 1.54 84.7 

1A 50 0-11 Aeh 5.57 7.96 33.3 

1A 50 11-17 Bh1 0.81 4.78 13.3 

1A 50 17-35 Bsh1 4.68 2.97 3.83 

1A 50 35-55 Bsh2 2.04 4.57 1.62 4.12 

1A 50 55-83 Bh2 2.13 80.6 1.14 

1A 50 83- >100 rGo 2.71 129.5 1.52 5.07 

2A 1 0-25 jAh 8.84 14.08 21.85 

2A 1 25-60 jC 2.06 12.63 6.28 69.69 

2A 1 60- >100 jC 2.99 7.33 6.67 32.31 

2A 4.8 0-24 Ap 3.87 42.6 8.48 

2A 4.8 24-48 rAp 2.46 1.10 2.43 

2A 4.8 48-76 Go 2.07 0.96 4.40 11.9 

2A 4.8 76- >101 Gor 1.92 2.33 5.24 11.2


Tab. 66: Kd-Werte und Schwermetallgehalte im Königswasserextrakt für alle Bodenproben 

Standort Entf. (m) Tiefe (cm) Horizont Cd Kd (L/kg) Cu Kd (L/kg) 

Cd aqua Cu aqua 

regia (mg/kg) regia (mg/kg) 

3A 1 0-18 jAh 119.1 261.0 0.627 66.76 

3A 1 18-40 jBv/Sw 107.6 284.5 0.046 3.84 

3A 1 40-45 jH / Sd 161.9 269.1 1.021 39.32 

3A 1 45-72 jC2 147.0 221.1 0.021 1.27 

3A 1 72-75 fAp 111.0 262.2 0.049 3.48 

3A 1 75-93 fSwBv 109.1 260.4 0.047 12.17 

3A 1 93 - >105 Sw 120.1 259.0 0.041 1.85 

3A 10 0-25 Ap 13.5 176.3 0.161 5.54 

3A 10 25-44 Bv 29.8 243.3 0.049 1.88 

3A 10 44-70 BvSw1 61.9 260.9 0.063 1.01 

3A 10 70 - >105 BvSw2 69.0 270.9 0.046 1.69 

3A 50 0-30 Ap 16.0 192.8 0.166 3.25 

3A 50 30-60 BvSw1 15.8 195.2 0.073 1.45 

3A 50 60- >90 BvSw2 11.7 161.9 0.068 1.10 

1A 1 0-10 jAh 96.7 232.8 0.160 5.02 

1A 1 22-45 jBv 243.7 171.5 0.062 0.91 

1A 1 77-91 fAh 147.7 215.8 0.105 1.57 

1A 1 91-109 fBsh 102.1 225.3 0.064 0.57 

1A 1 108 - >122 fBs/Cv 91.6 240.9 0.065 0.47 

1A 10 0-14 Ah (Ae/Bh) 3.3 60.7 0.128 0.80 

1A 10 14-17 Bh n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 17-20 Bv (jBv?) n.b. n.b. n.b. n.b. 

1A 10 20-42 Bhs 10.0 138.8 0.094 0.79 

1A 10 42-70 Bh1 14.4 168.4 0.076 0.42 

1A 10 70- >85 Bh2 14.0 165.7 0.061 0.21 

1A 50 0-11 Aeh 1.8 30.7 0.110 0.84 

1A 50 11-17 Bh1 2.1 37.7 0.168 0.41 

1A 50 17-35 Bsh1 11.5 153.0 0.060 0.48 

1A 50 35-55 Bsh2 12.2 155.8 0.057 0.20 

1A 50 55-83 Bh2 14.8 170.3 0.058 0.16 

1A 50 83- >100 rGo 13.9 165.7 0.050 0.20 

2A 1 0-25 jAh 112.4 238.6 0.147 4.24 

2A 1 25-60 jC 110.5 229.6 0.066 1.17 

2A 1 60- >100 jC 108.1 232.8 0.088 1.26 

2A 4.8 0-24 Ap 35.9 236.6 0.049 1.63 

2A 4.8 24-48 rAp 52.3 245.8 0.092 0.48 

2A 4.8 48-76 Go 59.6 240.1 0.005 0.86 

2A 4.8 76- >101 Gor 56.7 248.1 0.008 1.06 



9.5.1 Gemessene Adsorptionsisothermen 


100 

10 

1 

0.1 

0.01 

Sorptionsisothermen Blei 

0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 145: Gemessene Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben 


1000 

100 

10 

1 

0.1 

Sorptionsisothermen Zink 

1 10 100 1000 10000 100000 1000000 


Abb. 146: Gemessene Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben 

198 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - 

>105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - 

>122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101


100 

10 

1 

0.1 

0.01 


Sorptionsisothermen Nickel 

1 10 100 1000 10000 100000 


Abb. 147: Gemessene Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 



9.5.2 Korrigierte und angepaßte Adsorptionsisothermen 


100 

10 

1 

0.1 


0.1 1 10 100 


1000 10000 100000 

Abb. 148: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben 


100 

10 

1 

0.1 


0.1 1 10 100 


1000 10000 100000 

200 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

Abb. 149: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben


100 

10 

1 

0.1 



0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 150: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben 


100 

10 

1 

0.1 


0.1 1 10 100 1000 10000 


Abb. 151: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 




1000 

100 

10 

1 


1 10 100 1000 


10000 100000 1000000 

Abb. 152: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben 


1000 

100 

10 

1 


1 10 100 1000 


10000 100000 1000000 

Abb. 153: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben 

202 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101


100 

10 

1 

0.1 



1 10 100 1000 10000 100000 


Abb. 154: Korrigierte Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben 


100 

10 

1 

0.1 


1 10 100 1000 10000 100000 


3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101 

Abb. 155: Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben 

3A / 1 / 0-18 

3A / 1 / 18-40 

3A / 1 / 40-45 

3A / 1 / 45-72 

3A / 1 / 72-75 

3A / 1 / 75-93 

3A / 1 / 93 - >105 

3A / 10 / 0-25 

3A / 10 / 25-44 

3A / 10 / 44-70 

3A / 10 / 70 - >105 

3A / 50 / 0-30 

3A / 50 / 30-60 

3A / 50 / 60- >90 

1A / 1 / 0-10 

1A / 1 / 22-45 

1A / 1 / 77-91 

1A / 1 / 91-109 

1A / 1 / 108 - >122 

1A / 10 / 0-14 

1A / 10 / 20-42 

1A / 10 / 42-70 

1A / 10 / 70- >85 

1A / 50 / 0-11 

1A / 50 / 11-17 

1A / 50 / 17-35 

1A / 50 / 35-55 

1A / 50 / 55-83 

1A / 50 / 83- >100 

2A / 1 / 0-25 

2A / 1 / 25-60 

2A / 1 / 60- >100 

2A / 4.8 / 0-24 

2A / 4.8 / 24-48 

2A / 4.8 / 48-76 

2A / 4.8 / 76- >101

Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter Schwermetalle ...

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