Titel

Teilprojekt 8 - Schadstoffbelastung durch Niederschlag

Förderkennzeichen	02-WA9326/8 Teilprojekt II/8
Finanzierung	Bundesministerium für Bildung und Forschung
Bearbeitungszeitraum	1993 - 1997
Projektleitung	Prof. Dr.-Ing. habil. Klaus Lützner
Projektbearbeitung	Dipl.-Ing. Volker Gebhard Dipl.-Chem. S. Rennert Dipl.-Ing. Burkhard Huth
Kooperationspartner	Universität Bayreuth - Lehrstuhl für Hydrologie Universität Karlsruhe - Institut für Siedlungswasserwirtschaft

Teil A - Schadstoffeintrag durch atmosphärische Staubdeposition

Hintergrund

Infolge der erfolgreich betriebenen Verringerung der, Gewässerbelastung, die von sauerstoffzehrenden und Nährstoffen ausgeht, ist die relative Bedeutung der Gewässerverschmutzung mit organischen und mineralischen Spurenstoffen gestiegen. Nach Festlegung der Internationalen Union für Reine und Angewandte Chemie handelt es sich hierbei um Stoffe, die in einer geringeren Konzentration als 0,01 % vorkommen (FIEDLER/RÖSLER, 1987). Inhalt der vorliegenden Arbeit ist die Betrachtung des atmosphärischen Eintrages von mineralischen Spurenstoffen am Beispiel der Schwermetalle Cu, Pb, Cd, Fe, Zn und Ni in ein stark belastetes Einzugsgebiet. Die Belastung der Atmosphäre mit Spurenstoffen lässt sich auf natürliche und anthropogene Ursachen zurückführen (vgl. Tabelle 1).

Unter den natürlichen Ursachen für den Schwermetalleintrag in die Atmosphäre und Transport sind Eruptionen und Brände sowie Windabtrag mit nachfolgenden Umwandlungsprozessen bedeutsam. Global betrachtet überwiegt bei den Elementen Al, Fe, Mn und Co der natürliche Eintrag gegenüber dem anthropogenen, während bei Cr, V und Ni beide Eintragsarten in der gleichen Größenordnung liegen. Dagegen überwiegen die anthropogenen Emissionen bei Sn, Cu, Cd, Zn-, As, Ag, Hg und Pb, verursacht durch Industrie, Verkehr und Siedlungstätigkeit (FIEDLER/RÖSLER, 1987).

Wirkende Prozesse in der Atmosphäre

Beim Freisetzen erfolgt der Eintrag in die Atmosphäre in fester oder gasförmiger Phase, wobei sich aus den Partikeln der festen Phase Aerosole bilden. Diese können durch turbulente Diffusion bis in die Troposphäre vertikal verfrachtet werden. In die Stratosphäre gelangen sie jedoch wegen des bestehenden Temperaturgefälles nur langsam. Sulfat- und schwermetallhaltige Aerosole können nach FIEDLER/RÖSLER bis zu einer Woche in der Atmosphäre verbleiben und bis zu 1000 km transportiert werden. Demnach unterliegt ein Anteil von 10-50 % der Elementmenge dem Ferntransport. Bei Aerosolen, die durch den natürlichen radioaktiven Tracer Pb 210 markiert waren, wurde die Aufenthaltsdauer in der unteren Troposphäre mit vier bis zehn Tagen bestimmt. Mit zunehmender Höhe nimmt sie kontinuierlich zu, so dass ein kleiner Anteil der Aerosole in höheren Atmosphärenschichten bis zu zwei Monaten verbleiben kann (REHFELD 1994).

Parallel zum Transportprozess verläuft der Kondensationsprozess, wobei Wassertröpfchen an festen Kernen kondensieren. Während hierbei der Hauptanteil der Schadstoffe aufgenommen wird (ZIERATH 1981), kann in Abhängigkeit von der Teilchendichte die Anlagerung und Inkorporation von Stoffen in Wolkentröpfchen ("rain out") einen ähnlich hohen Anteil ausmachen (GEORGIJ 1965). Auch kolloiddisperse Aerosole sind in der Lage, Spuren anderer (Schad)stoffe an ihre Oberfläche anzulagern (FIEDLER/RÖSLER). Bei feinem Regen in stark verschmutzten Gebieten erlangt auch der wash-out-Prozess Bedeutung, d. h. die Auswaschung in der Atmosphäre befindlicher Schadstoffe.

Bei der atmosphärischen Deposition werden zwei Arten unterschieden: Die nasse Deposition umfasst die Inhaltsstoffe des Niederschlagswassers (Regen, Schnee, Tau, Nebel), die durch rain-out und wash-out aus der Atmosphäre entfernt werden. Demgegenüber betrifft die trockene Deposition sowohl Sedimentationsstäube, die durch Gravitation aus der Atmosphäre an die Erdoberfläche gelangen als auch Gase und Aerosole, die durch Absorption und Adsorption an trockenen oder feuchten bzw. flüssigen Oberflächen abgelagert werden.

Die trockene Deposition, abhängig von der Effektivität des Stoffaustausches zwischen der bodennahen atmosphärischen Grenzschicht und der Erdoberfläche, wird von deren Beschaffenheit beeinflusst. Die Partikelgröße und -verteilung bestimmen bei Aerosolen die Depositionsgeschwindigkeit, d.i. das Verhältnis aus Schadstofffluss und Konzentration. Bei. Sulfat-Aerosolen (Teilchengröße 0,1-1pm) beträgt die Depositionsgeschwindigkeit beispielsweise 0,1 cm/s (UBA 1985). Die Depositionsgeschwindigkeit unterliegt wechselnden atmosphärischen Einflüssen, daher sollte hier nicht mit Mittelwerten gearbeitet werden.

Vorstellung des Einzugsgebietes

Unter den Einflussfaktoren auf die Verschmutzung an einem gegebenen Ort ist zu unterscheiden zwischen solchen, die kurzzeitigen Veränderungen unterliegen (Strahlung und Temperaturschichtung sowie Wind- und Niederschlagsfelder als räumlich-zeitlich veränderliche meteorologische Einflussgrößen, physikalische Prozesse und chemische Reaktionen während des Schadstofftransports), und solchen, die langfristig bestehen bleiben. Letztere Faktoren, wozu die räumliche Lage zur Emissionsquelle sowie orographische und klimatische Bedingungen zählen, sind bestimmend bei der Auswahl eines Untersuchungsgebiets.

Ein Ziel der Untersuchungen bestand darin, die Niederschlagsbelastung an einem durch lokale Einflüsse extrem belasteten Ort eines ostdeutschen Ballungsgebietes zu untersuchen. Daher wurde als Untersuchungsgebiet ein Teil der Inneren Neustadt in Dresden ausgewählt. Kennzeichnend für die Hintergrundbelastung ist die Lage in jeweils 50 - 150 km Entfernung zu den Industriegebieten um Freiberg-Chemnitz-Zwickau im Westen, Halle-Leipzig-Bitterfeld im Nordwesten, dem Lausitzer Revier im Nordosten und dem Nordböhmischen Industriegebiet im Südwesten. Aufgrund ihrer orografischen Situation wird die Stadt relativ gut durchlüftet. Im Jahresmittel vorherrschend sind westliche Winde, außerdem wird durch das Elbtal SSO-Wind aus dem Böhmischen Becken herangeführt. Mit diesem Luftaustausch ist zugleich ein Antransport von Schadstoffen verbunden.

Bei Vorherrschen austauscharmer Wetterlagen steigt die Staubbelastung der Luft. Als Hauptverursacher sind Emittenten im Stadtgebiet und den benachbarten Standorten Freital, Coswig/Radebeul und Pirna/Heidenau, zu vermuten: Kraftwerke und Industriebetriebe (Pharmazeutische und chemische Industrie, Maschinenbau, Stahlwerk), Kraftfahrzeuge des lokalen und. überregionalen Verkehrs und (während der Heizperiode) Hausbrand. Das intensive Baugeschehen in und um Dresden trägt ebenfalls spürbar zur Staubbelastung bei. Bei Messungen der Staubkonzentration in der Dresdner Südvorstadt wurden Spitzenbelastungen zwischen 80 und 100 µg/m³ bei einer Hintergrundbelastung von rund 60 µg/m³ ermittelt (Umweltbericht 1993 der Stadt Dresden). Am Neustädter Bahnhof (500 m von der Messstelle entfernt) im Jahresmittel mit 0,3 g/(m²•d) gemessene Staubniederschläge unterschreiten nur geringfügig den Grenzwert der TA Luft (0,35 g/(m²•d)).

Prognostiziert werden Verringerungen bei Kraftwerks- und Heizungsemissionen infolge von Umrüstungen. So soll laut Umweltbericht 1994 des Freistaates Sachsen ab 1995 die Reduzierung der Staubemissionen der innerstädtischen Heizkraftwerke Dresden-Mitte und Nossener Brücke 98 % betragen. Dagegen wird eine absolute Zunahme der Verkehrsemissionen erwartet, welche sämtliche Verbesserungen aufwiegen wird. Angesichts der Reduktion auf anderen Gebieten wird der Anteil der verkehrsbedingten Emissionen auch relativ steigen.

Das ausgewählte Untersuchungsgebiet repräsentiert diese spezifische Belastungssituation. Belastungen entstehen im Winter durch Hausbrand sowie Immissionen aus innerstädtischen Heizwerken, während im Sommer Stoffeinträge aus dem Straßenverkehr die Hauptbelastung sind. Für die Große Meißner Straße (beide Fahrtrichtungen) wird 1992 eine Belegung von 70.000 Kfz/d angegeben (zitiert in NOBIS, 1993). Auf den übrigen Straßen herrscht Anliegerverkehr. Die Bebauung ist teilweise offen (Repräsentationsbauten Japanisches Palais, Hotel Bellevue), teilweise geschlossen (Wohnbauten Große Meißner Straße, Hauptstraße, Rähnitzgasse), wobei Alt- und Neu(Platten-)bauten gemischt vorkommen. Die abflusswirksame Fläche im Untersuchungsgebiet beträgt 3,78 ha (LÜTZNER et al. 1993). Die Form der Bedachung (Spitzdach 14 %, Flachdach 16 % der abflusswirksamen Fläche) und die Materialien (Dachpappe, Kupfer- Kies- und Ziegeldach) sind unterschiedlich. Ebenso variieren die Arten des Straßenbelages (Pflaster mit und ohne Fugenverguss, Asphalt, Sand- und Kieswege).

Zusammenfassung

Die atmosphärischen Schwermetalleinträge am Standort liegen nicht über den anderenorts festgestellten Durchschnittswerten. Die Belastung ist gegenwärtig zwischen ländlichen und Ballungsgebieten einzuordnen. Für alle Elemente außer. Cd und Pb wurde eine sinkende, aber uneinheitliche Tendenz in der Gesamtbelastung festgestellt. Es treten weiterhin kurzzeitige Schwankungen auf. Bei der Bestimmung der frachtgemittelten Schwermetallkonzentrationen des Regenwassers (gemessen 1994 bis 1996) wurde ein Rückgang festgestellt. Im ersten Jahr entsprachen die Konzentrationen denen von Ballungsgebieten, im zweiten (1995/96) denen des ländlichen Raumes. Der Schwankungsbereich der Konzentrationen ist bei allen untersuchten Elementen größer als der, welcher im Rahmen des Verbundprojektes in Bayreuth festgestellt wurde.

In feuchten Jahren verschiebt sich der atmosphärische Eintrag zugunsten der nassen Deposition, in der wiederum die gelöste Phase dominiert. Der Anteil der nassen Deposition am atmosphärischen Stoffeintrag verringert sich in folgender Reihenfolge: Cd > Zn/Cu >Pb > Fe. Diese Reihenfolge der Elemente entspricht derjenigen der prozentualen Anteile der gelösten Phase an ihrer, Gesamtfracht.

Der Eintrag abfiltrierbarer Substanzen ging am Ende des Untersuchungszeitraumes wieder auf das Ausgangsniveau zurück, nachdem er sich vermutlich aufgrund von Sanierungsarbeiten in der Nähe des Untersuchungsgebietes 1993 und 1994 zeitweilig erhöhte. Die Pb- und Fe-Beladung der feinpartikulären Fraktion steigt an. Eine Abhängigkeit der Tageswerte der atmosphärischen Einträge von der Großwetterlage bzw. Windrichtung ist nicht signifikant nachweisbar.

Bei der Betrachtung jahreszeitlicher Schwankungen sind höhere Tagesmittelwerte des Schwermetalleintrages im Sommerhalbjahr auf die verstärkte Deposition von AFS in diesem Zeitraum zurückzuführen. Höhere Niederschläge können ebenfalls dazu beitragen. Die höhere Schwermetallbeladung der AFS im Winterhalbjahr (zutreffend auf Cu, Cd, Pb, Ni und bei der feinen Fraktion: Fe) ändert an diesen Verhältnissen nichts. Gegenüber den mittleren Konzentrationen im Niederschlagswasser war die Schwermetallkonzentration im Schnee nicht erhöht.

Literatur

• Fiedler, H.J., Rösler, H.J. (1987): Spurenelemente in der Umwelt. Jena. Gailoway, J.N., et al. (1982): Trace metals in atmospheric deposition. A review and assessment.  Atmos. environment 16 1677-1700.
• Lützner, K. et al.. (1993): Abschlußbericht zum BMFT-Überbrückungsprojekt 02WA9246/1. Institut f. Siedlungs- u. Industriewasserwirtschaft, TU Dresden.
• Rehfeld, S. (1994): Deposition radioaktiver Tracer in einem Transportmodell. der Atmosphäre. Dissertation am Max-Planck-Institut Hamburg.
• Zierath, R. (1990): Der Chemismus von Niederschlagswässern und die Bedeutung des atmosphärischen Stoffeintrags in Ökosysteme, Acta hydrochimica et hydrobiologica 18 (6) 619-638.

Teil B - Quellen und Mobilität von Schadstoffen

Einführung

Durch die Nutzung von Erzen, die Stahlherstellung und die Kohle- und Müllverbrennung werden seit langer Zeit Schwermetalle in den Naturkreislauf eingebracht. Auch durch verschiedene Aktivitäten (Industrie, Wohnnutzung, Verkehr) gelangen Schadstoffe (u. a. Schwermetalle) in die Atmosphäre und werden während des Trockenwetters diffus im Einzugsgebiet abgelagert (trockene Deposition). Dies ist unter anderem deshalb problematisch, da Schwermetalle nicht chemisch oder- biologisch abbaubar sind und die in Böden und Sedimenten akkumulierten Metalle wieder remobilisiert werden können. Schwermetallbelastete Stäube können transportiert und weiträumig verteilt Werden. Im Teilbericht "SCHADSTOFF-EINTRAG DURCH ATMOSPHÄRISCHE STAUBDEPOSITION (THEORETISCHE GRUNDLAGEN)" wird ausführlich auf die Prozesse der Niederschlagsverschmutzung, ihre Ursachen und Quellen eingegangen.

Chemische Kenngrößen für das Transportverhalten von Schadstoffen

pH-Wert
Der pH-Wert ist ein grundlegender hydrochemischer Kennwert mit großem Einfluss auf die Chemodynamik vieler Spurenstoffe. Bei Schwermetallen bestimmt der pH-Wert die Verteilung zwischen gelöster und fester Phase. Mit steigendem pH-Wert wird die Kationenaustauschkapazität der Partikel erhöht, was zur Adsorption gelöster Schwermetalle an die Partikel führt. Außerdem wird die Bildung und Ausfällung von Hydroxoverbindungen begünstigt /1/.

Bindungsformen der Schwermetalle
Für das chemische Verhalten, die Transportcharakteristik und die Regenwasserbehandlungsmaßnahmen sind die Bindungsformen der Metalle im Niederschlagsabfluss ebenso von Bedeutung wie für die Einschätzung der ökologischen Relevanz. Die Toxizität hängt von der Art und Menge der Spezies ab und ist bei gelösten freien Ionen und gelösten Komplexverbindungen bedeutend höher als bei adsorbierten festen Anteilen. Partikulär gebundene Spurenmetalle sind bei pH-Wert-Absenkung durch Rücklösung jedoch leicht mobilisierbar und stellen somit eine potentielle Gefahr für ein Gewässer dar.

Metallspezifikation durch thermodynamische Gleichgewichtsberechnungen
Schritte bei den Gleichgewichtsberechnungen /2/
Zur Beurteilung der Vorgänge, die die Mobilität von Schwermetallen bewirken, sowie zur Einschätzung des aktuellen oder künftigen Gefährdungspotentials ist die Kenntnis der Speziesverteilung (die möglichen Verbindungen, die ein Element eingehen kann) notwendig. Ein Verfahren, das zu Aussagen über diese Spezies in der Lage ist, ist die thermodynamische Gleichgewichtsberechnung. Das Verfahren der thermodynamischen Gleichgewichtsberechnung betrifft die anorganischen Komponenten der gelösten Phase und wurde auf die freien und wichtigen anorganischen Spezies beschränkt. Ein Gleichgewicht zwischen Lösung und Festphase stellt sich ein, wenn Ionen aus der Festphase in Lösung gehen können und Ionen aus der Lösung ausfallen können, indem sie sich an die Festphase anlagern. Eine zweite Bedingung für die Gleichgewichtseinstellung liegt darin, dass die Reaktionsgeschwindigkeiten für Fällung und Lösung ausreichend hoch sein müssen (schneller als andere Reaktionen, die die Konzentrationen der beteiligten Stoffe beeinflussen). Eine weitere Bedingung ist eine ausreichende Verfügbarkeit von freien Metallionen.

Für die Gleichgewichtsberechnungen wurde ein Programm von STRIEBEL genutzt, welches an der Universität Bayreuth entwickelt wurde. Auf die Funktionsweise des Programms soll hier nur kurz eingegangen werden Eine ausführlichere Beschreibung ist STRIEBEL /2/ zu entnehmen.
Schritte:

• Dateneingabe (pH-Wert und Konzentration der verschiedenen. Ionen in mol/l
• Einlesen der Gleichgewichtskonstanten
• Berechnung der lonenstärke nach DAVIES
• lonenstärkekorrektur der Gleichgewichtskonstanten
• Berechnung der Carbonatspezies, Berechnung der Autoprotolyse von Wasser
• Berechnung der Komplexe und der freien Metalle
• Berechnung der Komplexe und der freien Anionen (Liganden)
• Iterationsvergleich (die Ergebnisse von 6. und 7. werden für alle Spezies miteinander verglichen)
• Neuberechnung der lonenstärke aus den neuen Konzentrationen aller Spezies
• Korrektur des Näherungswertes von Titrationsalkalität für HCO3
• Berechnung von Aktivitäten und p-Werten aus den berechneten Konzentrationen aller Spezies
• Berechnung der lonenprodukte aus den Aktivitätsdaten; Vergleich mit dem Löslichkeitsprodukt
• Berechnung der Sättigungsindices
• Speicherung der Ergebnisse in Datenfiles
• Ende

Die Gleichgewichtsberechnungen berücksichtigen die wichtigen anorganisch gebundenen und freien Spezies. Es können jedoch nicht alle Verbindungen, deren Anwesenheit in filtrierten Proben möglich sind, berücksichtigt werden, da von einigen die Bildungskonstanten bzw. die Art und Konzentration der Liganden nicht bekannt sind.

Physikalische und chemische Formen von Schwermetallen in wässrigen Medien
Die Metalle kommen im wässrigen Medium in verschiedenen Formen vor. Die nachfolgende Tabelle zeigt alle möglichen Formen und nennt Beispiele.

Die unterschiedliche physikalische Größe der Formen wird bei der Trennung durch Filtration ausgenutzt. Dabei wird differenziert zwischen gelösten und ungelösten Formen.

Bei der Filtration über Membranfilter mit einer Porengröße von 0,45 µm wird davon ausgegangen, dass freie Anionen, anorganische Komplexe und organische Komplexe durch die Filter nicht zurückgehalten werden. Sie werden als wasserlöslich klassifiziert. Alle anderen, in Tabelle 1 unter den Punkten 5 bis 8 aufgeführten Formen werden mit Membranfiltern abfiltriert und als unlöslich klassifiziert.

Anhand der Gleichgewichtskonstanten, der Redoxbedingungen und der Konzentrationen der Anionen lässt sich die Verteilung der freien Ionen und der anorganischen Verbindungen in der löslichen Phase abschätzen.

Zusammenfassung

Mit Hilfe eines Programms von STRIEBEL wurden Gleichgewichtsberechnungen mit bulk-Sammelproben und den dazugehörigen Regenwasserproben (NMO-Proben) durchgeführt. Die bulk-Sammelproben sind stärker belastet als die reinen Regenwasserproben. Dies kann hauptsächlich auf die Staubdeposition der bulk-Proben zurückgeführt werden. Ein Teil des Staubes kann noch vor der Filtration gelöst werden und so die Konzentration der flüssigen Phase erhöhen.

Die höheren pH-Werte der bulk-Proben gegenüber den NMO-Proben liegen ebenfalls in der hohen Pufferkapazität der Staubdeposition begründet. Bei verschmutzten bulk- und NMO-Proben treten hauptsächlich. Chlorid- und Sulfatverbindungen auf. Eine Hydroxidbildung erfolgt bei Proben mit relativ hohen pH-Werten.

Sowohl bei den bulk- als auch bei' den NMO-Proben sind die berechneten Sättigungsindices aufgrund geringer Konzentrationen aller Ionen negativ. Damit treten bei allen Proben Untersättigungen auf, und es kommt zu keiner Ausfällung. In einem Versuch wurde die Mobilität der Schwermetalle getestet. Das schwefelsaure Wasser löste nach 24h eine größere Metallmenge als bidestilliertes Wasser. Nach 72h konnten beträchtliche Blei- und Zinkkonzentrationen freigesetzt werden. Damit zeigt sich, dass ein nicht zu vernachlässigender Anteil der partikulär gebundenen Metalle (Blei, Zink und teilweise Nickel) austauschbar gebunden ist und unter bestimmten chemischen Bedingungen (pH-Änderung, Komplexierung) wieder in Lösung geht. Dies kann wiederum zur Erhöhung der Mobilität und Toxizität im Wasser führen.
 

Literatur

• /1/ Sauerbier, D. (1991) : "Untersuchungen über die Verwendung von Langsamsandfiltern zur Verbesserung der Wasserqualität bei der Regenwasserverschmutzung" Fortschrittsberichte VDI, Reihe 15, Nr.83.
• /2/ Striebel, Th. (1994) : "Konzentrationen und physikochemisches Verhalten von Schwermetallen und Hauptionen in Regenabflüssen städtischer Straßen" Dissertation, Universität Bayreuth.
• /3/ Rohbock, E. (1987) : "Bemerkungen über die löslichen und unlöslichen Schwermetallverbindungen im Niederschlagswasser" Staub-Reinhaltung der Luft 47 (9-10), S.244-248.
• /4/ Peukert, V. ; Panning, C. (1975) : "Einfluß anorganischer Luftverunreinigungen auf die Wasserbeschaffenheit von Trinkwassertalsperren". Acta hydrochim. hydrobiol. 3  545-552.
• /5/ Zierath, R. (1981) : "Inhaltsstoffe atmosphärischer Niederschläge und ihr Einfluß auf die Sicker- und Grundwasserbeschaffenheit am Beispiel ausgewählter Gebiete" Dissertation, TU Dresden.

Teil C - Schadstofffrachten von Dach- und Straßenflächen

Hintergrund

Das Ziel der in vorliegender Arbeit beschriebenen Untersuchungen besteht in der Charakterisierung und Quantifizierung der Einflüsse befestigter Oberflächen auf den Niederschlagsabfluss städtischer Gebiete. Voraussetzung hierfür ist die Auswahl eines hinsichtlich seiner Nutzung und seiner Belastung repräsentativen Untersuchungsgebietes. Die Innere Neustadt in Dresden entspricht diesen Anforderungen. Im Teilbericht "Schadstoffeintrag durch atmosphärische Staubdeposition" ist das Untersuchungsgebiet näher beschrieben.

Die befestigte Fläche von 3,78 ha setzt sich zusammen aus Dächern verschiedener Neigung und Materialien (schwarz markiert), Straßen (dunkelgrau) und Wegen (hellgrau) mit unterschiedlichem Belag sowie Grünflächen (farblos). Die Größen dieser Flächenarten wurden anhand des vorhandenen Kartenmaterials ausplanimetriert (LÜTZNER et al.,1993). In Tabelle 1 sind die Ergebnisse dargestellt, zusätzlich wurden den Flächenarten die Abflussbeiwerte zugeordnet.

Von diesen Flächenarten wurden beprobt: Dachflächen (Spitzdach, Flachdach) sowie stark und schwach befahrene Asphaltstraßen. In Abb. 1 sind die Probenahmestellen gekennzeichnet: Die atmosphärische Deposition wird an Punkt 1 bestimmt, mit Nr. 2 ist das Ziegeldach gekennzeichnet. Es folgen Bitumendach (Nr.3), Kupferdach (Nr.4), Anliegerstraße (Nr.5) und Hauptstraße (Nr.6).

Aus Tabelle 2 ist ersichtlich, welchen Anteil die untersuchten Flächen an der jeweiligen Flächenart einnehmen und in welchem Zahlenverhältnis beprobte und vorhandene Fläche stehen. Nachteilig ist das Fehlen einer Probenahmestelle für gepflasterte Flächen mit Fugenverguss aufgrund deren beträchtlichen Anteils an der befestigten Fläche. Diese Flächen sind jedoch Gehwege, deren Abflüsse überwiegend über die Seiten in Grünflächen versickern. Nur bei intensiven bzw. lang anhaltenden Regen gelangt ein Teil des Abflusses über die Straßenabläufe in die Kanalisation. Der Ablaufbeiwert wurde daher abweichend von Literaturangaben mit dem von Sand- und Kieswegen gleichgesetzt.

Der absolute Anteil der beprobten Fläche an der gesamten befestigten Fläche des Untersuchungsgebietes beträgt rund 1 %. Durch Hochrechnen vom beprobten Anteil einer Flächenart auf die vorhandenen Teilflächen kann mehr als die Hälfte (54,5 % Au, bzw. 83 % Ared) der gesamten befestigten Fläche rückgeschlossen werden. Somit können mit den vorhandenen Probenahmestandorten repräsentative Aussagen für das Untersuchungsgebiet getroffen werden.
 

Probenahmestellen

Dachflächen:
Die Ausrichtung und die Neigung des Daches, bestimmen die Größe der Fläche, die als Auffangfläche dient (in Abhängigkeit von der Windrichtung, hier vernachlässigt). Daher wurde zur Ermittlung der auftreffenden Regenmenge die in die Ebene projizierte Fläche herangezogen, zur Bestimmung der flächenspezifischen abgespülten Frachten ist die tatsächliche Oberfläche erforderlich. Diese ist infolge des sich ausbildenden Gleichgewichtes zwischen Oberfläche und oberflächennaher Luftschicht auch maßgeblich, für die Betrachtung der trockenen Deposition. Der Abflussbeiwert ist bei stark geneigten Dächern größer. Er beträgt nach IMHOFF für Steildächer 0,95 und für Flachdächer 0,5-0,7.

Am Standort Rähnitzgasse, einer Straße mit Anliegerverkehr, wurde zunächst ein nach Westen exponiertes Mansarddach (1) mit einer Grundfläche von

A = 12,6 • 6,65 = 84 m²

(2/3 der Fläche 45° geneigt, 1/3 der Fläche 68° geneigt) beprobt. Damit beträgt die tatsächliche Oberfläche 153,9 m². Ab 1995 wurden die Messungen an einem nach Osten exponiertem Schrägdach (II) durchgeführt, dessen Neigung 60° beträgt. Die projizierte Grundfläche beträgt 27,8 m² bei einer tatsächlichen Dachoberfläche von 55,6 m². Die zugehörige Dachrinne von 9,1 m Länge besteht aus Zinkblech und ist innen mit Latex angestrichen, das Fallrohr (ebenfalls Zinkblech) nicht. Eine erhöhte Zinkfracht im Ablauf könnte die Folge sein.

An der stark befahrenen Großen Meißner Straße wurde das Flachdach eines Wohnhauses (Plattenbau) beprobt. Das Material ist Dachpappe (Bitumen mit Splitt) und etwa 15 Jahre alt. Bei einer Neigung < 5 % ist die projizierte Fläche, die mit ca. 28,5 m² bestimmt wurde, nahezu identisch mit der tatsächlichen Fläche. Bestandteil des Daches ist auch die 1,0 m² große Abdeckung der Einstiegsluke aus Zinkblech. Zum Schutz des PVC-Fallrohrs vor Grobstoffen dient. ein stark korrodierter gusseiserner Aufsatz. Erhöhte Zn- und Fe-Einträge sind daher möglich.

Ebenfalls an der Großen Meißner Straße befindet sich das Japanische Palais mit einer bereits oxidierten Kupferbedachung, wo die dritte Probenahmestelle angeschlossen war. Das Gebäude besitzt eine umlaufende Dachrinne, infolgedessen ist der zugehörige Flächenanteil nicht eindeutig abzugrenzen. Unter der Voraussetzung, dass die zugehörigen Bereiche in der Mitte von jeweils zwei Fallrohren beginnen, beträgt diese Fläche

A = 11,9 • 6,2 = 73,7 m²

als projizierte Grundfläche. Bei einer Neigung von 30° (auf 5,7 m Länge) bzw. 50° (auf 6,2 m Länge) nach Südosten hin ist als tatsächliche Fläche 100,6 m² anzusetzen. Das Fallrohr besteht ebenfalls aus Kupfer bzw. (unten) aus Gusseisen.

Straßenflächen:
Die stark befahrene Große Meißner Straße wurde am Palaisplatz beprobt. Die Straßendecke besteht aus Asphalt, nur am Fahrbahnrand ist ein 0,5 m breiter Streifen mit Betonplatten bedeckt. Bei Ereignissen mit einer geringen Regenmenge (etwa < 2 mm) beträgt das Einzugsgebiet des Probenahmesystems

A = 11,2 m • 7,65 m + 13,6 m² = 100 m².

Wenn die Sättigung erreicht ist und die Regenintensität die Versickerungsleistung der Gehwegoberfläche übersteigt, kommen Abflüsse vom Gehweg hinzu. Die Fläche erweitert sich dann um ca.

Azus = 2,8 m • 11,2 m = 31,3 m².

Die Verschleppung von Wasser durch Fahrzeuge variiert in Abhängigkeit von der Geschwindigkeit und Verkehrsdichte und beträgt etwa 0,5 m je Radspur. Dadurch wird die Fließrichtung um rd. 20° von der Senkrechten abgelenkt. Da die eingetragene Wassermenge annähernd mit dem Austrag übereinstimmt, ist die Verschleppung zu vernachlässigen.

Die zweite Straßenmessstelle befindet sich in der schwach befahrenen Rähnitzgasse. Die an das dort befindliche Probenahmesystem angeschlossene Straßenfläche (Deckschicht: Asphalt) beträgt

A = 5,9 m • 24,2 m = 142,8 m².

Von den Gehwegen bzw. angrenzenden Grünflächen fließt gewöhnlich kein Wasser zu. Allerdings ist seit 1996 der oben liegende Gully infolge umfangreicher und lang anhaltender Baumaßnahmen verstopft. Bei abflusswirksamen Regenereignissen erhöht sich die ursprünglich zugehörige Fläche um ein Mehrfaches, da bereits Zulauf aus der Heinrichgasse beobachtet wurde. Gleichfalls wird von der Baustelle Staub eingeweht bzw. in das Untersuchungsgebiet eingespült. Die so ermittelten Daten sind demnach kritisch zu werten.

Zusammenfassung

Die vorliegenden Untersuchungen basieren auf den gemessenen Dach- und Straßenabflüssen von 17 Niederschlagsereignissen, die hinsichtlich der Regenmengen repräsentativ waren. Es zeigte sich, dass die mittleren Schwermetallkonzentrationen dieser Dach- und Straßenabflüsse dem Verschmutzungsgrad anderenorts gemessener Abflüsse entsprechen, soweit in der Literatur beschrieben. Extrema bei geringen Intensitäten bzw. im "first flush" liegen jedoch ca. eine Zehnerpotenz über bisher bekannten Werten.

Die Schwermetallbelastung von Dachabflüssen ist einerseits abhängig von der deponierten Stäubfracht, andererseits vom verwendeten Material. Die daraus Lösungsvorgänge treten insbesondere dann in den Vordergrund, wenn die pH-Werte gering sind und Limitierung von partikulärem Material auftritt, verbunden mit fehlendem Pufferungsvermögen.

Bei Straßen in Stadtgebieten ist die Belastung der Oberflächenabflüsse nicht allein von der Verkehrsdichte abhängig. Dies gilt höchstens für die Partikelbeladung hinsichtlich einiger Elemente. Das Fahrverhalten, z. B. häufiges Anfahren und Bremsen, ist hier ebenso von Bedeutung. Weiterhin beeinflussen, die Hintergrundbelastung, Abspülungen von unbefestigten Flächen sowie weitere Aktivitäten (z.B. intensive Bautätigkeit) die Belastung von Nebenstraßen.

Im Verlauf der untersuchten Niederschlagsereignisse war nach ca. 6 mm Niederschlag die Auswaschung der bodennahen Luftschicht beendet. Nach einem gefallenen Niederschlag von jeweils 15 mm konnte bei zwei Ereignissen die nahezu vollständige Abspülung der partikulären Fracht festgestellt werden.

Rund 80 % der Schwermetallbelastung (bei Cu nur ca. 50 %) des Einzugsgebietes werden durch die Emissionen des Straßenverkehrs verursacht. Kupferdächer, emittieren rund 40 % der Cu-Fracht. Die Schwermetallfracht der Dachabflüssen ist überwiegend in der flüssigen Phase enthalten (außer Pb, Fe), dagegen ist die Fracht der Straßenabflüsse zu über 90 % partikulär gebunden. Ein Rückhalt dieser Schwermetallfracht könnte somit über den AFS-Rückhalt geschehen. Entsprechend der durchgeführten Berechnung auf Grundlage bekannter Mittelwerte entfernt die Stadtreinigung Dresden gegenwärtig etwa die Hälfte der Fe- und Ni-Gesamtfracht sowie. rund 40 % der Cu-, Pb- und Zn-Gesamtfracht des Einzugsgebietes. Die Ermittlung der tatsächlichen Höhe dieses Frachtanteils, welcher die Gesamtfracht entscheidend beeinflusst, bedarf weiterer eingehender Untersuchungen insbesondere hinsichtlich jahreszeitlicher Schwankungen.
 

Schlagwörter

Kanalisation, Niederschlag-Abfluss, Schadstoffe