Altlastentag 2024

Veranstaltet von: Verein für Umweltschutz (VfU) e.V. Dickensstr. 29 30175 Hannover In Kooperation mit: Landeshauptstadt Hannover Fachbereich Umwelt und Stadtgrün Osterstr. 46 30159 Hannover Tel.: 0511 / 168-44506 E-Mail: monika.winnecke@hannover-stadt.de Ansprechpartnerin: Monika Winnecke Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften -Hochschule Braunschweig/Wolfenbüttel- Campus Suderburg Herbert-Meyer-Str. 7 29556 Suderburg Tel.: 05826 / 988-61000 E-Mail: t.albers@ostfalia.de Ansprechpartner: Prof. Dr. Thorsten Albers Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Referat 36 Archivstraße 2 30169 Hannover Tel.: 0511 / 120-3259 E-Mail: uwe.kallert@mu.niedersachsen.de Ansprechpartner: Dr. rer. nat. Uwe Kallert Programmgestaltung: Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Bemeroder Str. 71 30559 Hannover Tel.: 0511 / 889223-0 E-Mail: harald.burmeier@burmeier-ingenieure.de Ansprechpartner: Prof. Harald Burmeier Organisation: ULRICH EGGERT GWK Lothringer Str. 46 30559 Hannover Tel.: 0511 / 84403328 E-Mail: info@eggertgwk.de Ansprechpartnerin: Karoline Eggert

Herzlich willkommen Liebe Teilnehmerinnen und Teilnehmer, der Altlastentag Hannover ist inzwischen zur Institution geworden. Viele sprechen auch von einem „Klassentreffen“ und freuen sich drauf, einmal im Jahr zusammenzukommen, sich auszutauschen, in den Workshops konstruktiv zusammenzuarbeiten und mit neuem Input wieder nach Hause zu fahren. Wir erleben inzwischen den Generationswechsel bei den Teilnehmenden und das ist auch gut so. Schön, dass wir auch beim Altlastentag Hannover voneinander lernen können. Viele unserer ehemaligen studentischen Hilfskräfte zählen inzwischen selbst zu den Teilnehmenden. Das freut uns umso mehr, denn so wird die Idee des Altlastentages weitergetragen. Auf dem Programm stehen in diesem Jahr wieder sieben spannende Workshops. Unser Dank geht an die Moderatorinnen und Moderatoren, an die Referentinnen und Referenten, die mit viel Zeiteinsatz im Vorfeld, während und auch nach dem Altlastentag dafür sorgen, dass unsere Themen perfekt aufbereitet werden. Wir danken auch unseren ausstellenden Firmen, die mit ihren Ständen und Anzeigen dafür sorgen, dass wir die Teilnahmekosten weiterhin niedrig halten können. Schön, dass wir in diesem Jahr auch die Mensa wieder nutzen können, was den logistischen Aufwand im Sinne der Nachhaltigkeit vereinfacht. Wir wünschen einen erkenntnisreichen Tag und gute Gespräche! Ihr Altlastentag Hannover Christian Poggendorf Monika Winnecke Uwe Kallert Harald Burmeier Karo Eggert Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Ulrich Eggert GWK mbH Verein für Umweltschutz (VfU) e.V. Landeshauptstadt Hannover, Fachbereich Umwelt und Stadtgrün

Bodenwaschanlage für PFAS-haltige Böden in Norddeutschland, 2.000 t/d Work On Progress Die Züblin Umwelttechnik GmbH ist im Konzernverbund der STRABAG SE einer der führenden europäischen Technologiekonzerne für Altlasten- sanierung, Grund- und Bauwasser- reinigung, Schlammaufbereitung, Sanierung von Sondermülldeponien sowie Bio-, Klär- und Deponiegas- reinigung im In- und Ausland. Mit einem eigenen Anlagenbau, inno- vativen In-situ-Verfahren, unserem vielfältigen Dienstleitungsspektrum und interdisziplinären Teams ent- wickeln wir für Sie individuelle und bezahlbare Lösungen für Mensch und Umwelt. www.zueblin-umwelttechnik.com Züblin Umwelttechnik GmbH Maulbronner Weg 32 71706 Markgröningen Tel. +49 7145 9324-257 Zweigstellen: Berlin, Bremen, Chemnitz, Dortmund, Frankfurt, Hamburg, Mailand, Rom, Straßburg, Lyon Kompaktanlage zur Reinigung von PFAS-haltigem Grundwasser, Sickerwasser, Feuerlöscherwasser oder Prozesswasser

Der Ablauf ab 8.30 Uhr 9.00 Uhr 9.45 Uhr 10.00 Uhr 11.45 – 13.00 Uhr 12.00 – 13.15 Uhr 12.15 – 13.30 Uhr 13.00, 13.15, 13.30 Uhr 15.15 Uhr 15.45 Uhr ca. 17 Uhr Morgenkaffee und Eröffnung der Fachausstellung Begrüßung und Einführungsreferat im Plenum Kaffeepause Beginn der Workshops Pause 1* Pause 2* Pause 3* Fortsetzung der Workshops Kaffeepause Zusammenfassung der Ergebnisse im Plenum Ende * Die Pausenzeiten der einzelnen Workshops werden vor Ort bekannt gegeben.

Klimaanpassung im Küstenschutz Prof. Dr.-Ing. Thorsten Albers1 Einleitung 1. Dicht besiedelte Küstenregionen stehen vor einer zunehmenden Bedrohung durch steigende Meeresspiegel und eine Zunahme von Häufigkeit und Intensität von Extremereignissen wie Sturmfluten. Das ‘Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC)’ geht dabei davon aus, dass sich Erosion und Überflutungen in Küstengebieten, die auch heute schon diesen Effekten unterliegen, ohne geeignete Gegenmaßnahmen im Zuge des globalen Klimawandels mit sehr hoher Zuverlässigkeit deutlich verstärken werden (IPCC 2023). Vietnam wird als eines der Länder mit der höchsten Vulnerabilität gegenüber den Auswirkungen des Klimawandels, insbesondere durch Überflutungen und Stürme, angesehen. Das Mekong Delta ist dabei durch seine Topographie, die hohe Bevölkerungsdichte und seine ökonomische Bedeutung besonders betroffen (ADB 2013; ISPONRE 2009; Boateng 2012). Ohne geeignete Anpassungsmaßnahmen würde ein Anstieg des mittleren Meeresspiegels um 1 m ca. 39% der Flächen des Mekong Deltas unmittelbar gefährden (IMHEN 2010a, zitiert in UN 2012; MONRE 2009; 2012 zitiert in Thanh 2014). Entlang der Mangrovenküsten des Mekong Deltas beeinflusst die Bedrohung durch Erosion und Überflutung das Leben hunderttausender oftmals armer Bauern und Fischer (Ghimire et al. 2015). Die traditionelle Strategie, auf diese Bedrohung mit dem Bau von Deichen zu reagieren, ist im Mekong Delta nur bedingt realisierbar, da der Schutz großer ländlicher Gebiete durch Deichbau äußerst kostspielig ist (Temmerman et al. 2013). Weiterhin ist zu beachten, dass bauliche Aktivitäten entlang der Küste die empfindliche Sedimentbilanz stören und letztlich negative Tendenzen verstärken können. Nicht zuletzt versagen harte Küstenschutzmaßnahmen wegen der geringen Tragfähigkeit des Baugrundes entlang der Mangrovenküste häufig durch große Setzungen oder Grundbruch. Erforderliche Bodenverbesserungsmaßnahmen sind wegen der Mächtigkeit der weichen Schlickschichten nicht wirtschaftlich (Fowler 1989, Hartlén 1996). An tiefliegenden, mit Mangroven bewachsenen Küsten ist das Vorland ein sehr wichtiges stabilisierendes Element des Küstenschutzsystems (Gedan et al. 2011). Über dem Vorland wird ein Großteil der einlaufenden Wellenenergie abgebaut (Anderson et al. 2011; McIvor et al. 2012). Je höher und breiter das Vorland ist, desto größer ist diese Dissipation der Wellenenergie, was zu einer signifikanten Verringerung der Wellenbelastung des Deiches führt. Bei Vorhandensein von Mangroven verstärkt sich dieser Effekt. Geringere Wellenhöhen führen zu einem verkürzten Wellenauflauf, was wiederum die erforderliche Deichhöhe und damit letztlich auch die Baukosten reduziert. Bei geringerer Wellenbelastung des Deiches kann zudem auf teure Elemente zur Sicherung der Außenböschung verzichtet werden. Für die tiefliegenden Gebiete des Mekong Deltas ist die Entwicklung einer nachhaltigen Küstenschutzstrategie essentiell. Dabei ist es wichtig, dass diese Strategie differenzierte ortsspezifische Ansätze beinhaltet, die Anpassungskonflikte oder negative Folgeeffekte vermeiden. Isolation entwickelte Anpassungsstrategien, die keine ganzheitliche Betrachtung beinhalten, können entsprechende Konflikte verursachen und Anpassungsmöglichkeiten eines Küstenraumes verringern (Smith et al. 2013). Eine nachhaltige und effektive Küstenschutzstrategie umfasst einen ganzheitlichen Ansatz, der die Vorlandflächen und die Mangroven vor den Deichen als wichtige Teile des Küstenschutzsystems versteht. Querschnitt und Höhe von Deichen werden dabei unter Beachtung der ortsspezifischen Randbedingungen optimiert. In Bereichen, in denen die schützenden Mangroven durch nicht nachhaltige Nutzung der natürlichen Ressourcen degradiert oder zerstört wurden (Primavera 1997; Alongi 2002; Winterwerp et al. 2005; Thampanya et al. 2006) und die Vorlandflächen in der Folge erodierten, kann eine solche Strategie nur nach vorheriger Wiederherstellung der Vorländer umgesetzt werden (Winterwerp et al. 2005; Gedan et al. 2011; Schmitt et al. 2013). Durch eine Wiederherstellung der Vorländer werden Bedingungen geschaffen, die das natürliche Wachstum von Mangroven fördern. Wichtig für den nachhaltigen Erfolg solcher Maßnahmen ist die Beteiligung lokaler Gemeinden am Schutz und Management der Mangroven, zum Beispiel im Rahmen eines Co- Managements. Eine Rehabilitation von Mangroven hat ökologische, morphodynamische und sozio-ökonomische Vorteile (Lewis 2005, 2009; Primavera und Esteban 2008; Winterwerp et al. 2005, 2013, 2020). Dieser Artikel befasst sich mit einem Entwurf eines ganzheitlichen Ansatzes des flächenhaften Küstenschutzes für das Mekong Delta, der auch für andere Delta-Regionen und Mangrovenküsten Südostasiens Anwendung Individuelle, in 1 Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften, Campus Suderburg, t.albers@ostfalia.de 1

finden kann. Den zunehmenden Bedrohungen durch Erosion, Überschwemmungen und Sturmfluten wird mit angepassten Küstenschutzmaßnahmen basierend auf ortspezifischen Randbedingungen und unter Beteiligung von lokalen Gemeinden begegnet. Dabei werden für diese Gebiete typische limitierende Faktoren, wie die begrenzte Tragfähigkeit des Baugrundes, begrenzte finanzielle Mittel für den Küstenschutz sowie begrenzte technische Leistungsfähigkeit örtlicher Bauunternehmen berücksichtigt. 2. Küstenschutzstrategien Die Strategien des Küstenschutzes lassen sich generell einteilen in Verteidigung, Rückzug, Anpassung und Vordringen (CEM 2002). Eine erfolgreiche Küstenschutzstrategie besteht dabei aus mehr als nur der Umsetzung einzelner Maßnahmen, wie dem Bau eines Deiches. Der Einsatz von nur einem Küstenschutzelement ist vielmehr technisch schwierig und teuer. Der Deich ist zwar das wichtigste Hochwasserschutzelement im unteren Mekong- Delta, wenn er jedoch das einzige Schutzelement ohne Vorlandflächen ist, muss er entsprechend widerstandsfähig konstruiert und hoch sein. Der Bau eines solchen Deiches entlang der gesamten Küste des Mekong-Deltas ist keine praktikable und realisierbare Lösung. Neben der fraglichen Finanzierung sind hierbei die technischen Randbedingungen, wie die begrenzte Tragfähigkeit des Untergrundes (Albers et al. 2013), entscheidend. Aufgrund der Unsicherheiten im Zusammenhang mit den Auswirkungen des Klimawandels muss eine tragfähige Küstenschutzstrategie ein vielfältiges und standortspezifisches Spektrum an Ansätzen umfassen, um sicherzustellen, dass Anpassungskonflikte und Fehlanpassungen vermieden werden können. Sie sollte auch ökosystembasierte Ansätze berücksichtigen, die sicherstellen können, dass die Entwicklung von Küstenschutzmaßnahmen entlang von Pfaden verläuft, die gegenüber dem Klimawandel resilient sind (Smith et al. 2013). Menschliche Aktivitäten haben die natürliche Entwicklung der Küstengebiete im Mekong-Delta seit Beginn des 18. Jahrhunderts beeinflusst (Tuan et al. 2007). Heute sind die Küstengebiete des unteren Mekongdeltas technisch geprägte Kulturlandschaften. Aufgrund der bestehenden Landnutzung und Infrastruktur wurde in den meisten Fällen eine Verteidigungsstrategie eingeführt. Damit diese wirksam ist, sollten verschiedene Elemente des Küstenschutzes zu einem Küstenschutzsystem kombiniert werden. Die verschiedenen Elemente des Küstenschutzes können anhand ihrer Form als flächig (z.B. Strand, Dünen, Vorland), linear (z.B. Deiche, Buhnen, Deckwerke, Wellenbrecher) oder punktförmig (z.B. Sturmflutsperrwerk, Schleuse, Schöpfwerke) klassifiziert werden. Verschiedene Elemente des Küstenschutzes können zu einem Küstenschutzsystem kombiniert werden, wie in Abbildung 1 dargestellt ist. Ohne ein nennenswertes Vorland trifft nahezu die gesamte Seegangsenergie bei Sturmfluten auf den Deich, was zu erheblichen Schäden am Deich und schlimmstenfalls sogar zu Deichversagen führen kann (Abbildung 1, oben). Das Wattenmeer und höher gelegene Vorlandflächen vor dem Deich verringern die einlaufende Tide- und Wellenenergie und reduzieren damit die Wellenbelastung auf den Deich erheblich (Abbildung 1, Mitte). Das Vorland ist daher ein wichtiges stabilisierendes Element des Küstenschutzsystems. Mangroven sind ein zusätzliches Element des Schutzes vor Erosion. Zudem verringern sie die Seegangsbelastung auf den Deich noch einmal deutlich (Abbildung 1, unten). Daher spielen Mangroven eine wichtige Rolle beim Küstenschutz (McIvor et al. 2012, Albers et al. 2013, Schmitt und Albers 2023). 2

Abbildung 1: Einfluss des Vorlandes und von Mangroven auf die Energiedissipation von Seegang (aus Albers et al. 2013). 3. Untersuchungsgebiet Anthropogene Aktivitäten haben die natürliche morphodynamische Entwicklung der Küstenregionen des Mekong Deltas seit Beginn des 18. Jahrhunderts maßgeblich beeinflusst (Tuan et al. 2007). Heute sind die Küstenzonen des unteren Mekong Deltas Kulturlandschaften, die durch technische Maßnahmen wie Deichbau und Entwässerung geprägt wurden (Biggs 2010). Die Provinz Soc Trang (Abbildung 2) ist eine von 13 Provinzen des Mekong Deltas in Vietnam mit einer Bevölkerung von mehr als 1.2 Millionen Einwohnern. Soc Trang besitzt eine Gesamtfläche von 331.176 ha, von denen 62% landwirtschaftlich, 3,5% für Fortwirtschaft und über 16% für Aquakulturen genutzt werden (Soc Trang Statistics Office 2010). Die Küstenlinie besitzt eine Länge von 72 Kilometern und unterliegt einem dynamischen Prozess von Erosion und Sedimentation, der vom Abflussregime des Mekong, dem Tidesystem des Südchinesischen Meeres und dem vom Monsun geprägten Seegangsklima beeinflusst wird. Lokal kann das natürliche Wachstum der Küstenlinie bis zu 68 m pro Jahr betragen (Insel Cu Lao Dung), während rund 11 km der Küste der Gemeinden Vinh Tan und My Thanh zurzeit Erosionsraten von bis zu 30 m pro Jahr unterliegen. An zahlreichen Stellen ist der schmale und flache Erddeich, der das Hinterland mit den dort lebenden Menschen und deren landwirtschaftlichen Flächen vor Überflutungen schützt, massiv durch Erosion bedroht (Abbildung 3; Pham et al. 2009; Joffre 2010; Pham 2011; Schmitt und Albers 2014). 3

Abbildung 2: Karte des Untersuchungsgebietes (Albers und Schmitt 2015). Abbildung 3: Erodierte Außenböschung eines Seedeiches bei Vinh Tan (Photo: Schmitt) 4. Methodik Für den Deichabschnitt an der beschriebenen Küste wurde ein ganzheitlicher Ansatz zur Deichbemessung projektiert. Dabei wurden die bestehende Deichstruktur, der Baugrund, der vorhandene Mangrovengürtel sowie hydrologische Randbedingungen, wie Wasserstände und Seegang, berücksichtigt, um eine Optimierung des Deiches vorzunehmen. Die ortsspezifischen Randbedingungen, inklusive des Zustands und der Ausdehnung des Mangrovenwaldes, der Deichgeometrie und der charakteristischen Bodenkennwerte, wurden im Rahmen einer Vermessung des Deiches, einer Baugrunderkundung und einer Mangrovenbewertung erhoben. Hydrodynamische Randbedingungen und Bemessungsparameter wurden aus vorangegangenen Studien entlang der Küste der Provinz Soc Trang abgeleitet (Albers und von Lieberman 2011). Daten des Pegels My Than wurden verwendet, um einen Bemessungswasserstand zu bestimmen (Datenquelle: Southern Institute for Water Resources Research, Ho Chi Minh City, Vietnam). Eine Extremwertabschätzung wurde unter Verwendung der Pearson III, Log Pearson III und Gumbel Verteilungsfunktionen (Gumbel 1958; Todd und Walton 2000) vorgenommen. Zur Bestimmung der Bemessungshöhe des Deiches wurde ein Ereignis mit einem Wiederkehrintervall von fünf Jahren gewählt. Um eine optimierte Deichgeometrie zu entwickeln, wurde der erforderliche Freibord (berechnet aus der Wellenauflaufhöhe) unter Berücksichtigung kritischer Werte des 4

Wellenüberlaufes berechnet. Dabei wurde während höherer Wasserstände ein begrenzter Wellenüberlauf zugelassen, der die Standsicherheit des Deiches nicht gefährdet. Die Bemessungswellenhöhe für die Siedlung Mo O wurde aus einem numerischen Seegangsmodell abgeleitet, das im Rahmen einer vorangegangenen Studie für die Küste von Soc Trang erstellt wurde (Albers und von Lieberman 2011). Die durch den vorgelagerten Mangrovenwald verursachte Reduzierung der Wellenhöhen (Wellentransmission) wurde mit Hilfe verschiedener Ansätze berechnet: • • • 0,001 – 0,004 m/m für die Küste von Vinh Quang, Vietnam (Mazda et al. 2006) 0,004 – 0,012 m/m für das Red River Delta, Vietnam (Quartel et al. 2007) 0,002 – 0,014 m/m für die Küste von Katang/Pailan, Thailand (Horstman et al. 2012) Zur Bestimmung der Bemessungshöhe des Deiches wurde die Wellenüberlaufrate nach EAK (2002) berechnet. Dabei wurden wiederum verschiedene Wellentransmissionsraten berücksichtigt. Die Ergebnisse der Berechnungen wurden verwendet, um daraus den erforderlichen Freibord abzuleiten. Durch eine Variation der Deichgeometrie wurde das Deichprofil optimiert. Die Ergebnisse der ganzheitlichen Deichbemessung für Mo O sowie Resultate von vorangegangenen Studien (Albers und von Lieberman 2011) wurden für die Entwicklung eines Vorlandmanagements für die Gemeinde Vinh Tan in der Provinz Soc Trang verwendet. In den vorangegangenen Untersuchungen wurden Daten zur Bathymetrie, zur Topographie, zu Wasserständen, Abflüssen und Sedimentfrachten recherchiert und bewertet. Fehlende Daten zur Bathymetrie, zu Wasserständen, zu Sedimentfrachten sowie insbesondere zum Seegangsklima wurden durch gezielte Messungen in der Natur ergänzt und in die Bewertung einbezogen. Die Daten wurden zudem genutzt, um die Ergebnisse des numerischen Modells zu verifizieren und die hydrodynamischen und morphodynamischen Prozesse in der Fokusfläche zu verstehen. Zur Entwicklung eines Vorlandmanagements wurde die Effizienz verschiedener Lahnungsbauwerke untersucht. Dabei wurden verschiedene Geometrien und Materialien in physikalischen Modellen geprüft, wobei insbesondere lokale Materialien wie Bambus berücksichtigt wurden (Albers und von Lieberman 2011). Nach dem Bau von Bambuslahnungen, die in den oben genannten Untersuchungen die besten Resultate erzielten, wurde ein umfassendes Monitoring entwickelt und durchgeführt. Dieses beinhaltete Seegangsmessungen zur Bestimmung der Transmission durch die Lahnungen bei verschiedensten Seegangs- und Tidebedingungen, Untersuchungen der Dichte des Bodens in den Lahnungsfeldern und der Höhenentwicklung der Lahnungsfelder, Messungen des Konsolidierungsgrades des Bodens sowie die Erfassung von Veränderungen der Uferlinie (Albers et al. 2013). Zudem wurde ein Mangroven-Monitoring durchgeführt, bei dem unter anderem in regelmäßigen Abständen Fotos von festen Standorten aus erstellt wurden. Ergebnisse 5. Das Ergebniskapitel kann in drei Abschnitte unterteilt werden. Der erste Teil zeigt die Resultate der angepassten und optimierten Deichbemessung bei Mo O unter Berücksichtigung der Wasserstände, Wellenhöhen sowie der Breite und des Zustands des Mangrovenwaldes. Im zweiten Teil werden die Ergebnisse des Vorlandmanagements bei Vinh Tan beschrieben, wo der Mangrovengürtel vor dem Deich bereits weitestgehend zerstört war und in der Folge massive Erosion den Deich bedrohte. Dieser zweite Ergebnisteil beruht auf vorangegangenen Studien und zeigt, wie Bambus-Lahnungen eingesetzt werden können, um erodierte Vorlandflächen wiederherzustellen. Der dritte Teil zeigt die Effekte, die die Wiederherstellung von Vorländern auf die Rehabilitation von Mangroven haben können. Die Themen Mangrovenmanagement und -schutz werden im daran anschließenden Kapitel diskutiert. 5.1 Angepasste und optimierte Deichbemessung in Mo O Die Anpassung des Deichdesigns erfordert die Definition eines Bemessungswasserstandes mit einem bestimmten Wiederkehrintervall. Dieses kann auf der Basis verschiedener statistischer Verteilungsfunktionen abgeschätzt werden. Bei kurzen zugrunde liegenden Zeitreihen nimmt dabei der Fehler der Abschätzung zu, wenn in Bereiche hoher Wiederkehrintervalle extrapoliert wird. Für den Deich bei Mo O wurde ein Ereignis mit einem Wiederkehrintervall von fünf Jahren gewählt. Unter Verwendung einer Pearson-III-Verteilungsfunktion resultiert daraus ein Bemessungswasserstand von +2,29 m (Höhenreferenz Vietnamese National Datum Plane). Tabelle 1 fasst die durch den Mangrovenwald transmittierten Wellenhöhen HT vor dem Deich bei Mo O unter Berücksichtigung verschiedener Transmissionsraten r für fünf verschiedene Breiten des Mangrovenwaldes zusammen. Die initiale Wellenhöhe am seewärtigen Ende des Mangrovengürtels beträgt dabei Hmax = 1,209 m. 5

Tabelle 1: Transmittierte Wellenhöhen Mangrovenwaldes für verschiedene Transmissionsraten (r) und Breiten des Transmissonsrate r [-] 0,001 0,0015 0,002 0,005 1 1,209 1,208 1,208 1,204 Breite des Mangrovenwaldes [m] 40 290 180 HT [m] 1,162 1,137 1,113 0,968 0,992 0,883 0,774 0,121 0,859 0,684 0,508 n/a 350 0,786 0,575 0,363 n/a Mit zunehmender Breite des Mangrovenwaldes reduziert sich die Wellenhöhe am Deichfuß, wodurch sich wiederum der Wellenauflauf bzw. -überlauf reduziert. Des Weiteren hat eine flachere Außenböschung des Deiches einen positiven Effekt auf den Wellenauflauf. Im vorliegenden Fall schränken räumliche Randbedingungen (Mangrovenwald vor dem Deich, Felder hinter dem Deich) die flachere Ausbildung der Deichneigung jedoch ein. Die erforderliche Deichhöhe wurde anschließend auf Basis des berechneten Freibords bestimmt. Die Bemessungshöhe resultiert dabei aus der Addition des Bemessungswasserstandes und des berechneten Freibords. Kommt ein Wellentransmissionskoeffizient von r = 0,002 bei einer Breite des Mangrovenwaldes von 350 m zur Anwendung, liegt die transmittierte Wellenhöhe am Deichfuß bei 0,363 m. Wird eine Neigung der Deichaußenböschung von 1:3 zugrunde gelegt und ein Freibord von 0,90 m angesetzt, tritt nach CEM (2002) kein struktureller Schaden am Deich auf. Tabelle 2 zeigt die Bemessungshöhe, die bestehende Deichhöhe und die erforderliche Deicherhöhung ∆h für ein Szenario mit einer Breite des Mangrovenwaldes von 350 m sowie für ein Szenario ohne Mangrovengürtel. In letzterem Fall müsste der Deich bei ansonsten unveränderten Randbedingungen 1,20 m höher sein. Tabelle 2: Bemessungshöhen und erforderliche Deicherhöhung ∆h Mangroven Breite 350 m Keine Bemessungs wasserstand (1) + 2,29 m + 2,29 m Berechneter Freibord (2) 0,90 m 2,10 m Erforderliche Deichhöhe (1+2) 3,19 m 4,39 m Aktuelle Deichhöhe 2,33 m 2,33 m ∆h 0,86 m 2,06 m Auf der Basis der abgeleiteten Parameter (Neigung der Außenböschung 1:3, erforderliche Deichhöhe 3,19 m bzw. 4,39 m für das zweite Szenario) wurde ein angepasstes Deichprofil entworfen. Abbildung 4 zeigt einen repräsentativen Deichquerschnitt für den Deich bei Mo O. Hier reduziert der vorhandene Mangrovenwald die erforderliche Deichhöhe um 1,20 m. Das optimierte Deichprofil wurde auf Basis des vorhandenen Deiches entwickelt. Als Deichkern wird sandiges Material verwendet, das in der Nähe des Untersuchungsgebietes in ausreichender Menge vorhanden ist. Die mit Gras bewachsene Deckschicht des Deiches gewährleistet weitestgehend eine Wasserundurchlässigkeit sowie einen natürlichen Schutz gegen Erosion. Für die Deckschicht kann Material verwendet werden, das im Umfeld des Deiches vorhanden ist. Dieses Material erfüllt im Wesentlichen die Standards für Deckschichten, die in der EAK (2002) definiert sind. Alle geotechnischen Nachweise zeigen, dass die Standsicherheit des entworfenen Deiches gewährleistet ist. Der Baugrund kann die zusätzlichen Lasten aus der Deicherhöhung aufnehmen. Dennoch ist die Tragfähigkeit des Baugrundes im Untersuchungsgebiet aufgrund des weichen, schlickigen Untergrundes begrenzt. Bei Überschreiten einer Deichhöhe von etwa 4,60 m können die Lasten aus dem Bauwerk nicht mehr sicher abgetragen werden, und es besteht die Gefahr von Grundbruch (Budhu 2011). 6

Abbildung 4: Querschnitte des Deiches bei Mo O für einen Bemessungswasserstand mit einem Wiederkehrintervall von 5 Jahren mit und ohne Mangrovenwald vor dem Deich (Albers und Schmitt 2015) 5.2 Vorlandmanagement in Soc Trang Das im Wattenmeer der Nordseeküste etablierte Design von Lahnungen wurde an die lokalen Bedingungen im Mekong Delta angepasst. Hierzu wurden Bambus-Lahnungen verschiedener Abmessungen im physikalischen Modell in einer Wellenrinne untersucht (Albers et al. 2013). Bambus hat Vorteile hinsichtlich seiner bautechnischen Eigenschaften, Flexibilität, Verfügbarkeit und Kosten. Er ist schnell nachwachsend und stellt somit eine nachhaltige Lösung dar. Die Wiederherstellung von Vorlandflächen erfordert ein umfangreiches Verständnis der hydro- und morphodynamischen Prozesse. Die Ergebnisse von Messungen in der Natur und aus numerischer Simulation entlang der Küste der Provinz Soc Trang aus vorangegangenen Studien wurden verwendet, um wichtige Randbedingungen für die Bemessung von Küstenschutzmaßnahmen zu definieren (Albers und von Lieberman 2011, Albers et al. 2013, Schmitt und Albers 2014): weicher Baugrund aus schluffigem und tonigem Material; signifikante Wellenhöhe 0,65 m; Wellenperiode 5-6 s; Tidehub 3,50 m; Wassertiefen vor dem Deich von bis zu 2,00 m bei Tidehochwasser. Die wesentlichen Bemessungsgrößen der Bambus-Lahnungen resultieren aus den ermittelten hydrodynamischen Belastungsgrößen und einer darauf basierenden statischen Bemessung. So ergaben sich unter anderem eine Höhe der Lahnung über Grund von 1,30 m, ein Durchmesser der Bambuspfähle von 0,08 m für küstenparallele Bauteile und von 0,06 m für Bauteile quer zur Küste sowie eine Einbindetiefe der Pfähle von 3,4 m, davon 2,6 m in tiefere tragfähige Bodenschichten. Die Ergebnisse des Monitorings wurden verwendet, um den Pfahlabstand (0,3 m), Verbindungsmaterial (rostfreier Stahldraht) und die Struktur der Faschinen (flexible Bambusäste) für spätere Bauabschnitte zu optimieren. Mit diesem optimierten Design wurde in den Jahren 2012 bis 2018 in mehreren Bauphasen über 13.000 m der Bambus-Lahnungen an den Küsten der benachbarten Provinzen Soc Trang, Bac Lieu und Ca Mau errichtet. Die Anordnung der Lahnungen wurde so gewählt, dass Lee-Erosion soweit wie möglich reduziert wird. Dabei war das Ziel, die Landspitzen der noch bestehenden Vorländer (weiße Pfeile in Abbildung 5) wieder zu verbinden, um so die zuvor existierende Küstenlinie wiederherzustellen und Erosion vom Deich fernzuhalten. 7

Abbildung 5: Wiederherstellung erodierter Vorlandflächen mithilfe von Bambus-Lahnungen in der Provinz Bac Lieu (Mekong Delta, Vietnam). Foto Cong Ly und G.E. Wind 2013. Die permeablen Bambus-Lahnungen reduzieren die Strömungsgeschwindigkeiten in den Lahnungsfeldern. Die einlaufenden Wellenhöhen werden bis zu 80% reduziert (Albers et al. 2013). Beides führt zu verstärkten Sedimentationsraten in den Lahnungsfeldern. Ergebnisse von installierten Pegellatten zur Erfassung der Entwicklung der Geländehöhen zeigen im Mittel Sedimentationsraten von 0,17 m in 7 Monaten (Albers et al. 2013). Zudem ist der Konsolidierungsprozess des Schlicks in den Lahnungsfeldern beschleunigt und führt zu erhöhter Erosionsstabilität der Sedimente. Diese Entwicklung konnte durch eine regelmäßige Beprobung und Auswertung der Bodendichte nachgewiesen werden (Albers et al. 2013). 5.3 Mangrovenregeneration auf wiederhergestellten Vorländern Abbildung 6 zeigt die Ergebnisse der Fotodokumentation des Mangroven-Monitorings an einem Standort in Soc Trang und verdeutlicht exemplarisch den Sedimentationsprozess und die natürliche Regeneration von Mangroven auf diesen Flächen über einen Zeitraum von 28 Monaten. Dargestellt ist die Entwicklung der Fläche beginnend ab dem Bau der Lahnungen im Oktober 2012 bis zum Januar 2015. Auf dem Foto oben links (November 2012) sind die küstenparallelen Bauteile der Lahnungen deutlich erkennbar (weißer Pfeil). Im Vordergrund sind Gabionen erkennbar, die den Deichfuß schützen sollten. Das Foto oben rechts (Februar 2013) zeigt die einsetzende Sedimentation. Auf dem Foto unten links (November 2013) sind die einsetzende Konsolidierung der abgelagerten Sedimente beginnend vom Deichfuß hin zu den Öffnungen der Lahnungen sowie die beginnende natürliche Regeneration von Avicennia erkennbar. Das Foto unten rechts (Januar 2015) zeigt das Wachstum der Mangroven, das nicht mehr durch den Einfluss von Tide und Seegang gestört wird. Abbildung 6: Natürliche Regeneration von Avicennia auf restaurierten Vorländern in der Provinz Soc Trang (Fotos: GIZ Soc Trang, R. Sorgenfrei 01/2015). 6. Diskussion 8

Der Bau von Küstenschutzelementen wie Deichen zum Schutz größerer ländlicher Flächen ist äußerst kostenintensiv und somit allein unter finanziellen Gesichtspunkten in vielen Schwellenländern Südostasiens nicht als alleinige Maßnahme des Küstenschutzes geeignet. Im Falle von Deltagebieten großer Flüsse, wie dem Mekong Delta, ist zudem die Machbarkeit von Deicherhöhungen durch die Tragfähigkeit des Baugrundes begrenzt. In Zeiten steigender Wasserstände und zunehmender Häufigkeit und Intensität von Sturmfluten kommt der Wellentransmission durch Mangroven eine besondere Bedeutung hinsichtlich der Deichbemessung zu. An Standorten, an denen Erosion die Mangroven und die Vorländer zerstört hat, ist ein gezieltes Management der Vorlandflächen erforderlich, um geeignete Bedingungen für die Rehabilitation von Mangroven zu schaffen ( Schmitt und Albers 2023). Mangroven schützen dabei nicht nur die Küste vor Erosion und damit auch die Menschen in der Küstenzone vor den Auswirkungen von Sturmfluten. Vielmehr bieten sie für die Menschen in dieser Region essentielle Ökosystemleistungen. Dies beinhaltet die Funktion der Mangrovenwälder als Produktionsstätte für die Fischerei sowie die Funktion der Kohlenstoffbindung. Mangrovenwälder können auch einen Puffer für den Meeresspiegelanstieg darstellen (Barbier 2007; Nagelkerken et al. 2008; Alongi 2009, 2014; Lee et al. 2014). Unter bestimmten Voraussetzungen (u.a. ausreichende Sedimentzufuhr) sind Mangroven in der Lage, den Meeresspiegelanstieg dadurch auszugleichen, dass sie durch Sedimentationsprozesse das Vorland mitwachsen lassen (Gilman 2006; McKee et al. 2007; Krauss et al. 2013; McIvor et al. 2013). Vorlandmanagement und der Einsatz von Lahnungen sind seit vielen Jahrzehnten wichtige Maßnahmen des organisierten Küstenschutzes an den Küsten der Nordsee (Probst 1996; Kramer 1989). Auch in den USA wurden lahnungsähnliche Bauwerke eingesetzt, um Sedimentationsraten gezielt zu erhöhen (Boumans et al. 1997). Winterwerp et al. (2013, 2020) schlugen unlängst den kombinierten Einsatz von Mangroven-Rehabilitation und ingenieurtechnischen Maßnahmen (“Building with Nature”) vor, um Erosion an Mangrovenküsten zu stoppen (oder gar umzukehren). Dabei wurde eine Strategie beschrieben, die ökologische, hydrologische und morphodynamische Elemente beinhaltet, aber auch lokale sozioökonomische Aspekte betrachtet. Der Einsatz von Bambus-Lahnungen ist eine kosteneffiziente und nachhaltige Maßnahme des Küstenschutzes, die die natürlichen morphodynamischen Prozesse lediglich lokal beeinflusst. Dennoch müssen Küstenabschnitte, an denen Lahnungen eingesetzt werden sollen, sorgfältig auf der Basis der vorhandenen Sedimente und der Bathymetrie ausgewählt werden. Clough (2014) beschreibt eine einfache Methode, um an Mangrovenküsten eine erste Bewertung der lokalen Randbedingungen vornehmen zu können. Um den Aufwand der Feldarbeiten zu verringern, empfiehlt es sich, auf Fernerkundungsdaten zurückzugreifen, um eine Vorauswahl der potentiellen Anwendungsgebiete vorzunehmen. Eine flächenhafte Küstenschutzstrategie, die die Elemente Vorländer, Mangroven und Deiche zu einem Gesamtsystem vereint, erlaubt es, differenzierte und ortsspezifische Küstenschutzmaßnahmen zu implementieren. Eine solche Strategie kann den Bedarf kostenintensiver technischer Lösungen reduzieren. Zudem können Pfadabhängigkeiten wie der negative Einfluss von Querbauwerken auf die Sedimentbilanz vermieden werden. Auch weitere Eindeichungen zur Gewinnung von Flächen für Aquakulturen (Shrimp Ponds), die einen erheblichen Einfluss auf die Sedimentbilanz haben (Winterwerp et al. 2005, 2020; Thampanya et al. 2006) können durch eine solche ganzheitliche Strategie vermieden werden. Die Bedeutung einer fundierten, flexiblen und realisierbaren Küstenschutzstrategie wurde bereits für die dynamischen Mangrovenküsten von Guyana erkannt (Anthony und Gratiot 2012). Des Weiteren kann eine differenzierte Strategie, die auf geeigneten ortsspezifischen Elementen beruht und nicht ausschließlich auf harten Küstenschutzmaßnahmen, flexibel auf sich ändernde Szenarien des Abflussregimes und des Sedimenthaushaltes des Mekong reagieren. Insbesondere die Entwicklung von Wasserkraftwerken im Einzugsgebiet des Mekong wird die Sedimentfracht des Mekong bis 2050 um bis zu 50% verringern (Nguyen et al. 2015). Das Management und die Wiederherstellung von dynamischen Mangrovenküsten als wesentliche Teile eines flächenhaften Küstenschutzes erfordern ein umfassendes Verständnis der räumlichen und temporalen morphodynamischen Prozesse. Historische Veränderungen der Küstenlinie müssen dabei beachtet werden. Solche Veränderungen können zyklisch stattfinden, wie für die Küste von Vinh Tan (Provinz Soc Trang) nachgewiesen, wo Sedimentationsraten von bis zu 23,6 m pro Jahr zwischen 1904 und 1965 auftraten und seitdem Erosionsraten von bis zu 14,1 m pro Jahr zu verzeichnen sind (Schmitt und Albers 2014). Die Untersuchung und das Verständnis solcher Prozesse helfen bei der Entscheidung, wann und wo Küstenschutzmaßnahmen erforderlich werden. In der Regel werden solche Maßnahmen dort erforderlich, wo die natürliche Dynamik der Küste durch Eingriffe des Menschen durch Deiche, Aquakulturen, Häfen usw. nachhaltig gestört wurde. Stürme und Sturmfluten sind dabei natürliche Prozesse und Teil der Küstendynamik. Die meisten der Bemessungsparameter, die für das Untersuchungsgebiet abgeleitet wurden, lassen sich mit leichten Anpassungen für das südliche Mekong Delta übernehmen. Hierbei müssen jedoch lokale Unterschiede der Tide, der Strömungen und des Seegangs herausgearbeitet und in der Bemessung der Lahnungen berücksichtigt 9

ist flächenhaften Küstenschutzes auch sehr wichtig, dass eine Strategie des werden. Gegebenenfalls erfordert dies Messungen von Seegang, Strömung und Sedimentparametern in verschiedenen Monsunphasen. Die Erfahrungen aus den Provinzen Soc Trang und Bac Lieu haben gezeigt, dass Bambuslahnungen eine effiziente Maßnahme zur Wiederherstellung erodierter Vorlandflächen sind und die Voraussetzungen für die natürliche Regeneration von Mangroven schaffen können. Ortsspezifische Unterschiede im Sedimentangebot und in der Morphodynamik resultieren in unterschiedlichen Sedimentationsraten von 0,17 m in 17 Monaten bis hin zu 1,00 m in 12 Monaten. Sollten sich Bambuslahnungen an einzelnen Positionen aufgrund eingeschränkter Versorgung mit Sedimenten als nicht erfolgreich herausstellen, ist dies aufgrund vergleichbar geringer Baukosten von US$ 50-60 pro Meter vertretbar. Dem gegenüber stehen Kosten von US$ 2.270 pro Meter für einen 3,5 m hohen Deich mit Deckschicht aus Beton (Hillen 2008, Kostenermittlung auf Basis einer durchschnittlichen Rate von 16.300 Vietnamesischen Dong pro US Dollar in 2008), wobei die Lebensdauer des Betons aufgrund mangelhafter Verarbeitung oftmals nur bei wenigen Jahren liegt. Die Lebensdauer von Bambus liegt nach Erfahrungen aus Thailand, wo der Einsatz in Form von Wellenbrechern erfolgt, bei 5 bis 7 Jahren (pers. Komm. Worapol Douglomchan 2011, Khok Kha, Samut Sakhon Province, Thailand). Dies erscheint als ausreichend für die Wiederherstellung von Vorlandflächen entlang der Küsten des Mekong Deltas. Es langfristiges Mangrovenmanagement bzw. Mangrovenschutz vorsieht. Ansonsten besteht die Gefahr, dass der rehabilitierte Mangrovenwald auf den wiederhergestellten Vorländern durch direkte oder indirekte anthropogene Einflüsse wieder zerstört wird und der Erosionsprozess von neuem beginnt. Als ein wirkungsvoller Ansatz für einen nachhaltigen und effektiven Mangrovenschutz hat sich dabei Co-Management erwiesen (Schmitt 2012). So hat beispielsweise der Schutz von Mangroven durch Co-Management in der Kommune Au Tho B zu einer Zunahme der Mangrovenflächen von 70 ha in 2008 auf 118 ha in 2014 geführt, wobei der Großteil des Zuwachses durch natürliche Regeneration stattfand (Zahlen basieren auf einem Vergleich von Satellitenaufnahmen und Felduntersuchungen). Alle Schritte vom erodierten Vorland bis hin zur Wiederherstellung des Vorlandes und zur Rehabilitation von Mangroven sind in Abbildung 7 zusammengefasst. Das Foto oben links in Abbildung 7 zeigt ein Beispiel eines erodierten Vorlandes aus der Provinz Soc Trang. Die Zeichnungen auf der rechten Seite zeigen die Effekte eines niedrigen (z.B. erodierten) Vorlandes auf die Wellendissipation. In diesem Fall wird wenig Wellenenergie über dem Vorland abgebaut und der größte Teil erreicht den Deichkörper. Dies erhöht die Gefahr ernsthafter Erosion des Deiches bzw. eines Deichversagens und zieht teure Verstärkungsmaßnahmen wie etwa Deckwerke nach sich. Um den Deich zu schützen und den Bedarf von Deicherhöhungen und -verstärkungen zu reduzieren, sollten die erodierten Vorländer zunächst wiederhergestellt werden. Der effizienteste Weg an schlickigen Küsten hierzu ist der Bau von durchlässigen Lahnungen, die den Sedimenteintrag in die erodierten Flächen nicht verhindern und Ruhewasserzonen verursachen, die die Sedimentation fördern. Hierbei bieten die Lahnungen auch bereits unmittelbar nach ihrem Bau Schutz für die dahinterliegenden Bereiche durch die durch sie verursachte Wellentransmission. Dies wird in der mittleren Zeichnung auf der rechten Seite dargestellt. Das höhere Vorland baut bereits einen großen Teil der einlaufenden Wellenenergie ab, wodurch die angreifenden Kräfte am Deich reduziert werden. Diese Kräfte können durch Bewuchs auf dem Vorland und Dissipation von Wellenenergie im Mangrovenwald weiter reduziert werden. Nach erfolgreicher Wiederherstellung der Vorländer sind Randbedingungen geschaffen, die eine natürliche Regeneration von Mangroven erlauben (Lewis et al. 2005). Zu erkennen ist dieser Effekt nach Installation von Bambus-Lahnungen im Mekong Delta (vgl. Abbildung 6). Ähnliche Ergebnisse lieferten auch Untersuchungen an durch Wellenbrecher geschützten Positionen in Malaysia (Babak und Roslan 2011). Dabei ist essentiell, dass die jungen Mangroven vor menschlichen Einflüssen geschützt werden, da ansonsten der zuvor beschriebene Kreislauf von vorne beginnt. Ist die natürliche Regeneration von Mangroven unzureichend, können ergänzende Pflanzungen durchgeführt werden. In diesen Fällen müssen geeignete Spezies verwendet werden und zur richtigen Zeit gepflanzt werden. Der beste Weg ist hierbei, sich an der Natur zu orientieren und die Anordnung und Zonierung der Spezies zu imitieren. Entlang schlickiger Küsten führt die natürliche Zonierung von Mangroven zu komplexen Strukturen aus variierenden Vegetationsdichten und Wurzelgeflechten, die eine optimierte Wellendämpfung ermöglichen (siehe Abbildung 7 unten links). Die unterirdischen Wurzeln der Mangroven haben zudem eine bodenstabilisierende Wirkung. Dabei sind die Wurzeln der Pionierpflanzen, die sich am seewärtigen Ende des Waldes etablieren, besser an die dortigen Bedingungen angepasst, als Spezies, die in der Mitte des Waldes zu finden sind, wobei eine größere Dichte der Luftwurzeln für eine größere Wellendämpfung sorgt (Horstman et al. 2013; Duke und Schmitt 2015). 10

Abbildung 7: Die Schritte vom erodierten Vorland über eine Wiederherstellung der Vorländer bis hin zur Rehabilitation von Mangroven. Foto K. Schmitt 2010; Grafiken zur Dissipation von Wellenenergie verändert nach Albers et al. (2013) und Zonierung von Mangroven nach Duke und Schmitt (2015). Schlussfolgerungen 6. Differenzierte, ortsspezifische und ganzheitliche Ansätze des Küstenschutzes werden im Kontext steigender Meeresspiegel und steigender Häufigkeiten und Intensitäten von Extremereignissen wie Sturmfluten zunehmend an Bedeutung gewinnen. Eine Berechnung des Wellenüberlaufes zeigt die Bedeutung und den Einfluss eines breiten und gesunden Mangrovenwaldes vor dem Deich auf die erforderlichen Deichhöhen. Die Möglichkeit der Deicherhöhung als Reaktion auf steigende Wasserspiegel ist in Deltaregionen insbesondere durch begrenzte finanzielle Mittel und die limitierte Tragfähigkeit der weichen Böden begrenzt. Daher ist nachhaltiges Mangrovenmanagement ein sehr wichtiges Element einer zukunftsorientierten Küstenschutzstrategie. Flächenhafter Küstenschutz, der Vorland- und Mangrovenmanagement mit optimierter Deichbemessung kombiniert, ist ein effektiver und kosteneffizienter Ansatz für Mangrovenküsten und tiefliegende Flussdeltas. Eine Küstenschutzstrategie, die differenzierte und ortsspezifische Ansätze beinhaltet, kann sicherstellen, dass der Küstenschutz einer Region effektiv und in angemessener Zeit an sich verändernde hydrologische Randbedingungen angepasst werden kann. Schrifttum ADB (2013) Climate risks in the Mekong Delta: Ca Mau and Kien Giang provinces of Viet Nam. http://adb.org/sites/default/files/pub/2013/climate-risks-mekong-delta.pdf Albers T, von Lieberman N (2011) Current and Erosion Modelling Survey. Published by Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ) GmbH Management of Natural Resources in the Coastal Zone of Soc Trang Province, Vietnam. http://daln.gov.vn/r/files//ICMP-CCCEP/tai_lieu/Document/Soc- trang/2015/2011_Current-and-Erosion-Modelling-Survey-Soc-Trang.pdf Albers, T, Schmitt, K 2015: Dyke design, floodplain restoration and mangrove co-management as parts of an area coastal protection strategy for the mud coasts of the Mekong Delta, Viet Nam. In: Wetlands Ecology and 11

Management. Volume 23, Issue 3, June 2015. Springer. ISSN 0923-4861. DOI 10.1007/s11273-015-9441- 3 Albers T, Schmitt K, Dinh CS (2013) Shoreline Management Guidelines – Coastal Protection in the Lower Mekong Delta. Published by Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ) GmbH Management of Natural Resources in the Coastal Zone of Soc Trang Province, Vietnam. http://daln.gov.vn/r/files//ICMP-CCCEP/tai_lieu/Document/Soc-trang/Shoreline-Management- Guidelines.pdf Alongi DM (2002) Present state and future of the world’s mangrove forests. Environ. Conserv. 29(03): 331-349. doi:10.1017/S0376892902000231 Alongi DM (2009) Energetics of Mangroves. Springer Science + Business Media, New York Alongi DM (2014) Carbon cycling and storage in mangrove forests. Annu. Rev. Mar. Sci. 6: 195–219. doi:10.1146/annurev-marine-010213-135020 Anderson, ME, Smith JM, McKay SK (2011) Wave Dissipation by Vegetation. Coastal and Hydraulics Engineering Technical Note ERDC/CHL CHETN-I-82. Vicksburg, MS: U.S. Army Engineer Research and Development Center. http://chl.erdc.usace.army.mil.chetn Anthony EJ, Gratiot N (2012) Coastal engineering and large-scale mangrove destruction in Guyana, South America: Averting an environmental catastrophe in the making. Ecological Engineering 47: 268–273. DOI: 10.1016/j.ecoleng.2012.07.005 Babak K, Roslan H (2011) Mangrove restoration without planting. Ecol. Eng. 37(2): 387–391 Barbier EB (2007) Valuing ecosystem services as productive inputs. Econ. Policy 22(49): 177–229 Biggs D (2010) Quagmire: Nation-Building and Nature in the Mekong Delta. Weyerhaeuser Environmental Books Series. Seattle: University of Washington Press Boateng I (2012) GIS assessment of coastal vulnerability to climate change and coastal adaption planning in Vietnam. J. Coast. Conserv. 16(1): 25-36 Boumans RMJ, Day JW, Kemp GP, Kilgen K (1997) The effect of intertidal sediment fences on wetland surface elevation, wave energy and vegetation establishment in two Louisiana coastal marshes. Ecol. Eng. 9: 37– 50 Budhu M (2011) Soil Mechanics and Foundations, 3rd Edition. Wiley, New York CEM (2002) Coastal Engineering Manual. US Army Corps of Engineers, Coastal & Hydraulics Laboratory. http://chl.erdc.usace.army.mil/chl.aspx?p=s&a=ARTICLES;104 Clough B (2014) Site assessment manual. Published by Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ) GmbH Adaptation to Climate Change through Promotion of Biodiversity in Bac Lieu Province, Viet Nam. Duke NC, Schmitt K (2015) Mangroves: Unusual Forests at the Seas Edge. In: Pancel L, Köhl M (eds) Tropical Forestry Handbook 2nd edition 2015, Springer: Chapter 20.1 EAK (2002) Empfehlungen für die Ausführung von Küstenschutzwerken durch den Ausschuss für Küstenschutzwerke. In: Kuratorium für Forschung im Küsteningenieurwesen (Hrsg.): Die Küste 65: 1- 338. Korrigierte Ausgabe 2007. Heide in Holstein Fowler J (1989) Geotextile Reinforced Embankments on Soft Foundations. US Army Corps of Engineers, Geotechnical Laboratory, Washington DC http://www.dtic.mil/dtic/tr/fulltext/u2/a218009.pdf Gedan KB, Kirwan ML, Wolanski E, Barbier EB, Silliman BR (2011) The present and future role of coastal wetland vegetation in protecting shorelines: answering recent challenges to the paradigm. Clim. Change 106: 7-29. DOI 10.1007/s10584-010-0003-7 Ghimire R, Ferreira S, Dorfman JH (2015) Flood-Induced Displacement and Civil Conflict. World Dev. 66: 614-628. http://dx.doi.org/10.1016/j.worlddev.2014.09.021 Gilman E (ed.) (2006) Proceedings of the Symposium on Mangrove Responses to Relative Sea-Level Rise and Other Climate Change Effects, 13 July 2006. Catchments to Coast. The Society of Wetland Scientists 27th International Conference, 9-14 July 2006, Cairns Convention Centre, C. Honolulu, USA: Western Pacific Regional Fishery Management Council http://mangroveactionproject.org/wp- 12

content/uploads/2013/10/Mangroves-and-SL-Rise-Proceedings_SWS_mangrove_climate- change_Symposium.pdf Gumbel EJ (1958) Statistics of Extremes. Columbia University Press, New York Hartlén J (1996) Methods of Construction. In: Hartlén J, Wolski W (eds) Embankment on Organic Soils. Development in Geotechnical Engineering, 80. Elsevier Science. pp 240-248 Hillen MM (2008) Safety Standards Project, Risk Analysis for New Sea Dike Design Guidelines in Vietnam. Technical Report Delft University of Technology/Hanoi Water Resources University; Sea Dike Project. Delft, The Netherlands: Delft University of Technology. 68 pp. http://repository.tudelft.nl/assets/uuid:59fd0624-9ad9-4eb7-ad9c- 14164e904dfc/Report_Safety_Standards_May2008.pdf Horstman EM, Dohmen-Janssen CM, Narra PMF, van den Berg NJF, Siemerink M, Hulscher SJMH (2012) Wave attenuation in mangroves: A quantitative approach to field observations. Coast. Eng. 94: 47-62 Horstman EM, Dohmen-Janssen M, Hulscher SJMH (2013) Flow routing in mangrove forests; a field study in Trang province, Thailand. Cont. Shelf Res. 71: 52-67 IPCC, 2023: Climate Change 2023: Synthesis Report. Contribution of Working Groups I, II and III to the Sixth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [Core Writing Team, H. Lee and J. Romero (eds.)]. IPCC, Geneva, Switzerland, doi: 10.59327/IPCC/AR6-9789291691647 ISPONRE - Institute of Strategy and Policy on Natural Resources and Environment (2009) Vietnam Assessment Report on Climate Change (VARCC). Joffre O (2010) Mangrove Dynamics in Soc Trang Province 1889 – 1965. Deutsche Gesellschaft für Technische Zusammenarbeit (GTZ) GmbH, Management of Natural Resources in the Coastal Zone of Soc Trang Province, Vietnam. http://daln.gov.vn/r/files/ICMP-CCCEP//tai_lieu/Document/Soc- trang/2010/Mangrove-history-1889-1965-EN.pdf Kramer J (1989) Kein Deich, kein Land, kein Leben – Geschichte des Küstenschutzes an der Nordsee. Leer, Verlag Gerhard Rautenberg Krauss KW, McKee KL, Lovelock CE, Cahoon DR, Saintilan N, Reef R, Chen L (2013) How mangrove forests adjust to rising sea level. New Phytol. 202: 19–34. doi:10.1111/nph.12605 Lee SY, Primavera JH, Dahdouh-Guebas F, McKee K, Bosire JO, Cannicci S, Diele K, Fromard F, Koedam N, Marchand C, Mendelssohn I, Mukherjee N, Record S (2014) Ecological role and services of tropical mangrove ecosystems: a reassessment. Glob. Ecol. Biogeogr. 23(7): 726–743. doi:10.1111/geb.12155 Lewis RR (2005) Ecological engineering for successful management and restoration of mangrove forests. Ecol. Eng. 24(4): 403–418. doi:10.1016/j.ecoleng.2004.10.003 Lewis RR, Hodgson AB, Mauseth GS (2005) Project facilitates the natural reseeding of mangrove forests (Florida). Ecol. Rest. 23(4): 276–277 Lewis RR (2009) Methods and Criteria for Successful Mangrove Forest Restoration. In Coastal Wetlands: An Integrated Ecosystem Approach. (First edit., pp. 787–800). Elsevier B.V. doi:10.1016/B978-0-444- 53103-2.00028-4 Mazda Y, Magi M, Ikeda Y, Kurokawa T, Asano T (2006) Wave reduction in a mangrove forest dominated by Sonneratia sp. Wetl. Ecol. Manag. 14: 365-378 McIvor AL, Möller I, Spencer T, Spalding M (2012) Reduction of wind and swell waves by mangroves. Natural Coastal Protection Series: Report 1. Cambridge Coastal Research Unit Working Paper 40. The Nature Conservancy and Wetlands International. http://www.wetlands.org/Portals/0/publications/Report/reduction-of-wind-and-swell-waves-by- mangroves.pdf McIvor A, Spencer T, Möller I, Spalding M (2013) The response of mangrove soil surface elevation to sea level rise. Natural Coastal Protection Series: Report 3. Cambridge Coastal Research Unit Working Paper 42. The Nature Conservancy and Wetlands International. http://www.wetlands.org/Portals/0/McIvor%20et%20al%202013%20Response%20of%20mangrove%20 soil%20surface%20elevation%20to%20sea%20level%20rise.pdf McKee K, Cahoon D, Feller I (2007) Caribbean mangroves adjust to rising sea level through biotic controls on change in soil elevation. Glob. Ecol. Biogeogr. 16(5): 545–556. DOI: 10.1111/j.1466-8238.2007.00317.x 13

MONRE - Ministry of Natural Resources and Environment (2009) Climate change, sea level rise scenarios for Vietnam. http://www.preventionweb.net/files/11348_ClimateChangeSeaLevelScenariosforVi.pdf Nagelkerken I, Blaber SJM, Bouillon S, Green P, Haywood M, Kirton L G, Somerfield PJ (2008) The habitat function of mangroves for terrestrial and marine fauna: A review. Aquat. Bot. 89: 155–185 Nguyen VM, Nguyen VD, Nguyen NH, Kummu M, Merz B, Apel H (2015) Future sediment dynamics in the Mekong Delta floodplains: Impacts of hydropower development, climate change and sea level rise. Glob. Planet. Change 127: 22–33 Pham TT (2011) Mangroves of Soc Trang 1965 – 2007. Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ) GmbH, Management of Natural Resources in the Coastal Zone of Soc Trang Province, Vietnam. Pham TT, Hoang T, Tran HM, Le Trong H, Schmitt K (2009) Tool Box for Mangrove Rehabilitation and Management. Deutsche Gesellschaft für Technische Zusammenarbeit (GTZ) GmbH, Management of Natural Resources in the Coastal Zone of Soc Trang Province, Vietnam. http://daln.gov.vn/r/files/ICMP- CCCEP//tai_lieu/Document/Soc-trang/2010/Mangrove-Management-Tool-Box-EN-2009.pdf Primavera J (1997) Socio-economic impacts of shrimp culture. Aquac. Res. 28: 815–827 Primavera J, Esteban J (2008) A review of mangrove rehabilitation in the Philippines: successes, failures and future prospects. Wetlands Ecol. Manage. 16: 345–358. doi:10.1007/s11273-008-9101-y Probst B (1996) Deichvorlandbewirtschaftung im Wandel der Zeit. Kuratorium für Forschung im Küsteningenieurwesen (Hrsg.) Die Küste 58: 47-60 Quartel S, Kroon A, Augustinus PGEF, van Santen P, Tri NH (2007) Wave attenuation in coastal mangroves in the Red River Delta, Vietnam. J. Asian Earth Sci. 29: 576-584 Schmitt K (2012) Mangrove planting, community participation and integrated management in Soc Trang Province, Viet Nam. - In: Macinthosh DJ, Mahindapala R, Markopoulos M (eds) Sharing lessons on mangrove restoration. Bangkok, Thailand: Mangroves for the Future and Gland, Switzerland: IUCN, pp 205-225. http://mangrovesforthefuture.org/assets/Repository/Documents/Call-for-Action-and- Proceedings-from-2012-Colloquium-Mamallapuram-India.pdf Schmitt K, Albers T (2023): Mangroves and Ecosystem-Based Coastal Protection in the Mekong River Delta, Vietnam. Available at: http://dx.doi.org/10.5772/intechopen.110820. In: Baylen Yllano O (ed.) (2023): Mangrove Biology, Ecosystem, and Conservation. Environmental Sciences. IntechOpen. ISBN 978-1- 83768-590-5. Available at: http://dx.doi.org/10.5772/intechopen.104370 Schmitt K, Albers T (2014) Area coastal protection and the use of bamboo breakwaters in the Mekong Delta. In: Nguyen DT, Takagi H, Esteban M (eds) Coastal Disasters and Climate Change in Vietnam: Engineering and Planning Perspectives. Elsevier Insights, pp 107-132 Schmitt K, Albers T, Trinh H, Dinh, CS (2013) Site-specific and integrated adaptation to climate change in the mangrove zone of Soc Trang Province, Viet Nam. - J. Coast. Conserv. 17: 545-558. DOI 10.1007/s11852-013-0253-4 4. http://link.springer.com/journal/11852/17/3/page/2 Smith TF, Thomsen DC, Gould S, Schmitt K, Schlegel B (2013) Cumulative pressures on sustainable livelihoods: coastal adaptation in the Mekong Delta. Sustainability 5(1): 228 – 241. http://www.mdpi.com/2071-1050/5/1/228/pdf Soc Trang Statistics Office (2010) Soc Trang Statistical Yearbook 2009. Statistical Publishing House, Hanoi, Vietnam. Translated from: Cục Thống Kê Tỉnh Sóc Trăng (2010) Niên Giám Thống Kê Tỉnh Sóc Trăng Năm 2009. Nhà Xuất Bản Thống Kê, Hà Nội, Việt Nam, pp 419 Thampanya U, Vermaat JE, Sinsakul S, Panapitukkul N (2006) Coastal erosion and mangrove progradation of Southern Thailand. Estuarine Coastal Shelf Sci. 68(1-2): 75-85 Temmerman S, Meire P, Bouma TJ, Herman PMJ, Ysebaert T, De Vriend HJ (2013) Ecosystem-based coastal defence in the face of global change. Nature 504: 79-83. doi:10.1038/nature12859 Thanh ND (2014) Climate Change in the Coastal Regions of Vietnam. In: Thao ND, Takagi H, Esteban M (eds) Coastal Disasters and Climate Change in Vietnam: Engineering and Planning Perspectives. Elsevier Insights, pp 175-198 Todd L, Walton JR (2000) Distributions for storm surge extremes. Ocean Engineering 27: 1279-1293 14

Tuan Le Anh, Hoang Chu Thai, Miller F, Bach Tan Sinh (2007) Flood and salinity management in MD Vietnam. Ho Chi Minh: Can Tho University. www.sumernet.org/MekongDeltaMonograph/5Chapter1.pdf UN – United Nations (2012) Climate Change Fact Sheet: The effects of climate change in Viet Nam and the UN’s responses. Version of 10 August 2012 http://www.un.org.vn/en/publications/government-agency- publications/doc_details/111-climate-change-fact-sheet-updated-august-2012.html Winterwerp, J.C.; Albers, T.; Anthony, E.J.; Friess, D.A.; Mancheno, A.J.; Moseley, K.; Muhari, A.; Naipal, S.; Noordermeer, J.; Oost, A.; Saengsupavanich, C.; Tas, S.A.J.; Tonneijck, F.H.; Wilms, T.; Van Bijsterveldt C.; Van Eijk, P.; Van Lavieren, E.; Van Wesenbeeck, B.K. (2020): Managing erosion of mangrove-mud coasts with per-meable dams – lessons learned. In: Ecological Engineering, Volume 158, 2020, 106078, ISSN 0925-8574, https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2020.106078. (http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0925857420303669) Winterwerp JC, Borst WG, De Vries MB (2005) Pilot study on the erosion and rehabilitation of a mangrove mud coast. J. Coast. Res. 21(2): 223-231 Winterwerp JC, Erftemeijer PLA, Suryadiputra N, Eijk P, Zhang L (2013) Defining Eco-Morphodynamic Requirements for Rehabilitating Eroding Mangrove-Mud Coasts. Wetlands 33(3): 515–526. doi:10.1007/s13157-013-0409-x 15

Workshop 1 Anwendungserfahrungen mit der EBV Moderation: Manuela Rieneck Niedersächsisches Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz, Hannover Referate: Melanie Schäfer Autobahn GmbH, Niederlassung Nordwest, Hannover Denise Anlauf GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH, Braunschweig Inhalt: Seit vielen Jahren hat das Thema „Entsorgung von mineralischen Abfällen“ einen festen Platz beim Alt- lastentag Hannover. Mit dem Inkrafttreten der ErsatzbaustoffV am 01.08.2023 sind nun erstmals bundeseinheitliche Regelungen für die Verwertung von mineralischen Abfällen festgelegt worden. Anschließend an den letzten Altlastentag soll nun gut ein Jahr nach Inkrafttreten der ErsatzbaustoffV der Workshop die Möglichkeit geben, über die bisherigen Erfahrungen bei der Umsetzung zu diskutieren sowie mit den unterschiedlichen Akteuren (zuständigen Behörden, Betreiber von Aufbereitungsanlagen, Ingenieurbüros, Überwachungs-/Untersuchungsstellen, etc.) ins Gespräch zu kommen. Die zentrale Frage lautet: Was hat sich seit dem Inkrafttreten der ErsatzbaustoffV im Bereich der Verwertung mineralischer Ersatzbaustoffe geändert?

Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 1 Name Anlauf Arndt Bahr Balck Barkmann Bartsch Vorname Denise Yasmin Dr. Christine Torsten Tobias Dr. Viola Behörde / Unternehmen GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH BAUER Resources GmbH Competenza GmbH Stadt Hildesheim WSP Deutschland AG Nds. Landesamt für Bau und Liegenschaften (NLBL) Behörde für Umwelt, Klima, Energie und Agrarwirtschaft BUKEA Hagedorn Hannover GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Geoskop - C. Bohlen + Dr. H.-J. Weymann GbR Dr. Moll GmbH & Co. KG Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Landkreis Wittmund Anja Baumgärtner Martin Beese Carina Behrens Christian Bohlen Maximilian Chmilewski Felix Conradt Herbert Dannemann Dr. Klaus-Peter Hamburg Port Authority AÖR Erlinghagen Karsten Ernst Wiebke Fahldieck Katharina Finke Daniel Fischer Dr. Harald Freise Simon Friedrich Georgakis-Machunze Cindy Gerd Glasmeyer Graffunder Markus Karin Habben Udo Hagemann Heeren Ina Dieter Horchler Lars Howind Dr. Frank Ihle Ihnen Thorsten David Ilsemann Patrick Jordan Jordan Felix Christian Jost Kiesl Christian enercity Netz GmbH DB InfraGO AG Consens Umweltplanung GmbH Baugrundlabor Lüneburg GmbH Bauindustrieverband Niedersachsen-Bremen DB Bahnbau Gruppe GmbH Wessling Consulting Engineering GmbH & Co. KG Eurofins Umwelt Nord GmbH Umweltdienste Kedenburg GmbH Abfallwirtschaftsbetrieb Landkreis Aurich Landkreis Hameln-Pyrmont Region Hannover GeoDH Landkreis Holzminden IGB Ingenieurgesellschaft mbH H & M Ingenieurbüro GmbH & Co. KG Hagedorn Hannover GmbH Umweltdienste Kedenburg GmbH HPC AG Fülling Beratende Geologen GmbH GEO-data GmbH

Fred Vitali Paul Johanne Thora Thomas Hagen-Eike Hanna Ines Karola Thomas Dr. Peter Kerstin Dirk Marc Dr. Olaf Inga Maximilian Peter Katrin Svend Nathalie Köhler Kopp Kruse Kubbutat Leber Löffler Lüer Madaj Marschallek Meier Mock Molde Mussack Neumann Nordmann Otten Paulmann Peix Peters Rand Rauterberg Reinders Reitmann Rieneck Rommelmann Schäfer Schmalz Scholz Schröder Schroeder Schröpfer Schröter Schulz Seebacher Siepert Stadelmann Thape Walter Weller Weymann Wiemann Wieneke Würfel Zindel Mineral Waste Manager GmbH Staatliches Baumanagement Hannover Dr. Pelzer und Partner Landeshauptstadt Hannover Altmarkkreis Salzwedel Dr. Pelzer und Partner WSP Deutschland AG STRABAG Umwelttechnik GmbH Zweckverband Abfallwirtschaft Celle Landkreis Stendal Umweltdienste Kedenburg GmbH ukon Umweltkonzepte GmbH & Co.KG Landkreis Stendal Dr. Pelzer und Partner Hagedorn Hannover GmbH Landkreis Aurich WSP Deutschland AG Stadt Göttingen AGROLAB GmbH GBA Gesellschaft für Bioanalytik mbH Landkreis Cuxhaven Landkreis Leer NLStBV - Nieders. Landesbehörde für Straßenbau und Verkehr Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Hagedorn Hannover GmbH Autobahn GmbH AGROLAB GmbH Landkreis Nordwestmecklenburg Dr. Moll GmbH & Co. KG Büro für Geologie und Umwelt GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH GEO-data GmbH Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Eurofins Umwelt Nord GmbH ZECH Umwelt GmbH GGU mbH Hansestadt Uelzen GBA Gesellschaft für Bioanalytik mbH DEKRA Automobil GmbH Merle Manuela Laura Melanie Claudia Frank Vivienne Kerstin Maren Jörg Axel Anne Dirk Dr. Anja Henrike Michelle Lothar Dr. Hans-Jürgen Geoskop - C. Bohlen + Dr. H.-J. Weymann GbR Jürgen Martin Reinhard Robert Consens Umweltplanung GmbH Region Hannover EuroconAE KG STRABAG Umwelttechnik GmbH

Anwendungserfahrungen mit der Ersatzbaustoffverordnung Teil I – Aufgaben des Bauherrn „Ziel der Mantelverordnung ist es, in ihren jeweiligen Regelungsbereichen unter Berücksichtigung des aktuellen Stands der wissenschaftlichen Erkenntnisse, bundeseinheitliche und rechtsverbindliche Anforderungen an den Schutz von Boden und Grundwasser festzulegen. Zugleich sollen mit der Ersatzbaustoffverordnung die Ziele der Kreislaufwirtschaft gefördert und die Akzeptanz für den Einsatz von Ersatzbaustoffen verbessert werden.“ (BMUV 2021). Vor dem Hintergrund der Klimaziele, der Ressourcenschonung und der Nachhaltigkeit müssen Ausbaustoffe wiederverwendet oder hochwertig verwertet werden, um Rohstoffe im Kreislauf zu halten sowie unnötige Transporte zu vermeiden. Grundlage hierfür sind die umweltrelevanten Untersuchungen der anfallenden Ausbaustoffe. Liegen diese frühzeitig vor, kann die weitere Verwendung festgelegt werden. Die ErsatzbaustoffV als Teil der Mantelverordnung regelt die Herstellung von mineralischen Ersatzbaustoffen und deren Einbau in technische Bauwerke. Um den Schutz von Boden und Grundwasser zu gewährleisten, bedarf es jedoch umfangreicher chemischer Analysen der Ausbaustoffe, einer Güteüberwachung der zum Einsatz kommenden Baustoffe sowie detaillierter Vorinformationen vom Bauherrn, damit mineralische Ersatzbaustoffe zum Einsatz kommen können. 1 Einleitung Nach rund 16 Jahren Bearbeitungsdauer wurde am 16. Juli 2021 die sogenannte Mantelverordnung im Bundesgesetzblatt veröffentlicht. Es handelt sich hierbei um eine Artikelverordnung zur Einführung einer Ersatzbaustoffverordnung, zur Neufassung der Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung und zur Änderung der Deponieverordnung und der Gewerbeabfallverordnung. Sie trat nicht unmittelbar nach der Verkündung, sondern am 01. August 2023 in Kraft. Als größte Veränderung ist die Ersatzbaustoffverordnung (ErsatzbaustoffV) anzusehen. Bis zum Inkrafttreten dieser Verordnung galten in mehreren Bundesländern die Regelungen der LAGA M20 sowie länderspezifische Regelungen. Ziel der ErsatzbaustoffV ist es, erstmalig bundeseinheitliche und rechtsverbindliche Anforderungen an die Herstellung sowie an den Einbau von mineralischen Ersatzbaustoffen (MEB) festzulegen. Weiterhin sollen mit der ErsatzbaustoffV die Ziele der Kreislaufwirtschaft gefördert und die Akzeptanz für den Einsatz von MEB verbessert werden. In Zeiten des Klimawandels eine dringende und notwendige Maßnahme, für den Verkehrswegebau. Mit Hilfe eines Stoffstrommanagements können Baustoffe effizient genutzt, unnötige Transporte vermieden und Emissionen eingespart werden. Hierfür muss sich der Bauherr frühzeitig im Rahmen der Planung mit der Verwendung von Aus- und Einbaustoffen auseinandersetzen. Dabei dürfen die rechtlichen Vorgaben nicht außer Acht gelassen werden, damit es nicht zu schädlichen Auswirkungen auf Mensch und Umwelt kommt. Sicherstellen lässt sich dieses durch umweltrelevante Untersuchungen, die i.d.R. aus Recherche, Probenahme, Analyse und Bewertung bestehen. Die Ergebnisse aus den umweltrelevanten Untersuchungen dienen der Planung zum weiteren Umgang mit den anfallenden Ausbaustoffen. Damit können Entscheidungen getroffen werden, ob die Ausbaustoffe vor Ort wiederverwendet oder verwertet werden können, um Transportwege und Rohstoffe einzusparen. insbesondere

1.1 Frühzeitige Durchführung der umweltrelevanten Untersuchungen Vorrangiges Ziel ist es, Ausbaustoffe innerhalb der Baumaßnahme wiederzuverwenden oder durch Aufbereitungsverfahren zu verwerten. Verbleibt der Ausbaustoff auf der Baustelle, wird Abfall vermieden, da kein Entledigungswille besteht. Dieses Vorgehen spart Ressourcen, verringert lange Transportwege und verhindert schädliche Treibhausgase. Damit kann ein wichtiger Beitrag zum Klimaschutz geleistet werden. Die Verwendungsmöglichkeit der Ausbaustoffe ist vom Bauherrn unter der Maßgabe der umwelt- und bautechnischen Eignung zu prüfen. Dafür sollte er sich frühzeitig im Rahmen der Planung (Abb. 1) mit dem Thema Wiederverwendung / Verwertung innerhalb der Baumaßnahme sowie den umweltrelevanten Untersuchungen beschäftigen. Wie früh, hängt von der Maßnahme ab. In der langen Planungsphase einer Neubaumaßnahme ist es möglich, sich umfassend mit den Untersuchungen und dem Umgang der anfallenden Ausbaustoffe auseinanderzusetzen. Bei einer baulichen Erhaltung liegen die Schwierigkeiten nicht nur in der kürzeren Planungsphase, sondern auch in der Vielzahl der Ausbaustoffe sowie im heterogenen Straßenaufbau. Auch für die Überschussmassen sowie für Ausbaustoffe, die aufgrund der umwelt- und bautechnischen Eignung nicht innerhalb der Baumaßnahme verwendet werden können, benötigt der Bauherr und Abfallerzeuger für die Ausschreibung der Bau- und Entsorgungsleistung eine abfallrechtliche Deklaration. Diese stellt dann die Basis für die Kalkulation des Bieters dar. Abb. 1: Übersicht über das Vorgehen der umweltrelevanten Untersuchungen innerhalb bestimmter Leistungsphasen (LP 1, LP 7 und LP 9 für umweltrelevante Untersuchungen nicht relevant) 1.2. Zweckbestimmung definiert den Untersuchungsumfang Da der Abfallerzeuger die Schadstoffbelastung und somit die sich daraus ergebende Verwendungsmöglichkeit (Wiederverwendung, Verwertung) oder gar Beseitigung in der Regel ohne Vorerkundung nicht kennt, sollte die Beprobung bzw. die Analyse nach mehreren rechtlichen Vorgaben stattfinden. Je nach Entsorgungsweg bzw. Ausbaustoff sind bei den umwelttechnischen Untersuchungen u.a. die folgenden Vorschriften zu berücksichtigen: - Richtlinien für die umweltverträgliche Verwertung von Ausbaustoffen mit teer- /pechtypischen Bestandteilen sowie für die Verwertung von Ausbauasphalt im Straßenbau (RuVA-StB) - Ersatzbaustoffverordnung (ErsatzbaustoffV) - Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV) - Deponieverordnung (DepV) - Länderspezifischen Regelungen (z.B. Verfüllrichtlinien) - LAGA-Mitteilung 20 (LAGA M20)

Verwendungsmöglichkeiten von Ausbaustoffen innerhalb der Baumaßnahme und damit anzuwendendes Recht Abb. 2: Anhand der Abb.2 lässt sich erkennen, dass wenn der Ausbaustoff innerhalb der Baumaßnahme verbleibt, nur zwei Verordnungen maßgeblich sind, die BBodSchV und die ErsatzbaustoffV. Verwendungsmöglichkeiten von Ausbaustoffen außerhalb der Baumaßnahme und damit anzuwendendes Recht Abb. 3: Entstehen Überschussmassen oder ist die Schadstoffbelastung für den Verwendungszweck zu hoch, müssen die Ausbaustoffe einer Entsorgung außerhalb der Baumaßnahme zugeführt werden. Abb. 3 veranschaulicht, dass folgende Konstellationen möglich sind:

1. Bodenmaterial i.S. der BBodSchV kann in oder auf eine durchwurzelbare Bodenschicht oder unter- oder außerhalb einer durchwurzelbaren Bodenschicht eingebracht werden. 2. Die Ausbaustoffe können gemäß den länderspezifischen Regelungen in die Verfüllung verbracht werden. Gemäß § 28 BBodSchV gilt für die Verfüllungen eine Übergangszeit bis zum 31.07.2031, solange gelten die Zulassungen der „Verfüllbetriebe“ und damit meist die LAGA M20 Zuordnungswerte. 3. Z. B. nicht aufbereitetes Bodenmaterial kann gemäß § 18 ErsatzbaustoffV in ein Zwischenlager befördert werden. In diesem Falle ist der Betreiber des Zwischenlagers verpflichtet, die umweltrelevanten Untersuchungen durchzuführen. 4. Werden Ausbaustoffe unmittelbar oder nach Aufbereitung in ein technisches Bauwerk eingebaut, ist die ErsatzbaustoffV anzuwenden. 5. Um den Maßgaben des § 8 Abs. 1 Satz 1 KrWG (hochwertige Verwertungsmaßnahme) gerecht zu werden, können die Ausbaustoffe einer Aufbereitungsanlage zugeführt werden. Die umweltrelevanten Untersuchungen richten sich dabei einerseits nach der Art des Ausbaustoffs sowie nach den Genehmigungsbescheiden der Anlagen (RuVA- StB, LAGA M20 oder ErsatzbaustoffV). 6. Eine weitere Möglichkeit ist der Einsatz als Deponieersatzbaustoff. Unter Berücksichtigung der Abfallhierarchie stellt die Beseitigung die letzte Option dar. Bei gefährlichen Abfällen ist dieses aber meist nicht zu vermeiden. In diesem Fall sind die umweltrelevanten Untersuchungen gemäß der DepV durchzuführen. Jede Zweckbestimmung erfordert die richtige Probenahmestrategie. Die Schwierigkeit liegt darin, alle Wege des jeweiligen Ausbaustoffes abzubilden. Bleiben die Ausbaustoffe innerhalb der Baustelle, sind die abzuprüfenden Untersuchungen noch relativ überschaubar. Sollen aber Ausbaustoffe die Baustelle verlassen, wird die Entscheidung des Entsorgungsweges meist dem Auftragnehmer überlassen. Erschwerend kommt hinzu, dass die verschiedenen Verordnungen teils unterschiedliche Untersuchungsumfänge sowie Analyseverfahren abfordern und die Genehmigungsbescheide der Aufbereitungsanlagen unterschiedliche Anforderungen beinhalten können. Im Anwendungsbereich der ErsatzbaustoffV werden nur für nicht aufbereitetes Bodenmaterial bzw. Baggergut Anforderungen an die umweltrelevanten Untersuchungen bei den Vorerkundungen gestellt. Für alle anderen mineralischen Abfälle gibt es keine Vorgaben, so dass der Bauherr eigene Vorgaben treffen muss. Erschwerend kommt hinzu, dass die Schadstoff-Elution gemäß ErsatzbaustoffV und BBodSchV bei einem Wasser- Feststoff-Verhältnis von 2:1, gemäß LAGA M20 und DepV jedoch bei 10:1 erfolgt. Die sich ergebenden Schadstoffkonzentrationen beider Elutionsverfahren sind nicht vergleichbar und können auch nicht umgerechnet werden. Dieses kann bei der Bewertung und Einstufung der mineralischen Abfälle zu Widersprüchen und Schwierigkeiten führen, da unterschiedliche Parameterumfänge und unterschiedliche Analyseverfahren konträre Ergebnisse liefern können. Da der Bauherr im Vorfeld den Entsorgungsweg nicht kennt, muss er in der Ausschreibung eine Vielzahl von umwelttechnischen Untersuchungen anbieten, damit den Bietern im Einklang mit den Vorschriften eine möglichst große kalkulatorische Freiheit eingeräumt wird. Eine Konsequenz daraus ist, dass die Kosten der umweltrelevanten Untersuchungen seit dem Inkrafttreten der ErsatzbaustoffV um ein Vielfaches gestiegen sind, u.a. weil die neuen Analyseverfahren mittlerweile die ca. 10-fache Probenmenge benötigen. Sich frühzeitig mit den umweltrelevanten Untersuchungen auseinanderzusetzen, kann dabei helfen, den mittlerweile unübersichtlichen Vorgabendschungel zu durchdringen. Die Ergebnisse aus den umweltrelevanten Untersuchungen fließen als Teil des Stoffstrommanagements in die Planung der Baumaßnahme ein. Beim Stoffstrommanagement sollen die bei einer Maßnahme anfallenden Aus-, aber auch Einbaustoffe durch den

Auftraggeber oder dessen Beauftragten gelenkt werden. Der Zweck ist es, die Materialströme zur Verringerung des Material- und Energieverbrauches und der Emissionen durch Transporte sowie die umweltgerechte Verwendung oder Verwertung der Ausbaustoffe zu optimieren. Ein durchdachtes Stoffstrommanagement bietet enormes Potenzial, Abfälle zu vermeiden und damit natürliche Ressourcen sowie Transportwege einzusparen als auch Deponiekapazitäten zu schonen. Darüber hinaus können Kosten minimiert werden, insbesondere wenn damit das Risiko von Störungen im Bauablauf verhindert wird. Das Merkblatt für umweltrelevante Untersuchungen im Straßenbau (M URU) der FGSV kann für ein Stoffstrommanagement herangezogen werden. Es führt den Leser durch die verschiedenen Planungsphasen und gibt Hinweise und Empfehlungen zum Untersuchungsumfang sowie zur Erstellung einer Untersuchungsstrategie. Des Weiteren werden Anforderungen an den Probenehmer, an die Probenahme sowie an den umwelttechnischen Bericht beschrieben. 1.3 Einsatz von mineralischen Ersatzbaustoffen Werden mineralische Abfälle innerhalb der Baumaßnahme aufbereitet und in ein technisches Bauwerk eingebaut, sind seit dem 01.08.2023 die Anforderungen der ErsatzbaustoffV zu beachten und umzusetzen. Gleiches gilt bei Liefermaterialien aus mineralischen Ersatzbaustoffen. Vorrangig regelt die ErsatzbaustoffV die Herstellung und den Einbau von mineralischen Ersatzbaustoffen (MEB). Hierdurch soll eine bundeseinheitliche Qualität von mineralischen Ersatzbaustoffen erreicht werden, die für ein höheres Vertrauen in den Einsatz von MEB sorgen soll. Das System der Güteüberwachung mit Eignungsnachweis (EgN), werkseigener Produktionskontrolle (WPK) und Fremdüberwachung (FÜ) ist vom Grunde nach den bautechnischen Regelwerken des Straßenbaus nachempfunden. Als größte Veränderung sind die Analyseverfahren, die Materialwerte und die verschiedenen Materialklassen zu benennen. Auf neue Grenzwerte, Materialbezeichnungen sowie Analyseverfahren kann sich ein Hersteller, Verwender und Bauherr schnell einstellen, jedoch nicht, wenn Unklarheiten und Widersprüche bestehen. Die ErsatzbaustoffV bietet je nach Teilschritt der Güteüberwachung unterschiedliche Analyseverfahren an. Im Rahmen des Eignungsnachweises ist der ausführliche Säulenversuch durchzuführen, während bei der WPK und FÜ zwischen dem Säulenkurztest oder dem Schüttelversuch gewählt werden kann. Da jedes der drei Verfahren unterschiedlich ist, ist eine Vergleichbarkeit nicht möglich. Abschnitt 4 der ErsatzbaustoffV regelt den Einbau der MEB. Grundsätzlich dürfen nur MEB in technische Bauwerke eingebaut werden, wenn nachteilige Veränderungen der Grundwasserbeschaffenheit und schädliche Bodenveränderungen nicht zu besorgen sind (§ 19 Abs. 1 ErsatzbaustoffV). Dieses gilt als erfüllt, wenn der MEB güteüberwacht ist, bei nicht aufbereitetem Bodenmaterial die Anforderungen des Unterabschnitts 3 eingehalten werden sowie der Einbau gemäß den Einbauweise nach Anlage 2 oder 3 ErsatzbaustoffV erfolgt oder einem BM-0 / BG-0 entspricht. Für die Beurteilung der Einsatzmöglichkeiten eines MEB in einem technischen Bauwerk müssen die Standortbedingungen am Einsatzort bekannt sein. Hierzu gehört die Einbauweise (z.B. Frostschutzschicht), die Angaben zur grundwasserfreien Sickerstrecke, zur Grundwasserdeckschicht und ob die Baumaßnahme innerhalb eines Wasserschutzgebietes / Heilquellenschutzgebiet liegt. Gemäß § 19 Abs. 8 hat der Bauherr oder der Verwender die Beurteilung der Grundwasserdeckschicht auf Grundlage von Baugrunduntersuchungen vorzunehmen. Da die ErsatzbaustoffV keine Ausnahme für „Kleinmengen“ definiert, sind diese Angaben auch für kleinflächige Maßnahmen oder bei einer Asphaltdeckschichterneuerung durchzuführen. Darüber hinaus bestehen Anzeigepflichten bestimmter MEBs sowie umfangreiche Dokumentationspflichten. Dieser Aufwand, der zu einer Kostensteigerung führt, ist eine Ungleichbehandlung zum Einsatz von natürlichen Rohstoffen und motiviert den Bauherrn nicht dazu, MEBs einzubauen.

2 Fazit Nachhaltigkeit, Klimaschutz und Ressourcenschonung sind eng miteinander verknüpft. Als Bauherr und Abfallerzeuger ist es notwendig, sich frühzeitig mit dem Thema des Stoffstrommanagements auseinanderzusetzen. Umweltrelevante Untersuchungen, ein Konzept zur Vermeidung von Abfällen durch Wiederverwendung bzw. Verwertung in der Maßnahme sowie der Einsatz von mineralischen Ersatzbaustoffen als Liefermaterial bilden die Grundlage für einen nachhaltigen Straßenbau und werden in Zukunft immer wichtiger. Der Gesetzgeber hatte mit der Ersatzbaustoffverordnung die Gelegenheit, Anforderungen an umweltrelevante Untersuchungen bundesweit einheitlich zu formulieren. Leider wurde dieses Ziel größtenteils verfehlt, sodass der Abfallerzeuger bzw. Bauherr den Umfang sowie die anzuwenden Vorschriften (z.B. ErsatzbaustoffV, LAGA M20, DepV) selbst festlegen muss. Dies hat zur Folge, dass sich die Kosten der umweltrelevanten Untersuchungen für den Bauherrn immens erhöht haben, da ein Blumenstrauß von chemischen Analysen durchgeführt werden müssen, um alle Verwendungswege (Einbau in techn. Bauwerk, Verfüllung, bodenähnliche Anwendung, Deponie) offen zu halten. Weiterhin führt die Anzeige- und Dokumentationspflicht zu einem bürokratischen Aufwand, der den Einsatz von MEBs erschwert. Die Herausforderung des Bauherrn ist es nun, die rechtlichen Vorgaben unter den Haushaltsgrundsätzen der Sparsamkeit und Wirtschaftlichkeit zu erfüllen, um klimaschonend mit den Bau- und Rohstoffen umzugehen. Wenn jedoch das große Potential des Stoffstrommanagements umgesetzt wird, leistet der Verkehrswegebau einen entscheidenden Beitrag zur Nachhaltigkeit und damit zum Klimaschutz. Melanie Schäfer Autobahn GmbH des Bundes Niederlassung Nordwest melanie.schaefer@autobahn.de

Teil II – geotechnische und umweltrelevante Untersuchungen Anwendungserfahrungen mit der Ersatzbaustoffverordnung (BBodSchV) Zum 01.08.2023 ist die sogenannte Mantelverordnung in Kraft getreten. Sie beinhaltet die Einführung der Ersatzbaustoffverordnung (ErsatzbaustoffV), die Neufassung der Bundes- Bodenschutz- und Altlastenverordnung sowie die Änderung der Deponieverordnung (DepV) und der Gewerbeabfallverordnung (GewAbfV). Insbesondere die Einführung der ErsatzbaustoffV kann sich auf die Projektplanung, die Probenahme, die chemischen Analysen und schließlich auch auf das geo- und umwelttechnische Gutachten auswirken. Projektplanung für die Durchführung von Für die Erstellung eines Baugrundgutachtens bzw. Schadstoffuntersuchungen ist im Vorfeld eine ausreichende Projektplanung sicherzustellen. Auch wenn das grundsätzliche Untersuchungskonzept durch den Bauherren erstellt werden sollte, so bleibt die Verantwortung doch beim Gutachter. Der Baugrundgutachter muss z. B. durch eine Ortsbesichtigung, durch Auswertung von historischen, topografischen, geologischen sowie hydrogeologischen Karten und Luftbildern sowie durch Recherchen bei den zuständigen Fachbehörden (z. B. Bergbau, Altlasten, Kampfmittel, Erdfälle etc.) das Untersuchungskonzept prüfen und ggf. anpassen. Insbesondere die historische Recherche zur Abschätzung möglicher Schadstoffbelastungen aus der Vornutzung ist für das chemische Analysenkonzept maßgeblich. Auch die Lage des Plangebietes in Bezug zu Wasserschutzgebieten muss im Baugrundgutachten dargestellt werden. Nicht immer ist die seit dem 01.08.2023 gültige ErsatzbaustoffV für die Untersuchungen relevant. Daher ist im Vorfeld der Probenahme die Kenntnis über die Art der Maßnahme wichtig, um zu bestimmen, welche Vorschriften für die weiteren Untersuchungen heranzuziehen sind. Daher ist schon im Zuge der Projektplanung eine ausführliche Abstimmung zwischen Bauherrn und Baugrundgutachter erforderlich. Probenahme Obwohl in der ErsatzbaustoffV die Voruntersuchungen nicht geregelt sind, so werden dennoch Vorgaben zur Probenahme gemacht, wobei zwischen nicht aufbereitetem Bodenmaterial / nicht aufbereitetem Baggergut und RC-Material unterschieden wird. Bei nicht aufbereitetem Bodenmaterial / nicht aufbereitetem Baggergut gemäß § 14 Abs. 2 der ErsatzbaustoffV (Untersuchungspflicht) wird für die Probenahme von Böden in situ auf den Abschnitt 4 der BBodSchV verwiesen. Hierzu kann die DIN 19698 „Untersuchung von Feststoffen – Probenahme von festen und stichfesten Materialien“ Teil 6 (2019-01) herangezogen werden.

Für die Probenahme von RC-Materialien im Zuge der Vorerkundungen sind gemäß § 3 Abs. 1 der ErsatzbaustoffV (Annahmekontrolle) „In-situ-Untersuchungen, insbesondere nach DIN 19698 „Untersuchung von Feststoffen – Probenahme von festen und stichfesten Materialien“, Teile 5 (2018-06) und 6 (2019-01), zulässig.“ Die DIN 19698 Teil 6 gilt für in situ-Beprobungen von festen und stichfesten Materialien aus linienartigen (z. B. Leitungstrassen, Dämmen, Verkehrsflächen, Straßenbankette etc.) und flächigen Grundmengen (z. B. Baugrundstücke, Lagerplätze, Sport- und Freizeitanlagen etc.). Die in dieser DIN festgelegten Vorgaben sollen auch für in situ-Beprobungen eine vergleichbare Repräsentativität wie bei Haufwerksbeprobungen gewährleisten. Nachfolgend sind ausgewählte Anforderungen an die Probenahme gemäß DIN 19698 Teil 6 (2019-01) aufgelistet. • Es ist eine Probenahmestrategie inkl. eines Probenahmeplans (z. B. Angabe über die Zahl und Größe der zu charakterisierenden Grundmenge, Anzahl Einzel-, Misch- und Laborproben je Grundmenge etc.) zu erstellen. • Das Probenahmegerät ist an das Größtkorn und an das erforderliche Volumen der Einzelprobe anzupassen. • Die Probengewinnung durch Schürfe hat Vorrang. Bei Linienbauwerken, z. B. Fahrbahnen, können Schürfe durch Bohrungen d ≥ 150 mm ersetzt werden. • Bei Linienbauwerken ist der Abstand der Aufschlusspunkte auf max. 100 m (200 m bei stofflicher Homogenität) zu begrenzen. Die Aufschlüsse sind alternierend versetzt zur gedachten Mittelachse oder bei kleinen Abschnitten auf gedachten parallelen Achsen anzuordnen. • Die Probenahmetiefe muss die gesamte Schichtstärke der Grundmenge (abhängig von Material und Aushubtiefe) umfassen. • Bei einem Verdacht auf eine Schadstoffkontamination sind die Abstände zwischen den Aufschlusspunkten zu verringern. • Eine Mischprobe besteht aus mindestens 4 volumengleichen Einzelproben. Bei weitgehend konstanten Eigenschaften oder wenn nur die Durchschnittseigenschaften der Grundmenge relevant sind, kann die erforderliche Anzahl an Misch-/Laborproben, abhängig vom Volumen der Grundmenge, aus Tabelle 1 der DIN 19698 Teil 6 (2019-01) entnommen werden. Abb. 1: Tabelle 1 der DIN 19698 Teil 6 (2019-01): Abhängigkeit vom Volumen der Grundmenge und Anzahl Misch-/Laborproben bei Anwendung der Grundsätze der DIN 19698-2

Bei festgestellten oder zu erwartenden Heterogenitäten sollten Teilmengen als neue Grundmengen gebildet werden. Bei kleinräumig wechselnden Materialien sollten dagegen diese zu einer Grundmenge zusammengefasst werden. Für die Planung der Probenahme muss berücksichtigt werden, dass die in der ErsatzbaustoffV gewählte Methode zur Eluatherstellung (Wasser-Feststoffverhältnis 2:1) eine größere Probenmengen zur Durchführung der chemischen Analysen erfordert. Die in Tabelle 2 aufgeführten Probenmengen können als Orientierung herangezogen werden. Hierbei ist zu beachten, dass in den dargestellten Mengen ein Puffer (z. B. zur Nachanalyse von einzelnen Parametern) enthalten ist. Auch in der DIN 19698, Teil 6 (2019-01) sind Mindestvolumen für Einzelproben benannt. Tabelle 2: orientierende Probenmengen für chemische Analysen nach ErsatzbaustoffV Chemische Analysen gemäß ErsatzbaustoffV Boden- material / Baggergut Anl. 1, Tab. 3, komplett Anl. 1, Tab. 3, Spalte 6, BM-0*/BG-0* (bis 10 Vol.-% mineral. Fremdbestandteile) Anl. 1, Tab. 3, Spalte 3 - 5, BM-0/BG-0 (bis 10 Vol.-% mineral. Fremdbestandteile) Anl. 1, Tab. 3, Spalte 7 - 10, BM-F0* - BM-F3 (bis 50 Vol.-% mineral. Fremdbestandteile) Anl. 1, Tab. 4 (zusätzliche Materialwerte), komplett Anl. 1, Tab. 1 Überwachungswerte, Anl. 4, Tab. 2.2 RC-Material Probenmengen (Trockenmasse) 4 – 5 kg 4 – 5 kg 1 kg 2 - 3 kg 5 - 6 kg 2 kg 0,5 kg Ergänzend zu diesen Anforderungen ist sicher zu stellen, dass ausreichend Probenmaterial für Rückstellproben sowie für bodenmechanische Laborversuche zur Verfügung steht. Bei den Laborversuchen ist zu beachten, dass z. B. zur Durchführung einer Korngrößenverteilung gemäß DIN EN ISO 17892-4 die erforderliche Probenmenge vom Korndurchmesser („Größtkorn“) abhängt. Für ein Material der Körnung 0/32 mm wird beispielsweise eine Mindestmenge von rd. 14 kg empfohlen. Um die nötigen Probenmengen zu gewährleisten, werden neben Bohrkernentnahmen (d = 100 mm / 150 mm) und Kleinrammbohrungen zunehmend auch Handschürfe, Baggerschürfe oder großkalibrige Bohrungen (d ≥ 300 mm) notwendig. Abb. 3a und 3b: Die Herstellung der Aufschlüsse er- folgte hier z. B. durch großkalibrige Bohrungen (d = 400 mm) mit anschließender Handschachtung. 3a 3b

Abb. 4: Bei dem dargestellten Aufschluss handelte es sich um einen Handschurf. Hierbei konnte sowohl im in der Fahrbahnkern als auch Fahrbahnverbreiterung ausreichend Probenmaterial gewonnen werden. Chemische Analysen Der Umfang der Analysen und das Analyseverfahren sollten sich nach dem Entsorgungsweg des Ausbaustoffs und den dazu entsprechenden Vorschriften richten. Bei laufenden Baumaßnahmen kann in der Regel der Analysenumfang präziser bestimmt werden. Wird das Material zur Aufbereitung in eine zugelassene Anlage transportiert, sind chemische Analysen nach der ErsatzbaustoffV aktuell zumindest in Teilen Niedersachsens selten erforderlich. Dies liegt daran, dass viele dieser Aufbereitungsanlagen und Zwischenlager in ihren bestehenden Genehmigungen nach dem Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) noch nach LAGA M 20 zugelassen sind. Anders verhält es sich bei den geotechnischen und umweltrelevanten Voruntersuchungen. In dieser Untersuchungsphase ist eine Entscheidung über den konkreten Umgang mit den Ausbaustoffen meist noch nicht möglich. Die geotechnischen Eigenschaften in Verbindung mit den umweltchemischen Belastungen entscheiden über eine mögliche Wiederverwendung vor Ort oder eine erforderliche anderweitige Verwertung, anderenfalls ein Einsatz als Deponieersatzbaustoff oder eine Beseitigung auf einer Deponie. Um verschiedene Optionen für den späteren Entsorgungsweg zu ermöglichen, ist es im Rahmen der Vorerkundung empfehlenswert, die chemischen Analysen gemäß der ErsatzbaustoffV, der LAGA M 20 und, falls erforderlich, der Deponieverordnung (DepV) durchführen zu lassen. Eine Gegenüberstellung der Anforderungen an die chemischen Analysen nach LAGA M 20, ErsatzbaustoffV, BBodSchV und DepV enthält die Abbildung 5. Abb. 5: Gegenüberstellung der Anforderungen an die chemischen Analysen nach LAGA M 20, ErsatzbaustoffV, BBodSchV und DepV

In der ErsatzbaustoffV wird in Abhängigkeit des Anteils an mineralischen Fremdbestandteilen zwischen • Bodenmaterial / Baggergut BM/BG (Anteil ≤ 10 Vol.-%), • Bodenmaterial / Baggergut mit mineralischen Fremdbestandteilen BM-F / BG-F (Anteil ≤ 50 Vol.-%) und • RC-Baustoff (Anteil > 50 Vol.-%) unterschieden. Die Bestimmung des Anteils an mineralischen Fremdbestandteilen erfolgt rein subjektiv und kann zudem in kleineren Aufschlüssen möglicherweise ungenau sein. Gemäß TL BuB E-StB 20 gilt Bodenmaterial als Bodenmaterial mit Fremdbestandteilen (BM-F), wenn mineralische Fremdbestandteile erkennbar sind. Für umweltrelevante Untersuchungen in Vorerkundungen stellt die ErsatzbaustoffV ausschließlich Anforderungen an nicht aufbereitetes Bodenmaterial und Baggergut. Hierbei sind für die Einstufung die Parameter der Anlage 1, Tabelle 3 der ErsatzbaustoffV, in Abhängigkeit der Fremdbestandteile und/oder des Anfallortes, zu untersuchen. Lediglich bei Bodenmaterial oder Baggergut mit einem Anteil an mineralischen Fremdbestandteilen von weniger als 10 Vol.-% ist die chemische Analyse der Feststoffparameter an der Feinfraktion (≤ 2 mm) durchzuführen. Wird in der abgetrennten Grobfraktion eine Schadstoffbelastung vermutet, ist diese der Laboruntersuchung gesondert zuzuführen. Besteht ein konkreter Schadstoffverdacht, z. B. beim Vorhandensein von Schlacken, so ist die Analyse ergänzender Parameter aus der Anlage 1, Tabelle 4 notwendig. Beispiele zur Abschätzung einer möglichen Schadstoffbelastung enthält die Abbildung 6. Herkunft Verunreinigung Schlackehaltige ungebundene Tragschichten Cyanide, Antimon, Molybdän, Vanadium, Fluorid Flächen mit Verdacht auf den Einsatz von Unkrautbekämpfungsmitteln (z. B. Gleistrassen) Herbizide (Atrazin, Bromacil, Diuron, Glyphosat, AMPA, Simazin, Hexachlorbenzol, sonst. Herbizide) Oberböden im Straßenrandbereich einschließlich Bankettschälgut, mindestens bis 10 m Entfernung vom befestigten Fahrbahnrand Blei, Zink, Cadmium und Nickel, Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK), Polychlorierte Biphenyle (PCB), Dioxine, Platingruppenelemente Oberböden neben Bauten mit korrosionshemmenden Anstrichen (z. B. behandelte Strommasten, Brücken) Blei, Zink, Cadmium, Kupfer, PCB Böden von Überschwemmungsflächen (auch Hochwasserrückhaltebecken), wenn das Einzugsgebiet des Gewässers eine Verunreinigung des Sediments vermuten lässt Oberböden von Flächen, die langjährig als Klein- oder Hausgärten oder für Sonderkulturen, wie Weinbau, Hopfenanbau usw. genutzt wurden Gebiete, deren Böden erhöhte geogene Hintergrund- Gesamtgehalte erwarten lassen Schwermetalle, Arsen, Antimon, PAK, PCB Schwermetalle, Organochlorpestizide, PAK Cu, As, Hg, Organochlorpestizide Schwermetalle Oberböden von Waldstandorten Schwermetalle, Organochlorpestizide, PAK, PCDD/F Abb. 6: Beispiele zur Abschätzung einer mögl. Schadstoffbelastung aufgrund der Herkunft. Die kursiv geschriebenen Beispiele wurden der DIN 19731 (2021) entnommen. Bei RC-Baustoffen ist auf § 3 der ErsatzbaustoffV (Annahmekontrolle) zu verweisen, wonach die stoffspezifischen Materialwerte nach Anlage 1, Tabelle 1 und 4 sowie die Überwachungswerte gemäß Anlage 4, Tabelle 2.2 zur Charakterisierung herangezogen werden können. Eine final gültige Zuweisung einer Materialklasse nach ErsatzbaustoffV kann jedoch erst nach der Aufbereitung erfolgen.

Sowohl bei RC-Baustoffen als auch bei Bodenmaterial / Baggergut (Anteil Fremdbestandteile > 10 Vol.-%) ist eine chemische Analyse an der Gesamtfraktion durchzuführen. Die ermittelten Feststoffgehalte können dabei auch zur Einstufung nach LAGA M 20 und DepV herangezogen werden (vgl. Abb. 7). Gegebenenfalls sind ergänzende Feststoffparameter notwendig. Die nach ErsatzbaustoffV ermittelten Eluatgehalte können jedoch nicht zur Einstufung nach LAGA M 20 und DepV verwendet werden. Dies in den unterschiedlichen Wasser- Feststoffverhältnissen der Eluate (2:1 bei ErsatzbaustoffV, 10:1 bei LAGA M 20 und DepV; vgl. Abb. 8) begründet. ist Abb. 7: Untersuchungsumfänge der Feststoffparameter bei einer Analyse an der Gesamtfraktion nach ErsatzbaustoffV (Bodenmaterial / Baggergut und RC), nach LAGA M 20 (TR Boden und Bauschutt) sowie nach DepV. Gemäß Deponieverordnung sind zusätzlich die Parameter BTEX, Säureneutralisationskapazität und lipophile Stoffe im Feststoff zu untersuchen. Abb. 8: Untersuchungsumfänge der Eluatparameter bei Analyse an der Gesamtfraktion nach ErsatzbaustoffV (Bodenmaterial / Baggergut und RC), nach LAGA M 20 (TR Boden und Bauschutt) sowie nach DepV. Gemäß Deponieverordnung sind zusätzlich die Parameter DOC, Cyanid, Fluorid, Barium, Molybdän, Antimon, Selen und Gesamtgehalt gelöste Feststoffe im Eluat zu untersuchen.

Wird bei Bodenmaterial / Baggergut die chemische Analyse an der gesiebten Probe (≤ 2 mm) durchgeführt, so können die ermittelten Feststoffgehalte gemäß ErsatzbaustoffV auch zur Einstufung gemäß BBodSchV und LAGA M 20 herangezogen werden (vgl. Abb. 9). Eine Nutzung der Feststoffparameter zur Einstufung nach DepV wird möglicherweise akzeptiert, ist jedoch mit der Deponie abzusprechen. Die gemäß ErsatzbaustoffV ermittelten Eluatkonzentrationen können aufgrund des Wasser-Feststoffverhältnisses zur Einstufung gemäß BBodSchV genutzt werden (vgl. Abb. 10). Abb. 9: Untersuchungsumfänge der Feststoffparameter bei Analyse an der Feinfraktion nach ErsatzbaustoffV (Bodenmaterial / Baggergut), nach BBodSchV sowie LAGA M 20 (TR Boden). Abb. 10: Untersuchungsumfänge der Eluatparameter bei Analyse an der Feinfraktion nach ErsatzbaustoffV (Bodenmaterial / Baggergut), nach BBodSchV sowie LAGA M 20 (TR Boden).

Die Ausschreibung der chemischen Analysen für Vorerkundungen sollte so formuliert werden, dass die Angebote der Bieter auf einer einheitlichen Grundlage verglichen werden können. Unklare oder unvollständige Ausschreibungen führen zu nicht vergleichbaren Angeboten. Die folgenden Punkte sollten bei der Erstellung einer Ausschreibung berücksichtigt werden. • Bei unterschiedlichen Vorschriften für die chemischen Analysen sind getrennte Positionen zu erstellen. • Bei nicht aufbereitetem Bodenmaterial bzw. nicht aufbereitetem Baggergut muss spezifiziert werden, ob die Analyse nach ErsatzbaustoffV die komplette Tabelle 3 oder nur bestimmte Spalten umfasst. Bei Bedarf sollten differenzierte Positionen aufgeführt werden. Für Bodenmaterial / Baggergut mit mineralischen Fremdbestandteilen ≤ 10 Vol.-% ist zu berücksichtigen, dass die chemische Analyse der Feststoffparameter an der Feinfraktion erfolgt. Eine zusätzliche Analyse an der Grobfraktion kann hierbei erforderlich werden. • Bei konkretem Schadstoffverdacht sollten in der Ausschreibung zusätzliche Parameter aus der Anlage 1, Tabelle 4 der ErsatzbaustoffV aufgeführt werden (vgl. Abb. 6). • Für die Untersuchungen nach ErsatzbaustoffV ist das Analyseverfahren für das Eluat (Schüttelverfahren / Säulenkurztest) zwingend festzulegen. • Werden Doppelanalysen durchgeführt, ist zu prüfen, ob die Feststoffparameter für beide Vorschriften genutzt werden können. • Wenn eine Analyse nach DepV ausgeschrieben wird, muss sie nicht unbedingt den vollständigen Parameterumfang umfassen. Es ist sowohl eine Erweiterung des Parameterumfangs gemäß der ErsatzbaustoffV als auch der LAGA M 20 möglich. Dabei ist jedoch zu beachten, ob die Analyse nach der ErsatzbaustoffV an der Gesamtfraktion oder an einer gesiebten Probe durchgeführt wird. • Auch die Aufbewahrung der Rückstellproben, inklusive der Aufbewahrungszeiten sollte berücksichtigt werden. Höchster zu erwartender Grundwasserstand (HGW) und Grundwasserdeckschicht Aufgrund der verschiedenen Einbaubeschränkungen nach ErsatzbaustoffV sind für einen möglichen Einsatz von mineralischen Ersatzbaustoffen in technischen Bauwerken u. a. folgende Angaben im Baugrundgutachten erforderlich: • Lage der geplanten Baumaßnahme in Bezug zu Wasserschutzgebieten / Heilquellenschutzgebieten • Angaben zur Grundwasserdeckschicht • Ausweisung des höchsten zu erwartenden Grundwasserstandes Für eine zuverlässige Bewertung sind in diesem Zusammenhang alle verfügbaren Kartenwerke und web-basierten Geoinformationssysteme zu nutzen bzw. die erforderlichen Grundwasserdaten bei den betreffenden Fachbehörden zu recherchieren. Der Einbau von mineralischen Ersatzbaustoffen darf ausschließlich oberhalb der Grundwasserdeckschicht erfolgen. Die Grundwasserdeckschicht muss den Bodenarten Sand, Lehm, Schluff oder Ton entsprechen. Böden, welche nach DIN 18196 den Bodengruppen GE,

GW, GI, GU und GT zugeordnet werden, stellen aufgrund der geringeren Retentionsfähigkeit keine angemessene Grundwasserdeckschicht dar. Eine Grundwasserdeckschicht kann mit Zustimmung der zuständigen Behörde künstlich hergestellt werden. Gemäß „Fragen und Antworten zur Ersatzbaustoffverordnung“, Version 2 vom 21.09.2023 der LAGA ist für die Anzahl und Abstände der Bodenaufschlüsse zur Erkundung der Grundwasserdeckschicht der Anhang B der DIN EN 1997-2:2010-10 „Erkundung und Untersuchung des Baugrunds; Deutsche Fassung“ als Orientierung anzunehmen. Für Linienbauwerke ist in der vorgenannten DIN ein Abstand der Aufschlusspunkte zwischen 20 m und 200 m als Richtwert angegeben. Für die Ausweisung des höchsten zu erwartenden Grundwasserstandes (HGW) ist eine einmalige Messung, z. B. durch die Errichtung einer temporären Messstelle, als nicht ausreichend anzusehen. Im Idealfall sollten amtliche Grundwassermessstellen genutzt werden. Oftmals sind diese gerade in ländlichen Gebieten jedoch kaum vorhanden. Auch räumlich in unmittelbarer Nähe gelegene Grundwassermessstellen können nicht immer herangezogen werden, denn es sind weitere Aspekte, w. z. B. die Morphologie, die hydrogeologischen Verhältnisse usw. zu berücksichtigen. Der höchste gemessene Grundwasserstand darf nicht von einer Grundwasserabsenkung beeinflusst sein. Sofern langjährige Messungen oder hydrologische Berechnungen vorliegen, kann ein Grundwasserstand herangezogen werden, der statistisch gesehen nur alle 10 Jahre überschritten wird (vgl. Bundesrat Drucksache 494/21, Seite 262). Kann der höchste zu erwartende Grundwasserstand nicht ermittelt werden, so muss dieser im Baugrundgutachten auf die Geländeoberkante festgelegt werden (vgl. „Fragen und Antworten zur Ersatzbaustoffverordnung“, Version 2 vom 21.09.2023 der LAGA). Fazit Mit der Einführung der ErsatzbaustoffV ist als wesentlichste Änderung für die umwelt- relevanten Untersuchungen das geänderte Wasser-Feststoffverhältnis der Eluate bei den chemischen Analysen anzusehen. Nicht nur die Kosten für die chemischen Analysen sind aufgrund der Änderungen gestiegen, sondern auch der Aufwand und die Kosten für die Probenahmen. Die sich aus der geänderten Eluatmethode ergebenden größeren Probenmengen führen zu einer größeren Anzahl an Bohrungen bzw. Schürfen oder großkalibrigen Aufschlüssen. Unter Berücksichtigung einer entsprechenden Probenahme gemäß DIN 19698 Teil 6 und einer ausreichenden Anzahl an Laborproben sind die umweltrelevanten Analysen der Ausgangspunkt für ein effizientes Stoffstrommanagement des Bauherrn. Diese Analysen ermöglichen eine fundierte Planung und Umsetzung von Maßnahmen, um den Umgang mit den verwendeten Baustoffen umweltgerecht und wirtschaftlich zu gestalten. Insgesamt ist eine fundierte Kenntnis der Grundwassersituation erforderlich, die eine intensivere Erkundung der Grundwasserverhältnisse bedingt. Zu diesem Zweck ist ein detaillierteres Untersuchungsnetz v. a. mit tieferen Bohrungen erforderlich. Ein Nachteil besteht darin, dass der Bemessungswasserstand aufgrund der wenigen Grundwassermessstellen selten genau bestimmt werden kann. Stattdessen muss die Geländeoberkante als Referenz angegeben werden, was den Einbau von mineralischen Ersatzbaustoffen, mit Ausnahme von BM-0 / BG-0, ausschließt. Daher wird in den meisten Projekten das Ziel der ErsatzbaustoffV, den Einsatz von Ersatzbaustoffen zu fördern, nicht erreicht.

Workshop 2 Nachhaltigkeit in der Altlastensanierung Moderation: Christian Poggendorf Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH, Hannover Referate: Hartmut Schmid CDM Smith SE, Bickenbach Dr. Stephan Hüttmann Sensatec GmbH, Kiel Inhalt: Der Aspekt der Nachhaltigkeit bekommt bei der Altlastenbearbeitung eine immer größere Bedeutung. Aber ist Altlastensanierung nicht per se nachhaltig, weil Umweltschäden beseitigt und Gefahren für Schutzgüter (Mensch, Wasser usw.) abgewehrt werden? Welche Ansätze zur Altlastenbearbeitung sind nachhaltig und welche nicht? Wie erfüllen die Ansätze zur Sanierung die Sustainable Development Goals (SDGs) der UNO? Wie kann ich Kriterien für die Nachhaltigkeit bei der Entscheidung über Sanierungsstrategien finden und welche Kriterien wären bei der Auswahl konkreter Sanierungstechniken anzusetzen? Diesen Fragen soll in dem Workshop durch die Vorträge der Referenten und die Beiträge der Teilnehmenden nachgegangen werden.

Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 2 Behörde / Unternehmen Name Albers Axmann Bieber Biegansky Buhlan Ehlers Ernst Exler Fischer Gorski Grundmann Heinken Hüttmann Jelen Karaschewski Kleinschnitker Koch Kowalski Lampe Löffka Maack Meyn Vorname Prof. Dr. Thorsten Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften Jannik Laura Frank Theresa Martin Achim Silke Ulrich Larissa Ilka Christina Dr. Stephan Paul Jasmin Johanna Ingo Oliver Marco Ina Tim Fenja Dr. Born - Dr. Ermel GmbH reconsite GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Bundesanstalt für Immobilienaufgaben DB InfraGO AG STRABAG Umwelttechnik GmbH Baugrundlabor Lüneburg GmbH GEO-data GmbH Ramboll Deutschland GmbH Landeshauptstadt Hannover Senatorin für Umwelt, Klima und Wissenschaft, Bremen Sensatec GmbH Region Hannover Dr. Pelzer und Partner HPC AG Region Hannover NordGeo DEKRA Automobil GmbH Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie ukon Umweltkonzepte GmbH & Co.KG Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Behörde für Umwelt, Klima, Energie und Agrarwirtschaft, Hamburg BUKEA Hamburg Port Authority AÖR Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH CDM Smith SE Behörde für Umwelt, Klima, Energie und Agrarwirtschaft BUKEA Wessling Consulting Engineering GmbH & Co. KG TerraCon GmbH Landesamt für Umwelt Brandenburg AöR Niedersächsische Landesforsten Wiesengraben GmbH Landkreis Celle bsp ingenieure GmbH Büro für Geologie und Umwelt GmbH Brigitte Pfeifer Pfeiffer-Grothkopp Sabine Poggendorf Schmid Christian Hartmut Schoof Spinder Troschke Unger Vössing Wellmann Wockenfuß Wolf Wößner Marina Julian Mathias Victoria Annika Justin Mark Volker Ulrike

SDG-Unterziele mit Relevanz in der Altlastenbearbeitung 3.9 Bis 2030 die Zahl der Todesfälle und Erkrankungen aufgrund gefährlicher Chemikalien und der Verschmutzung und Verunreinigung von Luft, Wasser und Boden erheblich verringern 6.3 Bis 2030 die Wasserqualität durch Verringerung der Verschmutzung, Beendigung des Einbringens und Minimierung der Freisetzung gefährlicher Chemikalien und Stoffe [...] verbessern 8.2 Eine höhere wirtschaftliche Produktivität durch Diversifizierung, technologische Modernisierung und Innovation erreichen [...] 8.4 Bis 2030 die weltweite Ressourceneffizienz in Konsum und Produktion Schritt für Schritt verbessern [...] 13.2 Klimaschutzmaßnahmen in die nationalen Politiken, Strategien und Planungen einbeziehen 17.16 Die Globale Partnerschaft für nachhaltige Entwicklung ausbauen, ergänzt durch Multi- Akteur-Partnerschaften zur Mobilisierung und zum Austausch von Wissen, Fachkenntnissen, Technologie [...] https://sdgtestenvironment.github.io/sdg-indicators/17/ Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 5 European Green Deal und EU-TaxonomieV (2020/852) Delegierte Verordnung 2023/2486, Anhang III: Wesentlicher Beitrag zur Vermeidung und Verminderung der Umweltverschmutzung 2.3. Sanierung rechtlich nicht konformer Deponien und stillgelegter oder illegaler Müllhalden 2.4. Sanierung verunreinigter Standorte und Gebiete Taxonomiefähigkeit ? Taxonomiekonformität ? ©BMWK https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DE/TXT/?uri=CELEX:32021R2139 https://eur-lex.europa.eu/legal-content/DE/TXT/?uri=OJ:L_202302486 ©BMWK Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 6

Klimaschutzziele Deutschland Bundes-Klimaschutz- gesetz (KSG) BVG-Urteil 29.04.2021 „1,5 Grad Ziel“ https://www.gesetze-im-internet.de/ksg/BJNR251310019.html 2030 -65 % -55 % THG-Emissionen 2050 2045 Netto Null THG-Emissionen Klimaschutzziele Deutschland Bundes-Klimaschutz- gesetz (KSG) Reduktionsziele für THG-Emissionen in sechs Sektoren Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 7 • Energiewirtschaft • Verkehr • Landwirtschaft • Gebäude • Industrie -65 % (2030) Netto Null (2045) • Abfallwirtschaft und Sonstiges Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 8

Bundes-Klimaschutzgesetz (KSG) – Sektorenziele 2030 Sektor Abfallwirtschaft und Sonstiges: -9 % CRF 5.A - Abfalldeponierung CRF 5.B - biologische Behandlung von festen Abfällen CRF 5.D - Abwasserbehandlung CRF 5.E - übrige Emissionen - Andere Sektor Industrie: -22 % CRF 1.A.2 - Verarbeitendes Gewerbe CRF 2.A - Herstellung mineralischer Produkte CRF 2.B - Chemische Industrie CRF 2.C - Herstellung von Metallen CRF 2.D-H - übrige Prozesse und Produktverwendungen CRF = Common Reporting Format [Mio t CO2e] 165 151 [Mio t CO2e] 118 i. W. Methanemissionen Prozesse/Verfahren Materialeinsatz 5,58 5 2024 Proj. UBA 2024 Proj. UBA 2024 Ziel 2030 Ziel 2024 Ziel 2030 Ziel https://www.umweltbundesamt.de/sites/default/ files/medien/11850/publikationen/ thg-projektionen_2024_ergebnisse_kompakt.pdf Sektor Abfallwirtschaft und Sonstiges Sektor Industrie Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 9 Nachhaltigkeitstreiber im Überblick Technische Anforderungen Delegierte Verordnung Level(s) Climate Proofing Offenlegungs- pflichten CSRD- Umsetzungsgesetz (Regierungs- entwurf vom 24.07.2024) Bundes- und Ländergesetze Bundes- Klimaschutzgesetz Abschnitt 5, § 13 (1) und (2) CO2-SP-VO BaWü Förderprogramme (Kommunalrichtlinie) Förderung Mach- barkeitsstudien, Vorplanung Zertifizierungs- anforderungen DGNB, BREEAM, Envision, LEED Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 10

Aspekte der Nachhaltigkeit Klimaschutz Umweltrisiken Ressourcen- schutz Climate Proofing (InvestEU Fund) • Vereinbarkeit des Projekts mit einem glaubwürdigen Weg zum Erreichen der übergeordneten Ziele einer Senkung der THG-Emissionen für 2030 bzw. 2050 • Übereinstimmung mit EU- und ggf. nationalen, regionalen und lokalen Strategien und Plänen zur Anpassung an den Klimawandel Klimaresilienz https://eur-lex.europa.eu/legal- content/DE/TXT/HTML/?uri=CELEX %3A52021XC0713%2802%29 ? ? ©C.A.R.M.E.N. e.V. • Schutz von Grund- und Oberflächenwasser • Erhalt und Wiederherstellung der Bodenfunktionen • Reduzierung Flächen- und Rohstoffverbrauch • Wiederverwendung von Stoffen/Abfällen (Circular Economy) • Erhalt der Biodiversität Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 13 Blick über die Ländergrenzen Bildquelle: Voice Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 14

Global Development of Sustainable Remediation UK US Countries with a sustainable/green remediation interest National interest (inc. research) Lined by networks Source: r3 Environmental Technology (Concawe, 2023) Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 15 US Interstate Technology and Regulatory Council (ITRC) State-led environmental coalition, produces documents and training that broaden and deepen technical knowledge and expedite quality regulatory decision making ITRC represents all 50 states with membership from state, federal, tribal, and international agencies, from academia, the private sector, and the public Founded 2006, SURF members co-led three of the five writing sub-groups for the ITRC guidance Sustainable Resilient Remediation Sustainable resilient remediation (SRR) is an optimized solution to cleaning up and reusing a hazardous waste site that limits negative environmental impacts, maximizes social and economic benefits, and creates resilience against increasing threats https://srr-1.itrcweb.org/ https://www.youtube.com/channel/UC6DUyfCOiRJuhgZoI_GgNGw Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 16

Some Definitions Green Remediation Sustainable Remediation Green and Sustainable Remediation (GSR) Sustainable Resilient Remediation (SRR) Practice of considering all environmental effects of remedial implementation and incorporating options to minimise the environ- mental footprints of clean-up actions (US EPA, 2008) Practice of demonstrating, in terms of environmental, economic and social indi- cators, that the benefit of undertaking remediation is greater than its impact, and that the optimum remediation solution is selected through the use of a balanced decision- making process (CL:AIRE, 2010) Site-specific use of pro- ducts, processes, techno- logies, and procedures that mitigate contaminant risk to receptors while balancing community goals, economic impacts, and net environmental effects (ITRC, 2011) Optimised solution to cleaning up and reusing a hazardous waste site that limits negative environ- mental impacts, maximi- ses social and economic benefits, and creates resilience against increa- sing threats (ITRC, 2021) Elimination and/or control of unacceptable risks in a safe and timely manner whilst optimising the environmental, social and economic value of the work (ISO 18504:2017) Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 17 Sustainable Resilient Remediation (SRR) Sustainable core elements [ASTM E2876-13(2020)] Environmental aspects (USEPA 2009) Economic and social aspects Air emissions Water impacts Land and ecosystems Materials and waste Energy Evaluation levels Community involvement Economic impacts to the local community/government Efficiencies in cleanup and cost savings Enhancement of individual human environments Local community vitality Level 1 – Best Management Practices (qualitative) Level 2 and 3 evaluations consist of Level 1 BMPs and either a “simple” (semi-quantitative) or “complex” (quantitative) value assessment Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 18

Helpful Resources Best management practices (BMPs) Calculation tools (Excel) ASTM E2876-13 Standard Guide for Integrating Sustainable Objectives into Cleanup (2020) Spreadsheets for Environmental Footprint Analysis (SEFA), USEPA (2016) Environmental footprint analyses at cleanup sites Standard Guide for SiteWise, Battelle (2010) Greener Cleanups (2016) USEPA Contaminated Site Clean-Up Information Environmental footprint assessment measuring GHG emissions, energy use, air emissions of criteria pollutants, water consumption and worker safety Social Sustainability Evaluation Matrix Tool (SSEM) (Reddy et al., 2014) Impact evaluation across four key social dimensions: (1) social-individual; (2) socio-institutional; (3) socio- economic; and (4) socio-environmental Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 19 UK + International CL:AIRE (Contaminated Land: Applications in Real Environments) UK charity committed to providing a valuable service for all those involved in sustainable land reuse, founded 1999 https://claire.co.uk/ Training & information resources, best practice and innovation https://claire.co.uk/projects-and-initiatives/surf-uk International Sustainable Remediation Alliance (ISRA) SuRF UK, US, Canada, Australia and New Zealand, Italy, Taiwan, Colombia, Japan NICOLE, NICOLE Latin America, NICOLA https://claire.co.uk/projects-and-initiatives/isra-surf-int-l Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 20

SuRF-UK Framework for Sustainable Remediation Assessment Published: 2010, supplementary reports: 2020 Key principles of sustainable remediation 1. Protection of human health and the wider Tiered approach to assessing sustainable remediation environment 2. Safe working practices 3. Consistent, clear and reproducible evidence- based decision-making 4. Record keeping and transparent reporting 5. Good governance and stakeholder involvement 6. Sound science Qualitative Narrative analysis Semi- quantitative Pair-wise comparison Quantitative Cost Benefit Analysis Non-parametric ranking Multi-criteria- analysis Life cycle analysis (Environmental) foot print analysis Cost effective- ness (economic) analysis Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 21 SuRF-UK Indicator Set (2011) Environmental Dimension Economic Dimension Social Dimension ENV1: Emissions to Air ENV2: Soil & Ground Conditions ENV3: Groundwater & Surface Water ECON1: Direct Economic Costs & Benefits ECON2: Indirect Economic Costs & Benefits ECON3: Employment & Employment Capital SOC1: Human Health & Safety SOC2: Ethics & Equality SOC3: Neighbourhood & Locality ENV4: Ecology ECON4: Induced Economic Costs & Benefits SOC4: Communities & Community Involvement ENV5: Natural Resources & Waste ECON5: Project Lifespan & Flexibility SOC5: Uncertainty & Evidence Decision analysis and communication tool Case studies and analysis of sustainable remediation techniques and technologies (2023) Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 22

What happens NEXT is happening NOW. Let’s shape your NOW together. Kontakt Dipl.-Geol. Hartmut Schmid CDM Smith SE Head of Sustainability Europe Darmstädter Straße 63 64404 Bickenbach T: 06257 504-414 M: 0170 4127874 hartmut.schmid@cdmsmith.com LinkedIn cdmsmith.com Altlastentag Hannover 2024 05.09.2024 24

Berücksichtigung der Altlastensanierung – Anregungen des ITVA Fachausschusses H1 und Praxisbeispiele Nachhaltigkeitsaspekten von in Dr. Stephan Hüttmann, Sprecher des Fachausschusses H1 des ITVA „Sanierungstechnologien und -verfahren“ 1. Einleitung Im Jahr 2015 verabschiedeten die Vereinten Nationen 17 globale Nachhaltigkeitsziele, der sich die Weltgemeinschaft nun für eine bessere Zukunft verpflichtet hat (www.unric.org/de/17ziele). Die UN-Nachhaltigkeitsziele sowohl ökonomische, ökologische und soziale Aspekte und nimmt dabei ALLE Akteure, d.h. Politik, Wirtschaft, Wissenschaft und Zivilgesellschaft zur Erreichung dieser Ziele in die dauerhafte Verantwortung. Das Nachhaltigkeitsziel 15 der UN-Charta, Leben an Land, fordert z.B. intakte Ökosysteme als Grundlage für Leben auf der Erde, als Lebensraum vieler Lebewesen sowie für eine stabile Nahrungsmittel- und Wasserversorgung. umfassen Der Boden beherbergt mehr als 25% der gesamten biologischen Vielfalt unseres Planeten und bildet nicht zuletzt das Fundament der Nahrungskette des Menschen. In der EU-Bodenstrategie für 2030 ist daher das Erreichen eines „guten ökologischen Zustandes der Böden in der EU und das Erreichen eines Netto-Null- Flächenverbrauches bis 2050 definiert. Das Umsetzen dieser Nachhaltigkeitsziele ist eine gesellschaftliche Verantwortung für uns alle und sollte ganz sicher nicht nur als Marketingtool für das „greenwashing“ von Produkten herhalten. Auch angesichts der zunehmenden Anerkennung der Dringlichkeit, Umweltprobleme anzugehen und den Übergang zu einer nachhaltigeren Zukunft zu gestalten, ist die Einführung nachhaltiger Praktiken unerlässlich: Umwelterhaltung: Deutschland steht wie viele andere Länder vor erheblichen Umwelt- problemen wie dem Klimawandel, der Umweltverschmutzung und der Ressourcen- erschöpfung. Durch die Einführung nachhaltiger Praktiken kann Deutschland zur Erhaltung der Umwelt beitragen und seine natürlichen Ressourcen schützen. Der Übergang zu erneuerbaren Energiequellen, die Förderung von Energieeffizienz und die Umsetzung nachhaltiger Landnutzungspraktiken sind entscheidende Schritte zur Erreichung des Umweltschutzes. Soziales Wohlergehen: Von einer nachhaltigen Transformation profitiert nicht nur die Umwelt, sondern es verbessert sich auch das Wohlergehen der Gesellschaft. Durch die Priorisierung von Nachhaltigkeit kann Deutschland auch ein gesünderes und lebenswerteres Umfeld schaffen. Nachhaltige Praktiken, wie die Förderung von sauberer Luft und Wasser, die Sicherstellung des Zugangs zu Grünflächen und die

Umsetzung nachhaltiger Verkehrssysteme, tragen zum allgemeinen Wohlbefinden der Bürger bei. Wirtschaftliche Chancen: Die nachhaltige Transformation bietet zahlreiche wirtschaftliche Chancen für Deutschland. Investitionen in erneuerbare Energien, die Entwicklung nachhaltiger Industrien und die Förderung „grüner“ Technologien. Ein weiterer Handlungsdruck in Bezug auf die Nachhaltigkeitstransformation, insbesondere auf Seiten der Sanierungspflichtigen, resultiert aus den erheblich erweiterten nicht-finanziellen Berichtspflichten zur unternehmerischen Nachhaltigkeit. Hervorzuheben ist in diesem Zusammenhang die im Dezember 2022 vom EU- Parlament verabschiedete Corporate Sustainability Reporting Directive (CSRD) (Richtlinie (EU) 2022/2464). Bilanzrechtlich als groß eingestufte Unternehmen müssen dieser Richtlinie zufolge regelmäßig Berichte über die sozialen und ökologischen Risiken veröffentlichen, denen sie ausgesetzt sind und darüber, wie sich ihre Aktivitäten auf Mensch und Umwelt auswirken. Als Akteure im Umweltschutzbereich können sowohl Behörden, Gutachter und Technikanbieter unsere Beiträge dazu leisten, zu einer nachhaltigeren Entwicklung in unserem Tätigkeitsfeld, in diesem Fall der Altlastensanierung beizutragen. Natürlich stoßen wir bei der ernsthaften Einforderung von Nachhaltigkeitsaspekten in der Bearbeitung auch auf Dilemmata und Widersprüche. Anhand der folgenden Fragen sei beispielhaft dargestellt, zu welchen Punkten wir uns werden positionieren müssen: von • Verhältnismäßigkeit Sanierungsmaßnahmen: Taugen Nachhaltigkeitsaspekte in der Altlastsanierung ggf. auch für die Abschätzung der Verhältnismäßigkeit einer Maßnahme, d.h. können wenig nachhaltige Sanierungsmaßnahmen, die aber viel Ressourcen verbrauchen, z.B. viel Grundwasser entnehmen, das nicht reinfiltriert wird, als nicht verhältnismäßig angesehen werden? • Sanierungsvariantenbetrachtung: Macht es nicht Sinn, das Thema „Nachhaltigkeit“ als bedeutendes Kriterium in der Variantenbetrachtung von Sanierungsverfahren als zentrales Maß einzuführen? Und wie soll die „Nachhaltigkeit“ von Sanierungsverfahren dann genau bewertet werden? • Wasserverbrauch bei Sanierungsmaßnahmen: Macht es wirklich Sinn, große Grundwasservolumina zu fördern, hohe Energiemengen zu verbrauchen und sehr viel Aushub-Abfall zu generieren, um noch das letzte Mikrogramm an Schadstoffen an einem kontaminierten Standort zu entfernen (Stichwort: Sanierungsziel Geringfügigkeitsschwelle)? damit verbundenen, hohen Kosten nicht an anderer Stelle zur Elimination von Umweltschäden viel wirksamer einsetzen? Lassen • Ausschreibungspraxis: Sollte das Kriterium „bessere Nachhaltigkeit“ nicht insbesondere in öffentlichen Ausschreibungen von Sanierungsvorhaben Berücksichtigung finden? Und wie werden solche Sanierungsangebote oder auch „nachhaltigere Alternativen“ dann gewertet? sich die Ein offensichtliches Defizit besteht darin, dass – im Kontrast zu den ambitionierten Zielen für eine nachhaltige Transformation in Deutschland – bis heute keine belastbaren und verbindlichen Bewertungsgrundlagen, Zertifizierungsmöglichkeiten

oder Zielverpflichtungen für die Nachhaltigkeit von Altlastensanierungsvorhaben geschaffen worden sind. 2. Grundlagen des ITVA-H1-Positionspapiers Die Weltgemeinschaft hat sich unter dem Dach der Vereinten Nationen mit ihrer Agenda 2030 zu 17 globalen Nachhaltigkeitszielen (Sustainable Development Goals) für eine nachhaltige Entwicklung verpflichtet. Leitbild ist hierbei, weltweit ein menschenwürdiges Leben zu ermöglichen und gleichzeitig die natürlichen Lebensgrundlagen dauerhaft zu bewahren. Außerdem haben Träger öffentlicher Aufgaben laut Bundes-Klimaschutzgesetz (KSG) bei ihren Planungen und Entscheidungen, zum Schutz vor den Auswirkungen des weltweiten Klimawandels, die Erfüllung der nationalen Klimaschutzziele sowie die Einhaltung der europäischen Zielvorgaben zu gewährleisten. Das Einsparziel für den Sektor "Abfallwirtschaft und Sonstiges", dem die Altlastensanierung zuzurechnen ist, liegt allein von 2023 bis 2030 bei 50 % CO2-Äquivalenten! Nachhaltigkeit, Klima- und Ressourcenschutz haben bis heute in der Realität nur wenig Eingang bei der Altlastensanierung gefunden. Die Altlastensanierung kann und muss daher zur Erreichung der Nachhaltigkeitsziele ihren spezifischen Beitrag leisten. Die Einhaltung der Nachhaltigkeitskriterien im Dreiklang ökologischer, ökonomischer und sozialer Ziele ist in jedem Projekt mit angemessenem und verhältnismäßigem Aufwand anzustreben. Klimaschutz und sind dabei elementare Bausteine, genauso wie der Dekarbonisierung Ressourcenschutz in Form des Erhalts und der Wiederherstellung der Bodenfunktionen, des Schutzes von Grund- und Oberflächenwasser, eines verminderten Flächenverbrauchs und Materialverbrauchs (Stichwort Circular Economy). 3. Identifizierung vielfältiger Herausforderungen In dem Vorschlag zu einem Positionspapier thematisieren wir verschiedene Herausforderungen. Nachhaltigkeitsbewertungen müssen „standardmäßig" Entscheidungsbestandteil für Projekte der Altlastensanierung und des Flächenrecycling werden, um für einen minimalen Carbon Footprint zu sorgen. Weiterhin ist aktuell der Rückgang der nutzbaren Grundwasser- und Oberflächenwasserressourcen in den Fokus geraten: Ein nachgewiesener hoher Grundwasserverlust in Deutschland wird angesichts von Extremwetterereignissen (mit Hochwasserereignissen) aktuell weniger thematisiert, aber die Grundwasserbilanz ist in vielen Regionen weiterhin negativ.

Die Emissionen des Treibhausgases Methan aus den ca. 80.000 Altablagerungen in Deutschland blieben in Klimabilanzen der letzten Jahre oft unberücksichtigt. Der tägliche Flächenverbrauch wurde in den letzten zwei Jahrzehnten zwar reduziert. Das gesteckte Ziel einer Minderung des Flächenverbrauchs auf max. täglich 30 Hektar im Jahr 2020 wurde jedoch verfehlt und auf das Jahr 2030 verschoben. Außerdem mangelt es an einem Wissenstransfer von der Wissenschaft in die Praxis. Bereits seit Ende der 1990er Jahre wurden in Deutschland Ökobilanzen für Altlastensanierungen erstellt und teilweise komplexe Bewertungsmodelle entwickelt. Diese müssen aber alle aktuell zur Verfügung stehenden Technologien umfassen, nicht nur die altbekannten, sondern auch die in den letzten ca. 20 Jahren breit entwickelten In-Situ-Sanierungstechnologien mit meist guter bis sehr guter Ökobilanz. Bei der praktischen Altlastenbearbeitung finden diese Ansätze bis heute in Deutschland, aus diversen Gründen, nur sporadisch Anwendung. Nachhaltigkeit bei der Altlastensanierung wird teilweise noch als zusätzliches Hemmnis empfunden, nicht als Notwendigkeit. Der teils nur indirekt messbare Sanierungserfolg von in-situ- Verfahren wird oft unsicher bewertet. In der Ausschreibungspraxis spielen Nachhaltigkeit und Klimaschutz als Vergabekriterium noch keine große Rolle; bei der Vergabe entscheidet häufig allein der Preis. 4. Empfehlungen gemäß des ITVA-H1-Positionspapiers Der Fachausschuss H1 des ITVA empfiehlt, die Nachhaltigkeitsbewertung bei der Altlastensanierung als zentralen Bestandteil neben der Verhältnismäßigkeits- betrachtung zu etablieren. Unser Entwurf konkretisiert hierzu folgende Empfehlungen: • Sowohl öffentliche und private Auftraggeber als auch Fachplaner, Sanierungs- unternehmen sowie weitere Akteure brauchen verbindliche und sichere Grundlagen, um die Nachhaltigkeit von Sanierungsmaßnahmen praktikabel bewerten und entscheiden zu können. • Bei der Nachhaltigkeitsbewertung ökonomischer, ökologischer und sozialer Aspekte der Sanierungstechnologien sehen wir den größten Nachholbedarf beim Thema Ökologie. • Nachhaltigkeitskriterien wie karbonreduzierter Energieverbrauch, reduzierter Wasserverbrauch, minimierte Transportanteile und Wiederverwendung/ Recycling von Materialien sind näher zu betrachten und zu bewerten, z. B. mit Life Cycle Analysen. • Bei Grundwasserkontaminationen sind differenzierte Betrachtungen in der Behandlung von Schadstoffquelle und Schadstofffahne sinnvoll (ggf. als Treatment Train). (Vorläufige) Sanierungsziele sind nutzungs- und schutzgutbezogen unter für den Berücksichtigung von Verhältnismäßigkeit und Nachhaltigkeit jeweiligen Standort zur realistischem Bezug standortbezogenen Grundwassernutzbarkeit und der Nachfolgenutzung. festzulegen, mit •

• Schonung der knappen Grundwasserressourcen und Vermeidung von Grundwasserverbrauch (z.B. Reinfiltration statt Ableitung). • Klimafreundliche und ressourcenschonende In-Situ-Sanierungstechnologien sind unvoreingenommen mit zu prüfen. • Bei öffentlichen Ausschreibungen für Altlastsanierungen sollte der Preis nicht alleiniges Vergabekriterium sein, Nachhaltigkeit und Ressourcenschonung sollten bei der Angebotsbewertung angemessene Berücksichtigung finden. • Verpflichtende langlaufenden Sanierungsmaßnahmen mit regelmäßiger Evaluierung und Optimierung auf NH-Kriterien erweitern im Sinne einer ökologischen Sanierungsbegleitung. fachtechnische Begleitung • Verpflichtende Überprüfung langlaufender Sanierungsmaßnahmen durch ein Sanierungsaudit nach beispielsweise fünf Jahren mit Gefährdungsabschätzung bzgl. der verbliebenen Restkontaminationen, Überprüfung der Sanierungsziele und Empfehlung von Nachhaltigkeitskriterien. für weitere Maßnahmen unter Beachtung • Für eine Forcierung des Flächenrecyclings zur Verminderung des Flächen- verbrauchs sind die bürokratisch formalen Hürden für Investoren zu senken. • Für eine erweiterte Nachhaltigkeitsberichtserstattung sind internationale von Regelwerke in nationale Normen umzusetzen. • Bei Altablagerungen sind technische Maßnahmen zur Minderung der Methanemissionen zu forcieren. • Wir empfehlen, die Nachhaltigkeit von Altlastensanierungen charakterisieren und über ein Zertifizierungsmodell Altlastensanierung zu zu für nachhaltige diskutieren. Kontaktdaten: Dr. Stephan Hüttmann, Sensatec GmbH, Friedrichsorter Str. 32, 24159 Kiel; e-mail: s.huettmann@sensatec.de Diese Veröffentlichung entstand in Zusammenarbeit mit der Autorengemeinschaft des Fachausschusses ITVA-H1, Herrn Patrick Jacobs, Herrn Uwe Hiester, Herrn Ronald Giese, Herrn Oliver Kowalski und Herrn Karsten Menschner.

STRABAG Umwelttechnik GmbH Bereich Ost Otto-Schmerbach-Straße 20 09117 Chemnitz Tel.: 0371-33428600 Fax: 0371-33428619 dominique.wolf@strabag.com www.strabag-umwelttechnik.com Ansprechpartner: Joachim Hübner Prokurist Bauen, sanieren und entsorgen für eine bessere Umwelt Die STRABAG Umwelttechnik GmbH gehört zur STRABAG SE, einem europäischen Technologie- konzern für Baudienstleistungen mit weltweit ca. 86.000 Mitarbeiterinnen und Mitarbeitern. Mit mehr als 360 Spezialistinnen und Spezialisten für den Bereich Umwelttechnik ist die STRABAG Umwelt- technik GmbH deutscher Marktführer im Deponiebau und hat einen erheblichen Anteil an der Altlasten- sanierung in Deutschland. Der Anlagenbau bietet darüber hinaus die Planung und den Bau kompletter Behandlungs- und Biogasanlagen aus einer Hand an. Das Unternehmen ist in der Lage, komplexe Lösungen deutschlandweit als auch international anzubieten abzuwickeln. Die STRABAG Umwelttechnik GmbH vereint das breit gefächerte Know-how für die Altlastensanierung und das umwelttechnischen Anlagenbau, die Komplettleistung im Deponiebau sowie umwelttechnische Sonderverfahren und den verantwortungsvollen Umgang im Entsorgungs- und Stoffstrommanagement. Flächenrecycling, erfolgreich und den die durch Die STRABAG Umwelttechnik GmbH ist nach den gängigen Normen zum Qualitäts-, Arbeits-, Umwelt- und Energiemanagement (DIN EN ISO 9001, ISO 14001, ISO 50001, ISO 45001 und SCCP) sowie als Entsorgungsfachbetrieb Entsorger- gemeinschaft >Bauen und Umwelt e.V.< zertifiziert und zudem anerkannter Fachbetrieb bei der Überwachungsgemeinschaft BU 3 Bauen für den Umweltschutz. Zum Anspruch von STRABAG gehört es, auch unter Nachhaltigkeitsaspekten zu den führenden Baukonzernen zu gehören und das Ziel der Klimaneutralität erreichen. Wesentliche Ziele wie z.B. Kreislaufwirtschaft, Technologieführerschaft und Kompetenz im Energie- sektor sind bereits Bestandteil der Strategie 2030. 2040 bis zu Dabei spielen wegweisende Leuchtturmprojekte in der Nachhaltigkeitsstrategie eine ebenso große Rolle wie die klassischen komplexen Vorhaben zum Schutz von Umwelt und Natur. Zu den erstgenannten gehört der Bau des Circular Construction & Technology Centers (C3) am früheren Bremer Ölhafen. Als Pilotprojekt soll hier das Kompetenzzentrum für Urban Mining und Bauschuttaufbereitung die Basis legen für das ressourcenschonende und CO2-sparende Bauen der Zukunft. Die hier entwickelten und gewonnenen Recycling-Baustoffe sollen künftig maßgeblich dazu beitragen, geschlossene Materialkreisläufe in der Bauwirtschaft der Region Bremen zu etablieren. Zu den klassischen Komplexvorhaben gehört die Altlastensanierung Wickingeck in Schleswig, an der die STRABAG Umwelttechnik GmbH federführend mitwirkt. Hier wird auf dem Gelände einer ehe- maligen Dachpappenfabrik bis zum Herbst 2025 ein Teerölschaden beseitigt, wobei die Sanierung sowohl landseitig als auch wasserseitig erfolgt, d.h. die Teerölrückstände auch aus der Schlei geborgen und entsorgt werden. Dabei kommen in der landseitigen Sanierung unsere Spezialtiefbautech- nologien der Großlochbohrungen und des Waben- verfahrens zum Einsatz, während die wasserseitige Sanierung unserer Amphibienfahrzeuge erfolgen wird, die den Teer- schlamm aus der Schlei fördern und an Land pumpen, wo die Entwässerung und Verladung dieses Materials für die Entsorgung erfolgen wird. den Einsatz durch 2025 Beide Projekte zeigen die gelebte Verbindung von Innovation und Tradition im Interesse der Nach- haltigkeit, der sich die STRABAG verpflichtet fühlt.

Workshop 3 PFAS Moderation: Dr. Roland Suchenwirth vormaliger Leiter der Abteilung umweltbezogener Gesundheitsschutz des Landesgesundheitsamtes (NLGA), Göttingen Referate: Ines Plum Leitstelle des Bundes für Boden- und Grundwasserschutz im NLBL, Hannover Bernhard Volz Züblin Umwelttechnik GmbH, Markgröningen Inhalt: Die Stoffe der PFAS-Gruppe (der per- und polyfluorierten Alkylverbindungen) wird industriell hergestellt und in einer Vielzahl von nützlichen Produkten verwendet. Die PFAS bzw. ihre Abbauprodukte sind extrem persistent. Wie man inzwischen erkannt hat, akkumulieren sie im Körper und sind zum Teil hoch toxisch. Im Workshop soll einerseits diskutiert werden, wie Standorte auf diese Stoffgruppe hin sinnvoll untersucht werden können, und andererseits sollen auch Lösungsansätze (Sanierungsmöglichkeiten) besprochen werden.

Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 3 Name Adrian Ahl Benekendorff Dymek Esser-Mönning Fitzner Frenken Gahl Gahre Giebel Gräber Grupe Hagedorn Harnisch Holst Holweg Hutschenreuter Ivert Jäger Kern Körner Lange Lange-Hobbie Lipkow Masuch Mohr Mossalem Mysina Niebuhr Nieke Opitz Peter Plum Preikschat Probst Vorname Yorck Inka Sandra Hans-Günther Dr. Katrin Michael Mike Daniel Henning Birgit Sarah Markus Christophe Gerd Marco Pamela Oliver Stefan Anette Daniel Philipp Katrin Maximilian Ulrike Corinna Robert Riem Elisabeth Jörg Dag Sebastian Joachim Ines Thomas Fabian Behörde / Unternehmen Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie Landkreis Holzminden Böker und Partner mbB GEO-data GmbH Eurofins Umwelt Nord GmbH TerraCon GmbH WESSLING Consulting Engineering GmbH & Co. KG GEO-data GmbH bsp ingenieure GmbH Bundesanstalt für Immobilienaufgaben WESSLING GmbH Landkreis Goslar Dr. Born - Dr. Ermel GmbH NordGeo, Büro Hamburg Competenza GmbH Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften ZÜBLIN Umwelttechnik GmbH Bundesanstalt für Immobilienaufgaben Kreis Schleswig-Flensburg Stadt Wolfsburg Stadt Braunschweig GEO-data GmbH GEOMOLE GmbH Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Landesamt für Umwelt Brandenburg HPC AG Landeshauptstadt Hannover Behörde für Umwelt, Klima, Energie und Agrarwirtschaft BUKEA Stadt Celle GEO-data GmbH SGS Institut Fresenius GmbH Dr. Pelzer und Partner Leitstelle des Bundes für Boden- u. Grundwasserschutz im NLBL ifab Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH

Rex Rösner Ruiter Sasse Schneider Schröder Schwabe Schwieger Söhner Stracke Suchenwirth Sundag Volz Wackwitz Waden Weiß Wilken Wiltrud Thorsten Erich-Heiko Sven Martin Ulrich Dr. Harald Anette Philipp Tido Dr. Roland Dennis Bernhard Kathrin Hans-Jürgen Marius Anja Staatliches Gewerbeaufsichtsamt Hildesheim WSP Deutschland AG STRABAG - Direktion Umwelttechnik EI/II IAG mbH Senatorin für Umwelt, Klima und Wissenschaft, Bremen Wiesengraben GmbH HPC AG Landkreis Celle Fülling Beratende Geologen GmbH Dr. Moll GmbH & Co. KG Büro Hygieia Landkreis Uelzen Züblin Umwelttechnik GmbH Altmarkkreis Salzwedel Landkreis Ammerland Landkreis Hameln-Pyrmont Sensatec GmbH

PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes – Voraussetzungen, Dimensionen, Herausforderungen Workshop 3, Vortrag Altlastentag Hannover, 05.09.2024 Die Stoffgruppe der PFAS (per- und polyfluorierten Alkylverbindungen) wird industriell hergestellt und in einer Vielzahl von Produkten verwendet. Die PFAS bzw. ihre Abbauprodukte sind extrem persistent. Wie man inzwischen erkannt hat, akkumulieren sie im Körper und sind zum Teil hoch toxisch. Im Workshop soll einerseits diskutiert werden, wie Standorte auf diese Stoffgruppe hin sinnvoll untersucht werden können, weiterhin sollen Lösungsansätze (Sanierungsmöglichkeiten) beleuchtet werden. Einleitung 1. Die Leitstelle des Bundes für Boden- und Grundwasserschutz im NLBL unterstützt die Bundesanstalt für Immobilienaufgaben (BImA), die Bundeswehr (Bw) und die Bauverwaltungen der Länder bei der Kontaminationsbearbeitung auf bundeseigenen Liegenschaften. Zu Ihren Aufgaben gehört auch die Fortschreibung der Baufachlichen Richtlinien Boden- und Grundwasserschutz (BFR BoGwS). Als Grundlage für die Bearbeitung von mit PFAS kontaminierten Flächen dient der aktuell in der 5. Auflage neu veröffentlichte PFAS-Leitfaden für Liegenschaften des Bundes. Abbildung 1: PFAS-Leitfaden für Liegenschaften des Bundes als Anhang 8.2 der BFR BoGwS [III] Als weitere übergeordnete Veröffentlichung ist der Leitfaden zur PFAS-Bewertung des BMUV [II] zu beachten, der neben den im Titel genannten Empfehlungen für die bundeseinheitliche Bewertung von Boden- und Gewässerverunreinigungen sowie für die Entsorgung PFAS-haltigen Bodenmaterials auch weitere praxisorientierte Handlungsanweisungen zu Probenahme und Untersuchung sowie Fallbeispiele beinhaltet. Er ist in den Bundesländern jeweils auf unterschiedliche Art und Weise eingeführt. In Niedersachsen ist er mit Erlass des Niedersächsischen Ministeriums für Umwelt, Energie, Bauen und Klimaschutz vom 27.01.2022 ohne abweichende Vorgaben zur Kenntnis gegeben worden. 2. Worin sind PFAS enthalten und altlastenrelevant? PFAS ist die Abkürzung für per- und polyfluorierte Alkylsubstanzen – zuvor bezeichnet als PFC (per- und polyfluorierte Chemikalien), PFT (perfluorierte Tenside) oder "Ewigkeitschemikalien". Die Stoffgruppe 1

Ines Plum PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes umfasst nach bisherigen Kenntnissen mehr als 10.000 verschiedene Einzelstoffe. Sie kommen nicht natürlich vor [VII]. 2.1 Private Nutzungen PFAS sind vielseitig einsetzbar, gleichzeitig fettabweisend, wasserabweisend, schmutzabweisend, dazu chemisch und thermisch stabil. Entsprechend werden PFAS in vielen Produkten und Prozessen verwendet, die vielfach auch in der Freizeit, zuhause oder unterwegs, bewusst oder ohne es zu wissen genutzt werden. Abbildung 2: Quelle Grafiken: UBA (2020): PFAS – Gekommen, um zu bleiben [VII] Anschauliche Informationen darüber, wo wir überall mit PFAS in Berührung kommen, zeigt die Website „PFC-Planet“ des UBA [VII]. Hier findet man auch Erläuterungen zu den Stoffeigenschaften und zur Verringerung des eigenen Risikopotentials. Abbildung 3: „PFC-Planet“ des UBA [VII]. Durch die langjährigen und vielseitigen Nutzungen kam es zu einer weltweiten ubiquitären Verbreitung von PFAS. Als Beispiel wird der Eisbär am Nordpol genannt [VII]. 2

PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Ines Plum 2.2 Nutzungen auf Bundesliegenschaften Für Bundesliegenschaften wurden im Rahmen der Kontaminationsbearbeitung der Bundeswehr und der BImA die kontaminationsverdächtigen Flächen (KVF) nacherfasst, auf denen eine umweltrelevante Nutzung von PFAS-haltigen Stoffen stattgefunden hat [I]. Große Relevanz hat der Aspekt der feuerwehrtypischen Nutzungen neben weiteren möglichem Einsatzbereiche von PFAS. Dies sind u.a. Galvanikanlagen, bei denen PFAS zu verschiedenen Prozessen, z.B. der Sprühnebelreduzierung, eingesetzt wurden. In Wäschereien wurden PFAS aufgrund ihrer fett,- schmutz- und wasserabweisenden Wirkung auch in der Fertigung und Imprägnierung von Funktionstextilien verwendet. Durch den Waschvorgang können die Schadstoffe ins Abwasser gelangen. Die Entwässerungsanlagen spielen ebenfalls eine Rolle bei der Verbreitung von PFAS vom jeweiligen Eintragsort. Hier sind defekte Kanalabschnitte sowie Abscheidersysteme und Regenrückhaltebecken zu betrachten. 2.3 PFAS und Feuerlöschschäume Der Umgang mit fluorhaltigen Löschschäumen oder Löschmittel-Konzentraten, sei es im Rahmen von Übungen oder zur Brandbekämpfung, kann zu PFAS-Kontaminationen im Boden führen. Bei einmaligen Löscheinsätzen, z.B. bei Flugzeug-Havarien oder kleinen Bränden, ergeben sich häufig kleinräumige Verunreinigungen des Bodens. Oft ist mit hohen Gehalten auf flächennutzungsspezifisch gut abgrenzbaren Bereichen Löschschaumanwendung (Feuerlöschübungsbecken) zu rechnen. Übungsbereichen z.B. wie mit regelmäßiger Abbildung 4: Feuerlöschübungsbecken PFAS-haltige AFFF-Schaumlöschmittel wurden ab Anfang der 1970er Jahre verbreitet verwendet. PFOS- haltige Schaumlöschmittel mit einem Gehalt von mehr als 0,001 % dürfen aufgrund eines EU-weiten Verbots seit 2011 nicht mehr genutzt werden [II]. 3

PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Ines Plum 3. Stand der Bearbeitung 3.1 Bundeswehr In 164 von der Bundeswehr genutzten Liegenschaften liegt oder lag ein Verdacht auf eine PFAS- Kontamination vor (Kenntnisstand 1. Quartal 2024). Dies entspricht ca. 15% aller Bundeswehr- Liegenschaften. Ursache der bereits festgestellten Kontaminationen sind fast ausschließlich PFAS-haltige Löschschaummittel. 120 Liegenschaften befinden sich in den Bearbeitungsphasen I bis III gemäß BFR BoGwS [III]: 36 in der Erfassung und Erstbewertung, 89 in der orientierenden oder Detailuntersuchung und fünf bereits in der Sanierung (teilweise mehrere Bearbeitungsphasen parallel). Nur eine Liegenschaft ist noch unbearbeitet. Bei 43 Liegenschaften wurde der Verdacht nicht bestätigt, sie sind damit aus der Bearbeitung ausgeschieden. 3.2 BImA Auf 64 weiteren Bundesliegenschaften besteht ein konkreter PFAS-Verdacht bzw. wurde ein Nachweis über eine Kontamination erbracht. Es handelt sich um viele ehemals militärisch genutzte Liegenschaften von Bundeswehr und Gaststreitkräften. 4. Untersuchung und Gefährdungsabschätzung 4.1 Chemie PFAS sind organische Verbindungen, bei denen Wasserstoffatome (H) durch Fluoratome (F) ersetzt wurden. Abbildung 7: Schematische Abbildung PFOA und PFOS Nur ein kleiner Teil der Einzelverbindungen davon ist über gängige Einzelstoff-Analytik erfassbar. 5

Ines Plum PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes im Jahr 2017 von Experten 4.2 Analytik und Beurteilung Es wurden (LAWA/LABO-Kleingruppe) 13 prioritäre PFAS- Einzelverbindungen ermittelt (12 perfluorierte sowie H4PFOS). Neben diesen 13 Einzelstoffen sind anlassbezogen weitere zu analysieren, sofern Hinweise vorliegen, dass diese Stoffe eingesetzt worden sind. Grundsätzliche Schwierigkeiten: − Wie konkret sind die Hinweise, wenn teilweise nicht mal den Inverkehrbringern die genaue Zusammensetzung der Schaumlöschmittel bekannt ist? ➢ keine belastbaren Beurteilungswerte für diese Stoffe − Analytik von Ersatzstoffen für PFOS (wird z.B. in Rheinland-Pfalz verlangt) ➢ CapstoneTM-Produkte (Polyfluoralkylbetaine) − Analytik Summenparameter (AOF, EOF, TOP-Assay): ➢ Ermittlung PFAS-Anteil (Precursor), der nicht mit Einzelstoffanalytik erfasst wird ➢ gegebenenfalls hilfreich, um Schadstoffpotential zu ermitteln ➢ aber: Analysenverfahren noch nicht alle genormt, zum Teil keine Bewertungsmaßstäbe − PFAS im Boden: ➢ bisher keine Beurteilungswerte zur Gefahrenermittlung im Feststoff Beurteilungsmaßstäbe Seit 2023 ist die novellierte BBodSchV in Kraft getreten, die Beurteilungskriterien für einige Einzelstoffe enthält. Die Geringfügigkeitsschwellenwerte für das Grundwasser wurden als Prüfwerte in die BBodSchV (Mantelverordnung) übernommen. Diese Werte gelten für den Übergang von ungesättigter zu gesättigter Bodenzone. Bei der Bewertung der Grundwasserbeschaffenheit gilt, dass aufgrund der humantoxikologischen Ableitung der GFS-Werte für die sieben PFAS-Einzelverbindungen bei ihrer Überschreitung eine schädliche Veränderung der Grundwasserbeschaffenheit vorliegt. Wird eine Überschreitung des GOW festgestellt, deutet dies auf eine nachteilige Veränderung der Grundwasserbeschaffenheit hin [II]. 6

Ines Plum PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Potentiell relevante Wirkungspfade und Schutzgüter 4.3 In erster Linie wird das Schutzgut Grundwasser betrachtet (Wirkungspfad Boden-Grundwasser). Abbildung 10: Eigenschaften von PFAS-Verbindungen Kurz- oder langkettige PFAS-Verbindungen zeigen ein sehr unterschiedliches Ausbreitungsverhalten. Bestimmte polyfluorierte PFAS können sehr immobil sein, zumindest bis zu einem möglichen Abbau zu perfluorierten Verbindungen. Die Wirkungspfade Boden-Nutzpflanze und Boden-Mensch Bundesliegenschaften i.d.R. von untergeordneter Bedeutung. sind bei Untersuchungen auf − Zur Aufnahme von PFAS in Pflanzen liegen bisher wenige Erkenntnisse vor. Pflanzen bzw. Pflanzenteile nehmen Schadstoffe sehr unterschiedlich auf. − Ein Vorerntegut-Monitoring bei Nutzung von Pflanzen auf mit PFAS kontaminierten Flächen erlaubt die Beurteilung über die Verwertungsmöglichkeiten. − Mähgut: ggf. erhöhte PFAS-Gehalte bei Verwendung o. Entsorgung beachten; Mulchen wird als Alternative empfohlen. − Schutzgut Mensch: einzelfallbezogene Beurteilung je nach Nutzung und Expositionsdauer; vgl. − Erkenntnisse des UBA [VIII] Inwieweit der Wirkungspfad Boden-Mensch relevant sein kann, ist einzelfallbezogen je nach Nutzung und Expositionsdauer zu beurteilen. Allgemeingültigen Bewertungsmaßstäbe für die Gefahrenbeurteilung fehlen zum Teil. 4.4 Untersuchungskonzepte Bei der Erstellung von Untersuchungskonzepten besteht kein prinzipieller Unterschied im Vergleich zu anderen Schadstoffen. Der in Phase I aufgestellten Kontaminationshypothese zur möglichen Stoffausbreitung aufgrund des konkreten hinreichenden Verdachts ist mit geeigneten technischen Untersuchungsmethoden nachzugehen. Im Kap. 6 des PFAS-Leitfadens für Liegenschaften des Bundes [I] werden für die Untersuchung von Feuerlöschübungsbecken und Feuerwachen etc. konkrete Hinweise zur Untersuchung gegeben. Besonderheiten bzgl. PFAS Auch bei PFAS-Gehalten unterhalb der Bestimmungsgrenze im Feststoff sind relevante Konzentration im Eluat möglich. Auf Bundesliegenschaften wird daher i.d.R. das Eluat oder das Grundwasser direkt untersucht. In großen Liegenschaften mit mehreren kontaminationsverdächtigen Flächen (KVF) und unklaren Eintragsszenarien bietet sich ggf. zunächst ein integraler Untersuchungsansatz an. Das heißt, es wird nicht immer KVF-bezogen der Boden untersucht, sondern das Grundwasser im Abstrom einer Liegenschaft oder einer Teilfläche. Aus den Ergebnissen werden Rückschlüsse auf Einträge und Relevanz einzelner Bereiche gezogen. 8

PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Ines Plum Bei der Probenahme besteht erhöhtes Verschleppungspotential. PFAS sind sehr sorptiv und können z.B. an Probenahmeausrüstung oder Kleidung haften. Zudem sind bereits geringe PFAS-Gehalte beurteilungsrelevant, z. B. die Reihenfolge der Beprobung von kontaminierten Grundwassermessstellen eine hohe Relevanz hat. Gefährdungsabschätzung sodass Grundlage für die behördliche Bewertung und die gegebenenfalls erforderliche Einleitung einer Sanierungsmaßnahme ist eine abschließende Gefährdungsabschätzung. diese müssen gem. BFR BoGwS die „Schutzgüter, Schadstoffquellen und Wirkungspfade (Transferpfade, Stoffausbreitungspfade) quantitativ beschrieben werden. Hierfür sind i.d.R. genauere Kenntnisse des Untergrundaufbaus, der hydrogeologischen Standortverhältnisse, der horizontalen und vertikalen Schadstoffverteilung sowie deren zeitlichen Veränderungen, der möglichen Emissionspfade sowie der toxikologischen Relevanz der Schadstoffe notwendig.“ [III] 5. Sanierungsmethoden – ein Überblick Bisher stehen zur Sanierung von PFAS-Kontaminationen nur wenige geeignete Sanierungsverfahren zur Verfügung. Aufgrund der noch bestehenden Kenntnisdefizite beim Umgang mit PFAS-Verunreinigungen wird auf die Gleichrangigkeit von Dekontaminations- und Sicherungsmaßnahmen, die in §4 Abs.3 BBodSchG geregelt ist, hingewiesen. Grundwasserreinigung Für das Grundwasser werden Pump-And-Treat Maßnahmen mit Abreinigung über Aktivkohle oder andere Trägermaterialien erfolgreich durchgeführt. Zu beachten sind der hohe technische und monetäre Aufwand sowie ein hoher Energieverbrauch bei langjährigem Betrieb. Bereits zu Beginn der Phase III ist ein vorläufiges Sanierungsziel festzulegen. Eine Sanierungsuntersuchung mit einer Variantenstudie möglicher Sanierungsverfahren für die Prüfung der zuständigen Behörde, welche Sanierungsmaßnahme verhältnismäßig ist. In diesem Zusammenhang ist das Sanierungsziel ggf. iterativ anzupassen. ist die Grundlage Daneben gibt es eine Vielzahl unterschiedlichster Verfahrensideen, die in ihrer Entwicklungsstufe vom theoretisch Machbaren bis hin zur Umsetzung im Feldmaßstab reichen. 9

Ines Plum PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Abbildung 11: Sanierungsverfahren für Grundwasser, basierend auf Pump-and-Treat oder Barriereverfahren, in situ anwendbar [VI] Bodenaustausch Für die Quellenbeseitigung im Boden ist prinzipiell ein Bodenaustausch möglich. Allerdings sollten der knappe Deponieraum sowie ggf. lange Transportwege bei der Entscheidung mit betrachtet werden. Eine weitere Möglichkeit ist die Hochtemperaturverbrennung. Diese ist aufgrund des hohen Energieaufwands bisher wenig nachhaltig. Temporäre Sicherung Zur temporären Sicherung können Bodenkontaminationen abgedeckt werden. Ebenfalls ist es möglich, je nach Nutzungsbedarf, technische Bauwerke zu errichten, in denen das Bodenmaterial gesichert eingebaut wird. Der Ausbreitungspfad Niederschlag – Sickerwasser wird dadurch unterbrochen. Die technische Machbarkeit, Wirtschaftlichkeit und Genehmigungsfähigkeit sind jeweils standortspezifisch zu klären. Bodenwäsche Die Grundannahme zur Verfahrenswirkung besteht darin, dass sich PFAS bevorzugt an das Feinkorn binden und durch eine Bodenwäsche (Klassierung) die Menge an PFAS-kontaminierten Boden auf die Feinfraktion reduziert wird. Aktuelle Erfahrungen aus dem Betrieb einer Bodenwaschanlage auf dem NATO-Flugplatz Wittmundhafen [V] zeigen, dass in dem Fall nicht lediglich eine Klassierung von Grobmaterial und PFAS-haltigem Feinmaterial erfolgte, sondern die PFAS überwiegend in das Waschwasser übergehen. Dieses wird anschließend über eine Aktivkohlefilteranlage gereinigt. Das Bodenmaterial wird größtenteils vor Ort wieder eingebaut, die belastete Feinfraktion entsorgt. 10

Ines Plum PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes 6. Zusammenfassung und Ausblick Der Kenntnisstand zu PFAS-Kontaminationen auf Bundesliegenschaften ist durch die Programme zur Kontaminationsbearbeitung der Bundeswehr und der BImA weit fortgeschritten. Als wertvolles Werkzeug dazu dient der PFAS-Leitfaden für Liegenschaften des Bundes [I]. Dieser wird entsprechend der aktuellen Entwicklungen fortgeschrieben. Weitere Herausforderungen Neben der Untersuchung und Gefährdungsabschätzung der zahlreichen kontaminationsverdächtigen Flächen gibt es weitere Herausforderungen bei Baumaßnahmen, Liegenschaftsnutzung und -entwicklung: Frühere Umlagerungen von PFAS-haltigem Bodenmaterial bei Baumaßnahmen PFAS-Gehalte (auch unter Gefahrenschwelle) versus Baumaßnahmen und Liegenschaftsentwicklung Liegenschaftsunterhalt: Umgang mit PFAS- haltigen Materialien wie z.B. Schlamm aus Gräben Sanierung versus Naturschutz – z.B. ehem. Feuerlöschübungsbecken als Biotope Für Rückfragen zu den aufgeführten Themen steht Ihnen das Kollegium der Leitstellen des Bundes gern zur Verfügung. 12

PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes Ines Plum 7. Literatur I. II. III. BAIUDBw/BImA (Hrsg.): PFAS-Leitfaden für Liegenschaften des Bundes, März 2024 BMUV (Hrsg.): Leitfaden zur PFAS-Bewertung, Empfehlungen für die bundeseinheitliche Bewertung von Boden- und Gewässerverunreinigungen sowie für die Entsorgung PFAS-haltigen Bodenmaterials, 21.02.2022. BMVg/BImA (Hrsg.): Baufachliche Richtlinien Boden- und Grundwasserschutz (BFR BoGwS), Arbeitshilfen zur Planung und Ausführung der Sanierung von schädlichen Bodenveränderungen und Grundwasserverunreinigungen, Juni 2024. IV. Düker, H., NLBL: PFAS-Bearbeitung auf Liegenschaften des Bundes, Perflusan-Workshop Karlsruhe, 18. Juni 2024 V. Heine, K., NLBL: PFAS-Sanierung auf dem NATO-Flugplatz Wittmundhafen, Altlastensymposium Karlsruhe, 19. Juni 2024 VI. Held, Dr. Th., Arcadis: PFAS-Reinigungsverfahren: State oft he Art. Ein Update.; PFAS Event 7.0, Juni 2024 https://www.umweltbundesamt.de/pfas-planet, UBA, 03.08.2024 VII. Verfasserin Dipl.-Ing. Ines Plum | Referentin Leitstellen des Bundes für Abwassertechnik und Boden- und Grundwasserschutz Niedersächsisches Landesamt für Bau und Liegenschaften Waterloostr. 4, 30169 Hannover ines.plum@nlbl.niedersachsen.de 0511/76351-209 13

PFAS-Bodenwäsche – Möglichkeiten und Grenzen Bernhard Volz, Züblin Umwelttechnik GmbH, Maulbronner Weg 32, D-71706 Markgröningen, Mobil +49(0)160 361 50 29, bernhard.volz@zueblin.de Einleitung 1. Die Erfahrungen im Betrieb der Bodenwäsche auf dem Gelände einer ehemaligen Raffinerie in Süddeutschland (2018 bis 2021) haben gezeigt, dass sich das Verfahren der Bodenwäsche gut für PFAS belastete Böden eignet, allerdings auch viel Raum für Weiterentwicklungen bereithält. Seit 2022 betreibt die Züblin Umwelttechnik GmbH in Norddeutschland eine Bodenwaschanlage, die speziell für die Behandlung von PFAS-belasteten Sandböden konzipiert wurde. Im ersten Betriebsjahr wurden mehr als 180.000 t PFAS-belasteter Boden gereinigt. Dabei wurden für einen Großteil des behandelten Bodenmaterials die strengen Anforderungen für eine uneingeschränkte Wiedereinbringung (z.B. PFOS <0,1 µg/l im Eluat, entspricht VK1) in der sandigen Hauptfraktion unterschritten. Unter günstigen Bedingungen kann die Anlage so betrieben werden, dass auch die als Filterkuchen abgetrennte Feinfraktion für einen eingeschränkten Einbau vor Ort geeignet ist (Summe PFAS <1µg/l im Eluat, entspricht VK3) und somit alle Kornfraktionen verwertet werden können. Abbildung 1: Luftaufnahme der PFAS-Bodenreinigungsanlage in Norddeutschland. 2. Grundlagen und Rahmenbedingungen zur PFAS Bodenwäsche Basics Bodenwäsche 2.1 Im Allgemeinen werden bei der Bodenwäsche zwei Ziele verfolgt: 1. Auftrennung in einzelne Fraktionen Aufgrund der großen Oberfläche der feinen Bestandteile im Verhältnis zu ihrem Volumen ist die Klassierung in zwei oder mehr Fraktionen unterschiedlicher Partikelgröße ein Schlüsselelement der 1

Autor Titel Bodenwäsche. Nach der Klassierung wird jede Fraktion einer spezifischen, weiteren Behandlung zur Reinigung oder zur Entsorgung unterzogen. 2. Abwaschen der Schadstoffe vom Bodenkorn Physikalische und chemische Behandlung des Bodens mit den Waschsubstanzen, in der Regel hauptsächlich Wasser, so dass die Schadstoffe vom Bodenkorn entfernt werden. Die Feinfraktion muss in einem weiteren Schritt vom Prozesswasser getrennt werden. Es stehen eine Vielzahl von Technologien und Maschinen für die Feststoffbearbeitung und Klassierung (z. B. Siebdecks, Hydrozyklone, Attrition oder Schwertwäscher, Aufstromklassierer, …), sowie für die Schlammbehandlung und der Reinigung des Prozesswassers zur Verfügung. Für viele andere Schadstoffe ist die Behandlung durch Bodenwäsche seit langer Zeit bekannt, für Böden mit PFAS-Belastung wurde das Verfahren jedoch nur in wenigen Projekten tatsächlich großtechnisch angewendet. Ziel des Verfahrens und Grenzwerte 2.2 Mit dem Bodenwaschverfahren wird das Ziel verfolgt, möglichst alle Bodenfraktionen so weit abzureinigen, dass der Wiedereinbau zulässig ist und möglichst nur geringe Restmengen an hochkontaminiertem Material aufwändig entsorgt oder weiterbehandelt werden muss. Dazu müssen die gereinigten Fraktionen analysiert, und bei Unterschreiten der vorher vereinbarten Grenzwerte nach Freigabe wieder einem Einbau zugeführt werden. Die Orientierungswerte für den uneingeschränkten Einbau (VK1) sind für die Sand- und Kiesfraktion zumeist erreichbar. Je nach Beschaffenheit der Bodencharge können diese hohen Anforderungen ggfs. nur unter sehr hohem Aufwand eingehalten werden. Es ist daher ratsam, auch die höherbelasteten Verwertungsklassen bis VK 3 zuzulassen, um Bodenwäsche auch für schwierige Boenchargen zu ermöglichen. 3. Projektablauf – von der Planung zur Realisierung Im Zuge der Projektentwicklung sollten die relevanten Rahmenbedingungen schrittweise geprüft werden und in die Detailplanung eingearbeitet werden. Abbildung 2: Schematischer Ablauf 2

Titel Autor 3.1 Fragestellungen vor der Planungsphase Zu Beginn eines Projektes steht in der Regel einerseits die Frage, welche Alternativen zur Verwertung und Entsorgung der belasteten Tonnagen existieren und ob Bodenwäsche grundsätzlich geeignet ist: Ist der Boden überhaupt waschbar? • • Wie hoch sind die Kosten? • Welcher Zeitrahmen ist machbar, wann ist die Wäsche abgeschlossen? Um diese Fragen mit einem schlüssigen Konzept beantworten zu können, ist es hilfreich, möglichst frühzeitig grundlegende Rahmenbedingungen abzuklären. 3.2 Grundlagendaten Aus den orientierenden Untersuchungen sind in der Regel bereits eine Vielzahl von Informationen bekannt, die für die Konzepterstellung hilfreich sind. Die wesentlichen Auslegungsgrößen gehen aus der Charakterisierung des Schadens hervor. insbesondere die Kubatur und Art der Belastung des kontaminierten Bodens. Häufig kann die Gesamtkubatur bereits in Materialklassen (Oberboden, gut waschbarer Kies/Sand, tonige Schichten, etc.) eingeteilt werden, um das Aushubkonzept und Flächenmanagement (getrennte Haufwerkslagerung) für die Bodenwäsche zu entwerfen. Im Waschprozess wird zunächst eine Nassklassierung vorgenommen und die Einzelfraktionen dann behandelt. Die Interpretation von Korngrössenverteilungen (KGV) erlaubt erste Rückschlüsse auf die Komplexität des Waschverfahrens, die Anordnung möglicher Verfahrensschritte oder auf die grundsätzliche Wirtschaftlichkeit der Bodenwäsche getroffen werden. Daher ist es sinnvoll, derartige Rohdaten bereits im Zuge der Orientierenden bzw. Detailuntersuchung zu erheben. 4. Waschversuche 4.1 Vorabbemerkung – Versuche im Labormaßstab Die Verfahrenstechnik bei der Bodenwäsche ist üblicherweise auf große Materialmengen angelegt. Versuche können vorab oder Projektbegleitend auf unterschiedlichen Skalen durchgeführt werden. Im Labormaßstab können vor allem Detailfragen im Zuge der Projektdurchführung geklärt werden. Beispielsweise kann der Wascherfolg an einer in Betrieb befindlichen Anlage optimiert werden, indem der Einsatz verschiedener Chemikalien (Flockungs- und Flockungshilfsmittel) im Labormaßstab verglichen wird. Auch innovative Ansätze wie der Einsatz von waschaktiven Substanzen können auf ihre Eignung untersucht werden. Die Probenmenge im Labormaßstab beträgt in der Regel mehrere Kilogramm, die Kosten sind vergleichsweise gering und fallen hauptsächlich für die laboranalytische Begleitung an, um die Schadstoffgehalte zu bestimmen. Häufig schwanken die Ergebnisse bei Fragestellungen zur PFAS-Wäsche in diesem Maßstab so stark, dass wir Ansätze in Dupletten / Tripletten empfehlen. Für den Nachweis der grundsätzlichen „Waschbarkeit“ von Rohböden sind Versuche im Labormaßstab aus unserer Sicht nicht geeignet. 3

Autor Titel Technikumsversuche - Beispiele 4.2 Im Technikum kann die grundsätzliche Eignung von Böden für das Bodenwaschverfahren untersucht und ggfs. hemmende Randbedingungen erkannt werden. Dabei ist zu beachten, dass die Verfahrensstufen auch im Technikumsmaßstab noch mit Betriebsparametern (z.B. Wasser-Feststoff-Verhältnis) betrieben werden müssen, die sich von den Parametern im Projektmaßstab unterscheiden. Entsprechend sind die Ergebnisse aus dem Waschversuch nicht ohne Interpretation auf die Projektskala zu transferieren. Die erforderliche Probenmenge liegt zwischen 3-10 t, was bereits erhebliche Kosten für die Durchführung der Versuche im Bereich von 30-50.000 € verursacht. Auf der Basis von Technikumsversuchen kann ein projektbezogenes verfahrenstechnisches Konzept erstellt werden und daraus Behandlungskosten abgeleitet werden. Je nach Projektrahmenbedingungen kann die Bodenwäsche daraus folgernd auch für anspruchsvolle Böden, beispielsweise mit hohem Feinanteil, in Frage kommen. Andererseits kann im Technikumsversuch auch erkannt werden, wenn der zu erwartende verfahrenstechnische Aufwand zur Reinigung zu hoch und damit nicht mehr wirtschaftlich werden sollte. Damit eignen sich Waschversuche im Technikum insbesondere für Chargen, bei denen die Eignung des Bodenwaschverfahrens aufgrund der Korngrößenzusammensetzung und Kornbeschaffenheit schwierig zu prognostizieren ist. Abbildung 2: Technikumsanlage für Bodenwaschversuche. Waschversuch im großtechnischen Maßstab 4.3 Erst im großtechnischen Maßstab kann die Behandlung von Bodenmaterial unter weitgehend maßstabsgetreuen Bedingungen untersucht werden. Allerdings ist bis zum Erreichen stabiler Prozessbedingungen eine gewisse Zeit und damit eine Aufgabemenge von > 100 t erforderlich, bis in allen Prozessstufen eine repräsentative Probe entnommen werden kann. Eine eindeutige, geschlossene Massenbilanz ist jedoch aufgrund der Aggregategröße nicht zu erwarten. 4

Titel Autor Die großen Probenmengen und der hohe technische Aufwand führen zu hohen Kosten für die Durchführung eines großtechnischen Versuchs. Auch der administrative Aufwand ist deutlich höher als bei kleinmaßstäblichen Versuchen. 5. Genehmigung einer on-site PFAS-Bodenwäsche Für die Genehmigung einer PFAS-Bodenwaschanlage sind je nach Rahmenbedingungen unterschiedliche Verfahren und Wege möglich. Grundsätzlich ist es von Vorteil, möglichst frühzeitig mit den beteiligten Behörden in einen offenen Dialog zu treten, um ein rechtssicheres Genehmigungsverfahren zu definieren und alle Belange zu erörtern: die PFAS-Bodenwäsche ist genehmigungsrechtlich noch kein Standardverfahren und die Stoffgruppe PFAS grundsätzlich mit Vorbehalten belastet. Im Vergleich zu einer externen stationären Bodenbehandlungsanlage (off-site) bietet die Bodenwäsche am Ort des Schadensfalls (on-site) den Vorteil, dass die Bodenwaschanlage selbst sowie die Verwendung des gereinigten Materials im Rahmen des Sanierungsplans unter BBodSchV genehmigt werden kann, und danach keine weitere Genehmigung nach BImSchG erforderlich ist. Auch die Verwertung des abgereingten Materials ist im Zuge der on-site Reinigung einfacher zu regeln, da Verbleib bzw. Wiedereinbau geringkontaminierten Bodenmaterials im Bereich eines PFAS-kontaminierten Standortes ohnehin zu adressieren ist. Die externe Verwertung auch niedrig belasteter Bodenchargen der Verwertungsklassen VK 1-3 ist in der Praxis schwierig. 6. Vorteile gegenüber anderen Verfahren Neben den finanziellen Vorteilen der Bodenwäsche im Vergleich zu einer externen Verwertung auf Deponien ist die Vermeidung der Transporte für große Kubaturen ein starkes Argument für Anrainer und Behörden. Damit ist die Bodenwäsche auch aus Nachhaltigkeitsgesichtspunkten eindeutig die bessere Verfahrensalternative zur Entsorgung & Deponierung und weist eine deutlich geringeren CO2 Footprint auf. Da die PFAS in der Hauptsache über die beladene Aktivkohle aus der Kreislaufwasseraufbereitung anfallen und schlussendlich im Zuge der Reaktivierung oder Entsorgung thermisch zerstört werden, wird der Hauptanteil der PFAS somit auch nachhaltig der Umwelt entzogen. Dennoch ist die Erstellung einer geschlossenen Schadstoff-Massenbilanz schwierig und mit großen Ungenauigkeiten behaftet. Die Heterogenität des Eingangsmaterials zur Waschanlage in Kombination mit den niedrigen Konzentrationsniveaus lassen bei jeder Frachtberechnung große Interpretationsspielräume. Anstelle die ausgetragene Menge an Schadstoff durch die Maßnahme bewerten zu wollen, lässt sich beispielsweise im Monitoring der Sanierung IN-Campus zeigen, dass durch Auskofferung und Behandlung der belasteten Böden mittels Bodenwäsche die Belastung im Grundwasser eindeutig reduzieren lässt und damit die Gefährdung für Mensch und Umwelt verringert werden kann. 7. Zusammenfassung und Ausblick Unsere Projekterfahrungen und die Durchführung zahlreicher Waschversuche zeigen, dass PFAS- kontaminierte Böden mit wenigen Einschränkungen waschbar sind. Dabei gilt es, die jeweiligen projektspezifischen Herausforderungen stufenweise in ein schlüssiges Gesamtkonzept zu überführen und umzusetzen. Zu beachten ist dabei insbesondere: 5

Autor Titel • Erfahrungen aus einem Projekt sind nicht uneingeschränkt auf andere Projekte übertragbar, da Bodeneigenschaften und Schadstoffzusammensetzung stark variieren können. • Die Verwertung der gewaschenen Böden vor Ort ist wesentlicher Bestandteil für ein erfolgreiches Gesamtkonzept Die Wäsche PFAS-kontaminierter Böden stellt - bei geeigneten Randbedingungen - aktuell das leistungsfähigste und wirtschaftlich sowie ökologisch sinnvollste Verfahren gegenüber alternativen Verwertungs- und Entsorgungsverfahren dar. Durch weitere Entwicklungsarbeit an Detailfragestellungen wird das Verfahren wohl künftig auch für schwierigere Böden interessant werden. 8. Literatur Faigle, B; Volz, B (2024): PFAS-Bodenwäsche – von der Planung zur Realisierung, ITVA-Konferenz 2024, Kassel, 20.-23.03.2024 Faigle, B.; Edel, H.-G.; Volz, B. (2023): Verbesserte Bodenwäsche für PFAS-kontaminierte Böden - Erfahrungen aus der Praxis. DECHEMA-Konferenz 2023, Frankfurt, 27–28.11 2023, Faigle, B.; Edel, H.-G.; Volz, B. (2023): Aktuelle Waschverfahren zur erfolgreichen Reinigung von Böden mit PFAS-Belastung. Mineralische Nebenprodukte und Abfälle, Band 10, TK-Verlag, 978-3- 944310-71-8, 978-3-944310-72-5 Volz, B.; Baur, J.; Grabmann, F.; Faigle, B (2019): Bodenwäsche neu entdeckt, altlasten spektrum 6- 2019, Erich Schmidt Verlag, https://doi.org/10.37307/j.1864-8371.2019.06 6

Umweltanalytik für einen sicheren Lebensraum ® PFASafe – Next Level Analysis: die neuartige 3-Stufen-Analyse als Gesamtkonzept der PFAS-Untersuchungen – entwickelt und etabliert von SGS. Wir sind Ihr zuverlässiger und kompetenter Laborpartner für vorsorgenden Boden- und Grundwasserschutz • Altstandorte und Altablagerungen • Rüstungsaltlasten • Bodenaushub • Bodensanierung • Recycling-Baustoffe • Abfälle und Reststoffe • Grundwasser • Oberﬂ ächenwasser • Sickerwasser • Bodenluft und Deponiegas WIR SIND FÜR SIE DA SGS INSTITUT FRESENIUS GmbH Philipp-Reis-Straße 2a 37075 Göttingen de.sbo.envi@sgs.com www.sgs-institut-fresenius.de WIR SIND SGS – DAS WELTWEIT FÜHRENDE PRÜF-, INSPEKTIONS- UND ZERTIFIZIERUNGSUNTERNEHMEN. ) 4 2 0 2 ( . A S e c n a l l i e v r u S e d l e a r é n é G é t é c o S S G S © i

Workshop 4 . Mikroschadstoffe Moderation: Prof. Dr. Jens Utermann BVB, Bad Essen Referate: Dr. Kristof Dorau Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe, Hannover Prof. Dr. Moritz Bigalke Institut für Angewandte Geowissenschaften – TU Darmstadt Inhalt: Kunststoffe sind vielseitig einsetzbar, werden seit den 1930-40er Jahren weltweit mit steigender Tendenz hergestellt und finden seitdem Eintrag in Böden. Relevante Eintragspfade sind zwar hinreichend bekannt (u.a. durch Kompost, Reifenabrieb, Klärschlamm, Geotextilien), jedoch lassen sich Eintragsmengen bisher nur abschätzen. Verbleib, Transport und Auswirkungen von Mikroplastik (per definitionem Partikel < 5 mm) sind noch Stand der gegenwärtigen Forschung. Die Impulsvorträge sollen einen Überblick zum Status Quo der Mikroplastikforschung in Böden geben, welche potenziellen Gefahren ausgehen, was über die räumliche Variabilität bekannt ist und wo wir bei der Regulierung stehen.

Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 4 Name Albrecht Arndt Arning Bigalke Brandt Dorau Döring Dreier Düwel Goletz Huch Jester Vorname Dr. Moritz Lucas Silke Behörde / Unternehmen Nds. Landesamt für Bau und Liegenschaften (NLBL) HPC AG Landkreis Peine Prof. Dr. Moritz Institut für Angewandte Geowissenschaften Ines Dr. Kristof Sebastian Lea Dr. Olaf Charlotte Silvia Birgit bsp ingenieure GmbH Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe Competenza GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz STRABAG Umwelttechnik GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Kirsche Wittenberg Alina GEO-data GmbH Klemens Koppe Merl Perrin Ramm Patrick Katja Simone Eike Marcus Landeshauptstadt Hannover Stadt Brandenburg an der Havel bsp ingenieure GmbH GEO-data GmbH DEKRA Automobil GmbH Rathmann Sebastian Region Hannover Rose Salamoun Schnibben Töpfer Utermann Veeser von Kopylow Wehmeyer Werner Wörmann Ute Kerstin Linda Tim Landkreis Nordwestmecklenburg Landkreis Stendal STRABAG Umwelttechnik GmbH Landkreis Leer Prof. Dr. Jens BVB Maximilian Alexander Torben Ireen Marc ZECH Umwelt GmbH Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Landkreis Celle Landesamt für Umwelt Brandenburg ukon Umweltkonzepte GmbH & Co.KG

Beprobung, Analyse und Bewertung von Mikroplastikkontaminatio- nen im Boden Kristof Dorau1 und Moritz Bigalke2 1 Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (BGR), Stilleweg 2, 30655 Han- nover, Email: kristof.dorau@bgr.de 2Institut für Angewandte Geowissenschaften, TU Darmstadt, Schnittspahnstraße 9, 64283 Darmstadt, Email: Moritz.bigalke@tu-darmstadt.de 1. Einleitung Seit 1950 wurden weltweit etwa 8.300 Millionen Tonnen Kunststoff produziert, von de- nen 79% auf Mülldeponien oder in der Umwelt enden (Geyer et al. 2017). Ein großer Teil des Kunststoffs wird in den Boden eingebracht. Die häufigsten Plastikarten (Poly- mere) sind Polyethylen (PE), Polypropylen (PP), Polystyrol (PS), Polyethylentereph- thalat (PET), Polyvinylchlorid (PVC) und Polyurethan (PU) aber auch z.B. syntheti- sches Gummi in Reifen oder Polyamid (PA) oder Polyester in Sportkleidung. Quellen für Plastik im Boden sind die Verwendung von Kunststoffmulch oder Recyclingdünger aus organischen Abfallprodukten (z.B. Kompost, Abb. 1), Bewässerung mit Wasser das Mikroplastik enthält, das Abblättern von Farben, das Littering oder diffuser atmo- sphärische Eintrag (Weithmann et al. 2018; Chand et al. 2021; Braun et al. 2021; (Niz- zetto et al. 2016). Die häufigste Quelle in Deutschland ist mit Abstand der Abrieb von Reifen und Fahrbahnen (Bertling et al. 2018). Die emittierten Kunststoffe haben unter- schiedliche Größen, zerfallen aber im Laufe der Zeit zu Mikroplastik (MP, 1 bis 5.000 µm Partikelgröße) (van Cauwenberghe et al. 2015). Plastik, dass direkt als MP freige- setzt wird, wird als primäres MP bezeichnet, während solches, dass in der Umwelt zerfällt als sekundäres MP bezeichnet wird. In einer Übersicht über gemessene Mikroplastikkonzentrationen in Böden wurden bis zu etwa 13.000 MP-Partikel kg–1 oder 4,5 mg kg–1 in landwirtschaftlichen Böden ge- funden (Büks und Kaupenjohann 2020). Die Analysemethoden für MP sind jedoch noch nicht standardisiert, was einen Vergleich der gemessenen Konzentrationen in verschiedenen Studien erschwert. MP können entlang bevorzugter Fließwege und durch Bioturbation in Böden transportiert werden (Zubris und Richards 2005; Maass et

al. 2017; Lwanga et al. 2016), in Grund- und Oberflächengewässer ausgewaschen werden und durch Erosion transportiert werden (Rezaei et al. 2019; Wanner 2021). Mikroplastik zersetzt sich im Boden nur langsam (Ding et al. 2023; Brandon et al. 2016), und die Bodenfauna trägt zur Zersetzung von MP bei (Kwak und An 2021). Daher verbreiten sich MP in Böden und in benachbarten Umweltkompartimenten und haben eine lange Persistenz. Abbildung 1: Mögliche Quellen für Mikroplastik im Boden. a) Gewächshäuser aus Fo- lien, b) Anwendung von Kompost als Dünger, c) Plastiknetzte im Weinbau. Die Zahl der Studien, die sich mit den Auswirkungen von MP auf terrestrische Orga- nismen befassen, nimmt zu. Wang et al. (2021a) überprüften 60 Studien zur terrestri- schen Fauna, von denen ein großer Teil nachteilige Auswirkungen der MP-Exposition feststellte. Von diesen 60 Studien verwendeten 72% MP-Expositionskonzentrationen von mehr als 1.000 mg MP kg-1 Boden, was weit über dem Konzentrationsbereich liegt, der typischerweise in Böden gemessen oder für diese vorhergesagt wird (Büks und Kaupenjohann 2020; Kalberer et al. 2019). In den 17 Studien, in denen MP-Expositi- onskonzentrationen von 1.000 mg kg–1 oder darunter verwendet wurden, waren die primären Arten der beobachteten schädlichen Auswirkungen auf zellulärer, molekula- rer oder biochemischer Ebene. In Bezug auf Endpunkte wie Überleben, Fortpflanzung und Wachstum ergab sich ein vielfältigeres Bild, das von schädlichen Wirkungen, über keine beobachteten Wirkungen bis hin zu positiv zu bewertenden Wirkungen (z. B. verringerte Sterblichkeit oder erhöhtes Wachstum) reichte. Mikroplastik hat nachweis- lich auch Auswirkungen auf das Pflanzenwachstum und die Pflanzeneigenschaften (Rillig et al. 2019; Wang et al. 2021b; Meng et al. 2020). Kleine MP (<10 µm) und

Nanokunststoffe können von Pflanzen aufgenommen werden und toxische Wirkungen verursachen (Wang et al. 2021b; Jiang et al. 2022). MP können die biophysikalischen Eigenschaften des Bodens beeinflussen, indem sie Bodeneigenschaften wie die Schüttdichte oder das Wasserhaltevermögen und die mikrobielle Aktivität des Bodens verändern, wobei die Stärke der Auswirkungen hauptsächlich von der Form und den Konzentrationen der MP abhängt (Machado et al. 2019). Allerdings arbeiten auch hier die meisten Studien über die Auswirkungen von MP mit hohen Konzentrationen, und wir gehen davon aus, dass die meisten in der Literatur berichteten Auswirkungen bei den derzeitigen Konzentrationen in landwirtschaftlichen Böden nicht wahrscheinlich sind. Überraschenderweise zeigen biologisch abbaubare Polymere möglicherweise stärkere direkte Auswirkungen auf das Pflanzenwachstum als PE-Mulchfolienrück- stände (Meng et al. 2020; Qi et al. 2018), was auf ihre höhere Reaktivität zurückzufüh- ren sein könnte. Es wird jedoch davon ausgegangen, dass sich biologisch abbaubare Polymere nicht in Böden anreichern, so dass ihre Wirkung wahrscheinlich auf einer viel kürzeren Zeitskala liegt. 2. Probenahme Die Probenahme ist der bedeutsamste Schritt im Analyseprozess von Bodenproben. Ist die Bodenprobe nicht nach genauen Vorgaben genommen und bildet dadurch nicht den quantitativen Durchschnitt der untersuchten Substanz ab, kann die Analyse der Probe im Ergebnis keinen „wahren Wert“, wie beispielsweise der Plastikbelastung, ab- bilden. Handlungshilfen für die Beprobung von Böden im Allgemeinen, sind z. B. in ISO 18400-104:2018 (International Organization for Standardization, 2018) und der Bundesbodenschutzverordnung (BBodSchV, 2023) zu finden. Vorschläge für eine re- präsentative Mikroplastik-Probenahme sind jedoch noch Gegenstand der aktuellen Forschung und es gibt keine spezifischen Handlungshilfen. Abhängig von der Plastik- größe werden derzeit Techniken, wie manuelles Sammeln isolierter sichtbarerer Plas- tikteile oder das Erstellen einer Bodenmischprobe und Aufarbeitung zur Analyse von Mikroplastik, also alle Partikel < 5 mm, im Labor angewendet (Piehl et al., 2018; Weber et al., 2021). Eine geprüfte Probenahmetechnik, die für alle Plastikgrößen geeignet ist, existiert derzeit nicht. Das ist vor allem dadurch bedingt, dass über die räumliche Ver- teilung von Mikroplastik im Boden(profil) noch wenig bekannt ist. Es ist aber davon auszugehen, dass insbesondere Plastikpartikel heterogener verteilt sind als es bei den klassisch untersuchten Bodeneigenschaften der Fall ist. Andere Bodeneigenschaften

liegen homogener vor oder haben bodengenetische Prozesse durlaufen die über Jahr- hunderte stattgefunden haben (Abb. 2A). Weiterhin können Proben zur Untersuchung klassischer Bodeneigenschaften während der Probenbehandlung, wie durch Vermah- lung, homogenisiert werden. Beispiele dafür sind die organische Substanz (Dorau et al. 2024). Die Wahl der Probenahmetechnik, mit dem Ziel bei adäquatem Aufwand einen „wahren Wert“ an Plastikgehalt wiederzugeben, ist dadurch erschwert und be- darf einer Vorerkundung des Bodens (Yu and Flury, 2021; BBodSchV, 2023, Abschnitt 4 §18; Dorau et al., 2024). Die Vorerkundung des Bodens umfasst die Begutachtung des Untersuchungsgebietes sowie die Erfassung möglicher Einflussfaktoren. Aus der Forschung sind erste Ergebnisse hinsichtlich der Bodenprobenahme für die Mikroplas- tikanalyse veröffentlicht worden. Daraus geht hervor, dass Ein- und Austräge durch Überflutungsereignisse in Auenböden, straßenrandnahe Böden und Ackerflächen die mit plastikbeinhaltenden Bodenverbesserer beaufschlagt werden, individuell beprobt werden sollten. So konnte in einer Studie gezeigt werden, dass bei der Untersuchung von Auenböden das kleinräumige Mikrorelief (< 1 m Geländeunterschiede) die Häufig- keit von Überflutungsereignissen und damit auch die Mikroplastikbelastung steuert (Rolf et al., 2022). Steinmetz et al. (2021) unterteilten ein Feld hinsichtlich systemati- scher Einheiten in die Peripherie, den Feldrand und eine zentrale Fläche für die Erstel- lung einer Mischprobe. Dabei ergaben sich jedoch keine Unterschiede hinsichtlich der Polymergehalte, dass die zentrale Fläche zum Beispiel die höchsten Gehalte aufweist. Eine Beprobung im Transekt und Differenzierung des Abstandes zur vermuteten Kon- taminationsquelle spielt jedoch mit Bezug zu Reifenabrieb und dem Nachweis des spezifischen Polymers (Styrol-Butadien-Kautschuk) bei straßenrandnahen Böden eine wichtige Rolle (Müller et al., 2022). Im Hinblick auf die Untersuchung von Agrarböden hinsichtlich Plastik ist die historische Bodenbearbeitung, wie die Beaufschlagung der Agrarflächen mit Bodenverbesserer oder der Einsatz von Mulchfolien, Drainagesyste- men, Plastiknetzen, etc. von Bedeutung (Corradini et al., 2019). Wie bei vielen Beprobungen zum Nachweis von Schadstoffen lässt sich zusammen- fassen, dass ein Probenahmekonzept auf der Vorerkundung des Bodens beruhen muss. Dieses unterliegt wiederum diversen Faktoren wie den vermuteten Eintragspfa- den des Plastiks oder den naturräumlichen Gegebenheiten. Somit ist ein standardi- siertes Probenahmekonzept für die Mikroplastikuntersuchung in naher Zukunft wün- schenswert aber vermutlich nicht zeitnah zu erwarten. Vorgehensweisen für die Pro-

benahme wären derzeit: (1) Fokus auf der Forschungsfrage, die Beprobung ist abhän- gig vom Eintragspfad von der untersuchten Plastikgröße bzw. von der zur Verfügung stehenden Analytik. (2) Ortsbegehung bzw. digitale Geländemodelle als wichtiges Hilfsmittel, um relevante Eintragspfade von Plastik zu identifizieren sowie (3) Böden durch höhenstratigraphische Einheiten zu klassifizieren. Diese Einheiten könnten dann genutzt werden, um im Untersuchungsgebiet differenziert zu beproben (z. B. in Auen und Marschen). (4) Weiterhin bietet die Bodenkarte 1:50.000 (BK 50) über die digitale Profil- sowie die Labordatenbank Informationen zu bodenphysikalischen und chemi- schen Kennwerten. (5) Historische Informationen, wie die der Landwirte zur ackerbau- lichen Nutzung liefern Hinweise, ob und wie z. B. mit Plastikmaterialien oder potentiell plastikbelasteten Bodenverbesserern gearbeitet wurde. Die Vorgehensweise Areale gleicher Nutzung, Managements, Eintragspfades des Plastiks, Bodentyps oder Reliefs zusammenzufassen, nennt man auch „zoniertes Probennahmedesign“. Dies sollte in erster Linie in Abhängigkeit vom Einfluss des anthropogenen Eintragspfades oder, wenn kein menschlicher Einfluss vorliegt, abhängig von Bodeneigenschaften konzi- piert werden. (6) Kunststofffreie Materialien, wie Stechzylinder aus Metall, Bohrstöcke oder Schaufeln zur Probennahme sowie Glas- oder Metallbehälter müssen verwendet werden, um die Kontamination der Probe zu vermeiden. (7) Um die Vergleichbarkeit zwischen den Studien zu verbessern und die Analyseergebnisse besser zu verstehen, ist die Charakterisierung des Bodens z. B. hinsichtlich des Bodentyps, vorzunehmen. Dafür müssen horizontbezogene Proben genommen werden. (8) Ebenso müssen Me- tadaten zur besseren Vergleichbarkeit, wie Probenahmedesign oder Untersu- chungstiefe, Größe der beprobten Einheit etc., in Veröffentlichungen angegeben wer- den. In Zukunft sind weitere geostatistische Modellierungen zum Abschätzen des Stichpro- benumfanges für Plastik auf der Feldskala notwendig (Dorau et al. 2024; schematisch dargestellt in Abb. 2B). Dafür werden georeferenzierte Probenahmepunkte benötigt. Die Proben müssen nicht nur einheitlich genommen, sondern auch mit identischen Analysemethoden untersucht werden. Diese könnten in einer Entscheidungsmatrix münden, um bspw. Bodentyp, Gehalt an organischer Substanz und den Eintragspfad des Plastiks zu berücksichtigen. So könnte der Weg für ein gezieltes Probenahmede- sign zur Analyse von Mikroplastik im Boden geebnet werden, um einen „wahren“ und repräsentativen Wert für eine Untersuchungsfläche zu erheben (Abb. 2C).

Abbildung 2: Beispiel der Häufigkeitsverteilung von Bodeneigenschaften und Kunst- stoffgehalten unter Annahme normalverteilter Daten (A). Der Variationskoeffizient aus der Verteilung der Daten kann genutzt werden, um beispielsweise eine notwendige Stichprobenanzahl zum Erreichen einer gewissen Güte zu schätzen (B). Es gibt zu wenige Studien mit Bezug zur Variabilität innerhalb einer Ackerfläche. Vermutlich ist beim Polymergehalt und der Partikelanzahl von nicht-normalverteilten Daten auszuge- hen (C). Maximalwerte sollten dabei nicht als Ausreißer klassifiziert und entfernt, son- dern als Extremwerte behandelt und statistisch mit aufbereitet werden. 3. Probenvorbehandlung Nach der Probenahme werden die Proben getrocknet. Dabei ist darauf zu achten, dass keine zu hohen Temperaturen verwendet werden, da Plastik dabei verändert werden kann. Daher werden Proben für die Mikroplastikuntersuchung meist gefrier- oder bei max. 40°C getrocknet. Die getrockneten Proben werden anschließend gesiebt. Meist wird eine erste Siebung auf 5 mm vorgenommen, um den Größenbereich des Mikro- plastiks zu definieren. Anschließend wird die Fraktion > 5000 µm manuell untersucht und das Makroplastik (Plastikteilchen > 5000 µm herausgesucht). Die Fraktion < 5000 µm wird anschließend noch weiter gesiebt. Nach ISO 24187 (Grundsätze für die Analyse von Mikroplastik in der Umwelt; International Organization for Standardization 2023) wird dabei zwischen großem Mikroplastik (1000 bis 5000 µm) und Mikroplastik (1 bis 1.000 µm) unterschieden, in der Praxis werden in vielen Laboren aber auch andere Größen getrennt (z.B. Trennung bei 500 µm) (Möller et al. 2021). Bei der Frak- tion 500/1.000 bis 5.000 µm wird das Plastik meist manuell herausgesucht und analy- siert. Bei der Fraktion < 500 µm ist manuelles heraussuchen und Messung nicht mehr

praktikabel, so dass hier chemisch-physikalische Methoden zum Einsatz kommen, um das Mikroplastik von der Bodenmatrix zu trennen. Die verwendeten Trennverfahren beinhalten meist eine Dichtetrennung, um das leichte Plastik (Dichte meist < 1,5 g cm– 3) von den Mineralpartikeln (Dichte meist > 2 g cm–3) zu trennen. Als Dichtelösungen werden konzentrierte Salzlösungen (z.B. NaCl = 1,2 g cm–3, NaBr = 1,5 g cm–3, ZnCl = 1,7 g cm–3, NaI = 1,9 g cm–3) verwendet. Dichtelösungen mit geringer Dichte (z.B. NaCl) können ein Problem bei der Detektion von Polymeren mit höherer Dichte sein (e.g. PET oder PVC, Dichte > 1,2 g cm–3). Zusätzlich zu der Dichtetrennung wird meist auch noch ein Schritt durchgeführt, um die natürliche organische Substanz in den Pro- ben zu zerstören, da sich die organische Substanz wegen der ähnlichen Dichte schlecht vom Plastik trennen lässt. Die organische Substanz wird dafür teilweise mit Enzymen vorbehandelt, um eine initiale Zersetzung zu erreichen. In jedem Fall wird aber anschließend ein Oxidationsmittel, eine oxidierende Säure oder eine Lauge zu- geführt, um die organische Substanz zu zerstören. Am häufigsten ist die Oxidation entweder mit Wasserstoffperoxid oder mit Fenton Reagenz (einer Mischung aus Fe(II) und Wasserstoffperoxid) (Möller et al. 2021; Blasing und Amelung 2018; Hurley et al. 2018). Teilweise werden die einzelnen Schritte wiederholt, um eine gute Abtrennung des MP von der Bodenmatrix zu bekommen. Als Ergebnis erhält man eine Probe bei der die Plastikpartikel relativ rein vorliegen. Meist enthält die Probe noch Bodenbe- standteile (Abb. 3), aber der Anteil ist im Vergleich zur Ursprünglichen Probe sehr stark reduziert.

Abbildung 3: Filter für die Mikroplastikanalyse. Die Probe wurde an einer Landstraße genommen. Der Filter enthält den extrahierten Anteil aus 5 g Bodenprobe. Neben ei- nigen natürlichen Bestandteilen (z.B. Holz), sind sehr viele schwarze Reifenabriebs- partikel zu erkennen. Die weißen Partikel sind hauptsächlich Reste von Verpackungen. Außerdem sind noch einige rote Kunststofffasern zu sehen. Um die Mikroplastikkon- zentrationen und Zusammensetzung zu analysieren wird der Filter anschließend mit Fourier Transform Infrarotspektroskopie untersucht. 4. Analytik Bei der Analytik von Mikroplastik gibt es zwei grundsätzlich unterschiedliche Metho- den. Das eine sind die spektroskopischen Methoden (Fourier Transform Infrarotspekt- roskopie (FTIR) und Raman Spektroskopie), bei der einzelnen Partikel untersucht wer- den. Bei der FTIR Analyse werden größere Partikel (> 500 µm) meist mir der Abge- schwächten Totalreflexion (ATR Methode) gemessen. Dabei wird das Infrarotlicht über einen Kristall und einen direkten Kontakt mit der Probe auf die Probe geleitet. ATR- FTIR bietet sehr gute Spektrenqualität, ist allerdings für kleine Partikel nicht einsetzbar. Bei kleinen Partikeln wird daher das Infrarotlicht durch die Probe geleitet und die Spek- tren in Transmission gemessen. Mit dieser Methode lassen sich ganze Filter messen und auch kleines MP (ab ca. 10 µm messen). Bei der Raman Spektroskopie werden

die einzelnen Partikel mit einem Laser angeregt und die entstehende Strahlung unter- sucht. Allerdings könne bei der Ramananalyse Fluoreszenzeffekte einen starken Ein- fluss auf die Messung haben, dafür lassen sich auch MP bis ca. 1 µm Größe untersu- chen (Xu et al. 2019). Spektroskopische Methoden liefern als Ergebnis die Anzahl, die Größe und die Polymerart des MP, allerdings keine Massenkonzentration (Xu et al. 2019; Primpke et al. 2017; Scheurer und Bigalke 2018). Die andere Gruppe von Me- thoden sind die massenspektrometrischen Methoden (Pyrolyse–Gas Chromatogra- phie Massenspektrometrie (Py-GC-MS), und Thermische Extraktion Desorption Gas Chromatographie Massenspektrometrie (TED-GC-MS)). Bei diesen Methoden wird die Probe thermisch zersetzt und die dabei freigesetzten Bestandteile auf molekularer Ebene untersucht. Das Ergebnis ist eine Massenkonzentration (z.B. mg kg–1) der ein- zelnen Polymere, allerdings keine Anzahl der Partikel oder Partikelgrößen (Duemichen et al. 2019; Steinmetz et al. 2020). Die Ergebnisse der Methoden unterscheiden sich also grundsätzlich und sind auch nicht direkt vergleichbar. Trotzdem sind die genann- ten Verfahren laut ISO 24187 gleichwertig zugelassen und werden verwendet. Neben diesen beiden häufigsten Methodengruppen, die den aktuellen Stand der Analytik prä- sentieren wird auch noch die optische Mikroskopie mit oder ohne die Verwendung von fluoreszierenden Plastikmarkern (Maes et al. 2017) in der ISO 24187 genannt, aller- dings als schnelle Screening Methode. Bei der Mikroplastikanalyse ist weder die Auf- bereitung noch die Analyse der Proben standardisiert, was die Vergleichbarkeit der Ergebnisse sehr erschwert. Verschiedene Labore untersuchen auch unterschiedliche Größenklassen (z.B. nur Partikel > 100 µm) oder verwenden Methoden, die verschie- dene Polymerklassen ausschließen (z.B. wegen zu geringer Dichte bei der Dichtese- paration), was einen starken Einfluss auf die Ergebnisse haben kann (Blasing und A- melung 2018). Es ist auch bekannt, dass Kontaminationen mit Plastikpartikeln eine große Fehlerquelle darstellen kann und es wird deshalb empfohlen unter speziellen Reinarbeitsbedingungen zu arbeiten und keine Plastikteile für die Aufbereitung zu ver- wenden. Gerade wegen der beschriebenen Probleme ist eine gut dokumentierte Qua- litätskontrolle der Analytik besonders wichtig, allerdings auch schwierig, da es noch keine etablierten zertifizierten Standards oder Referenzmaterialien für MP gibt. Als Mindeststandard hat es sich durchgesetzt, dass die Wiederfindung der Methode für verschiedenen Polymere getestet wird, dass einzelne Proben wiederholt gemessen werden, um die Reproduzierbarkeit zu analysieren und das Blindproben untersucht

werden, um die Kontamination der Proben zu analysieren (Junhao et al. 2021; Klaus et al. 2024) . 5. Räumliche Variabilität Plastik ist in vielen Umweltmedien nachweisbar und wird durch diverse Pfade in Böden eingetragen. So konnten Kunststoffe in 90% der Auenböden in der Schweiz nachge- wiesen werden. Auch bestand ein Zusammenhang mit der Bevölkerungsdichte des Untersuchungsgebietes und der Mikroplastikabundanz im Boden (Scheurer and Bi- galke, 2018). Selbst in den abgelegensten Orten der Welt, beispielsweise der Kavir- Wüste (Iran), wurden Mikrokunststoffe als Fasern in der Größenordnung zwischen 100 und 1000 µm nachgewiesen (Abbasi et al., 2021). Bei der Translokation durch Wind wird vor allem den Wäldern eine entscheidende Rolle zugeordnet, da vermutet wird, dass Wälder Kunststoffe über nasse Deposition aus der Atmosphäre „herauskämmen“ (Weber, Rillig and Bigalke, 2023). Auch die Meere und damit das marine Milieu hat eine entscheidende Rolle bei dem Aus- aber auch dem Eintrag von Mikroplastik. Ein Großteil des Mikroplastiks, das über Flüsse transportiert wird, gelangt auf kurz oder lang in die Weltmeere. Dabei verbleibt das Mikroplastik, in Abhängigkeit der Dichte der Partikel, nicht nur an der Meeresoberfläche sondern kann durch Stürme auch wieder aufgenommen und auf lange Strecken transportiert werden. Eine aktuelle Studie konnte nach dem Durchgang des Hurrikans „Larry“ im September 2021 auf Neufund- land eine nasse Deposition von bis zu 113.000 Mikroplastikpartikeln pro m–2 Tag–1 nachweisen (Ryan et al., 2023). Insgesamt ist über die räumliche Variabilität auf der Feldskala wenig bis nichts be- kannt. Häufig werden Masterproben für einen Standort genommen, die weder geore- ferenziert sind noch in einer so hohen Wiederholung vorliegen, dass sich gute Aussa- gen über empirische Streumaße der Daten treffen lassen. Das ist zum einen dem Um- stand geschuldet, dass die Analyse auf Mikroplastik sehr aufwendig ist und man häufig noch „explorative“ Studien durchführt, mit dem Ziel nachzuweisen, dass etwas im Bo- den ist. Der Übergang zu „systematischen“ Studien, die bspw. den Fokus auf die klein- räumige Variabilität lenken, wären wünschenswert wenn sich Routinen beim Analy- seprozess etabliert haben (Weber et al., 2021).

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6. Bewertung Viele Fragestellungen zu Mikroplastik im Boden können mitunter noch immer schlecht bewertet und reguliert werden, da der derzeitige Wissensstand zu Einträgen, Trans- portprozessen, Abbau und Auswirkungen in Böden unklar ist. Studien die den Einfluss von Mikroplastik auf die Bodenflora und –fauna untersuchen werden im Labormaßstab – häufig mit stark überhöhten Dosierungen – durchgeführt und sind daher nur bedingt nutzbar, um ein reales Umweltrisiko abzuschätzen. Eine Quantifizierung der Dosis- Wirkungsbeziehung ist daher nicht möglich. Entgegen klassischen Bodenschadstoffen besteht Mikroplastik aus einem heterogenen Gemisch von unterschiedlichen Polyme- renunterschiedlicher Größe und vor allem Form. Außerdem werden den Polymeren eine Vielzahl von Additiven zugegeben, deren toxikologische Wirkung weitgehend un- bekannt ist. Eine klassische Risikobewertung analog zur Ökotoxikologie von Gefahr- stoffen anhand von Schadwirkung und Exposition ist also nicht unmittelbar übertragbar (zusammengefasst aus Brandes et al., 2020). Initiativen um Methoden zum Nachweis von Mikroplastik im Boden zu harmonisieren sind daher sehr wichtig für die Bewertung und Regulierung (EUROqCHARM 2024). Ziel dieses Konsortiums aus 15 EU Partnern ist es, kosteneffiziente Monitoring Strategien mit Bezug zu den Umweltkompartimenten Wasser, Boden, Sediment und Luft sowie über diverse Plastikgrößenklassen hinweg von der nm-, µm- bis zur mm-Skala zu entwickeln. Bis die Erkenntnisse aus diesem Vorhaben greifen und in die Praxis umgesetzt werden können, ist es aber noch ein weiter Weg zu gehen. Vorreiter in der Bewertung von Mikroplastik im Boden ist die Region Vorarlberg in Österreich. Analog zu den Vorsorgewerten (precautionary value) im Deutschen Bodenschutz wurden für Mikroplastik mit einem Partikeldurchmesser > 1 mm Polymermassen von 100 mg kg–1 und einer Fläche von 5 cm2 m–2 definiert, wobei das Pendant zu den Maßnahmewerten (upper soil limit) bei 200 mg kg–1 und 10 cm2 m–2 festgesetzt wurde (Meixner, Kubiczek and Fritz, 2020). Ob und inwieweit die- ser Wert für den Status Quo der Mikroplastik-Hintergrundbelastung der Böden in Deutschland zu übertragen ist, bleibt abzuwarten. Ergebnisse aus dem Projekt „Hin- tergrundwerte für PFAS und (Mikro)Kunststoffe – bundesweit repräsentative Bepro- bung von landwirtschaftlich genutzten Böden (FKZ 3720 72 288 0)“ des Umweltbun- desamtes werden daher dringend erwartet. Es wurden dabei 400 Acker- und 200 Grün- landstandorte bis Laufzeitende des Projektes in 2023 beprobt. Die Analyse und Aus- wertung steht allerdings noch aus und mit ersten Ergebnissen ist bis Ende 2024 nicht mehr zu rechnen.

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Literatur Abbasi, S. et al. (2021) ‘Microplastics in the Lut and Kavir Deserts, Iran’, Environmental Science & Technology. Available at: https://doi.org/10.1021/acs.est.1c00615. BBodSchV (2023) ‘Ein Service des Bundesministeriums der Justiz sowie des Bundes- amts für Justiz ‒ www.gesetze-im-internet.de’. Bertling, J.; Bertling, R.; Hamann, L. (2018): Kunststoffe in der Umwelt. Mikro- und Makroplastik. Oberhausen ((Keine Angabe)). Blasing, M.; Amelung, W. (2018): Plastics in soil. Analytical methods and possible In: Sci Total Environ 612, S. 422–435. DOI: 10.1016/j.sci- sources. totenv.2017.08.086. Brandes, E. et al. (2020) ‘(Mikro-)Plastik im Boden’, Bodenschutz [Preprint]. Available at: https://doi.org/10.1088/1748-9326/ac21e6. Brandon, Jennifer; Goldstein, Miriam; Ohman, Mark D. (2016): Long-term aging and degradation of microplastic particles: Comparing in situ oceanic and experimental weathering patterns. In: Mar Pollut Bull 110 (1), S. 299–308. DOI: 10.1016/j.mar- polbul.2016.06.048. Braun, Melanie; Mail, Matthias; Heyse, Rene; Amelung, Wulf (2021): Plastic in com- post: Prevalence and potential input into agricultural and horticultural soils. In: Sci Total Environ 760. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2020.143335. Büks, Frederick; Kaupenjohann, Martin (2020): Global concentrations of microplastics in soils – a review. In: SOIL 6 (2), S. 649–662. DOI: 10.5194/soil-6-649-2020. Chand, Rupa; Rasmussen, Lasse Abraham; Tumlin, Susanne; Vollertsen, Jes (2021): The occurrence and fate of microplastics in a mesophilic anaerobic digester re- ceiving sewage sludge, grease, and fatty slurries. In: Sci Total Environ 798, S. 149287. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2021.149287. Corradini, F. et al. (2019) ‘Evidence of microplastic accumulation in agricultural soils from sewage sludge disposal’, Science of The Total Environment. Available at: https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.03.368. Ding, Jing; Lv, Min; Zhu, Dong; Leifheit, Eva F.; Chen, Qing-Lin; Wang, Yun-Qing et al. (2023): Tire wear particles: An emerging threat to soil health. In: Crit Rev Env Sci Tec Crit Rev Env Sci Tec 53 (2), S. 239–257. DOI: 10.1080/10643389.2022.2047581. Duemichen, E.; Eisentraut, P.; Celina, M.; Braun, U. (2019): Automated thermal ex- traction-desorption gas chromatography mass spectrometry: A multifunctional tool for comprehensive characterization of polymers and their degradation prod- ucts. In: Journal of chromatography. A 1592, S. 133–142. DOI: 10.1016/j.chroma.2019.01.033. Dorau, K. et al. (2024) ‘Characterization and spatial distribution of mesoplastics parti- cles in an arable soil’, European Journal of Soil Science [Preprint]. Geyer, Roland; Jambeck, Jenna R.; Law, Kara Lavender (2017): Production, use, and fate of all plastics ever made. In: SCIENCE ADVANCES 3 (7), e1700782. DOI: 10.1126/sciadv.1700782. Hurley, R. R.; Lusher, A. L.; Olsen, M.; Nizzetto, L. (2018): Validation of a Method for Extracting Microplastics from Complex, Organic-Rich, Environmental Matrices. In: Environ Sci Technol 52 (13), S. 7409–7417. DOI: 10.1021/acs.est.8b01517. International Organization for Standardization (2018) ‘ISO 18400-104:2018-10, Bo- denbeschaffenheit - Probenahme - Teil 104: Strategien’. International Organization for Standardization (2023) ‘ISO 24187; Grundsätze für die Analyse von Mikroplastik in der Umwelt. Jiang, Meng; Wang, Binqiang; Ye, Rui; Yu, Ning; Xie, Zhenming; Hua, Yuejin et al. (2022): Evidence and Impacts of Nanoplastic Accumulation on Crop Grains. In:

102

Advanced science (Weinheim, Baden-Wurttemberg, Germany), e2202336. DOI: 10.1002/advs.202202336. Junhao, Cao; Xining, Zhao; Xiaodong, Gao; Li, Zhang; Qi, Hu; Siddique, Kadambot H. M. (2021): Extraction and identification methods of microplastics and nanoplas- tics in agricultural soil: A review. In: Journal of Environmental Management 294, S. 112997. DOI: 10.1016/j.jenvman.2021.112997. Kalberer, Andreas; Kawecki-Wenger, Delphine; Bucheli, Thomas D. (2019): Plastic waste flows in Swiss agriculture and their risk potential for soils. In: Agrar- forschung Schweiz 10 (11-12), S. 416–423. Klaus, Jenny; Seeger, Manuel; Bigalke, Moritz; Weber, Collin J. (2024): Microplastics in vineyard soils: First insights from plastic-intensive viticulture systems. In: Sci Total Environ, S. 174699. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2024.174699. Kwak, Jin Il; An, Youn-Joo (2021): Microplastic digestion generates fragmented nano- plastics in soils and damages earthworm spermatogenesis and coelomocyte vi- ability. In: J Hazard Mater J Hazard Mater 402, S. 124034. DOI: 10.1016/j.jhaz- mat.2020.124034. Lwanga, E. H.; Gertsen, H.; Gooren, H.; Peters, P.; Salanki, T.; van der Ploeg, M. et al. (2016): Microplastics in the Terrestrial Ecosystem. Implications for Lumbricus terrestris (Oligochaeta, Lumbricidae). In: Environ Sci Technol 50 (5), S. 2685– 2691. Maass, S.; Daphi, D.; Lehmann, A.; Rillig, M. C. (2017): Transport of microplastics by In: Environ Pollut 225, S. 456–459. DOI: two collembolan species. 10.1016/j.envpol.2017.03.009. Machado, Anderson Abel de Souza; Lau, Chung W.; Kloas, Werner; Bergmann, Jo- ana; Bacheher, Julien B.; Faltin, Erik et al. (2019): Microplastics Can Change Soil Properties and Affect Plant Performance. In: Environ Sci Technol 53 (10), S. 6044–6052. DOI: 10.1021/acs.est.9b01339. Maes, T.; Jessop, R.; Wellner, N.; Haupt, K.; Mayes, A. G. (2017): A rapid-screening approach to detect and quantify microplastics based on fluorescent tagging with Nile Red. In: Sci Rep-Uk 7. DOI: 10.1038/srep44501. Meixner, K., Kubiczek, and M. and Fritz, I. (2020) ‘Microplastic in soil–current status in Europe with special focus on method tests with Austrian samples’, AIMS Envi- ronmental Science, 7(2), pp. 174–191. Available at: https://doi.org/10.3934/envi- ronsci.2020011. Meng, Fanrong; Yang, Xiaomei; Riksen, Michel; Xu, Minggang; Geissen, Violette (2020): Response of common bean (Phaseolus vulgaris L.) growth to soil con- taminated with microplastics. In: Sci Total Environ 755 (Pt 2), S. 142516. DOI: 10.1016/j.scitotenv.2020.142516. Möller, Julia N.; Heisel, Ingrid; Satzger, Anna; Vizsolyi, Eva C.; Oster, S. D. Jakob; Agarwal, Seema et al. (2021): Tackling the Challenge of Extracting Microplastics from Soils: A Protocol to Purify Soil Samples for Spectroscopic Analysis. In: En- viron Toxicol Chem Environ Toxicol Chem. DOI: 10.1002/etc.5024. Müller, A. et al. (2022) ‘Determination of tire wear markers in soil samples and their distribution in a roadside soil’, Chemosphere, 294, p. 133653. Available at: https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2022.133653. Nizzetto, L.; Bussi, G.; Futter, M. N.; Butterfield, D.; Whitehead, P. G. (2016): A theo- retical assessment of microplastic transport in river catchments and their reten- tion by soils and river sediments. In: Environ Sci-Proc Imp 18 (8), S. 1050–1059. DOI: 10.1039/c6em00206d.

103

Piehl, S. et al. (2018) ‘Identification and quantification of macro- and microplastics on an agricultural farmland’, Scientific Reports. Springer US. Available at: https://doi.org/10.1038/s41598-018-36172-y. Primpke, S.; Lorenz, C.; Rascher-Friesenhausen, R.; Gerdts, G. (2017): An automated approach for microplastics analysis using focal plane array (FPA) FTIR micros- copy and image analysis. In: Anal Methods-Uk 9 (9), S. 1499–1511. DOI: 10.1039/c6ay02476a. Qi, Yueling; Yang, Xiaomei; Pelaez, Amalia Mejia; Huerta Lwanga, Esperanza; Beriot, Nicolas; Gertsen, Henny et al. (2018): Macro- and micro- plastics in soil-plant system: Effects of plastic mulch film residues on wheat (Triticum aestivum) growth. In: Sci Total Environ 645, S. 1048–1056. DOI: 10.1016/j.sci- totenv.2018.07.229. Rezaei, Mahrooz; Riksen, Michel J. P. M.; Sirjani, Elham; Sameni, Abdolmajid; Geis- sen, Violette (2019): Wind erosion as a driver for transport of light density micro- plastics. In: Sci Total Environ 669, S. 273–281. DOI: 10.1016/j.sci- totenv.2019.02.382. Rillig, Matthias C.; Lehmann, Anika; Machado, A. Abel de Souza; Yang, Gaowen (2019): Microplastic effects on plants. In: New Phytol 223 (3), S. 1066–1070. DOI: 10.1111/nph.15794. Rolf, M. et al. (2022) ‘Flooding frequency and floodplain topography determine abun- dance of microplastics in an alluvial Rhine soil’, Science of The Total Environ- ment, p. 155141. Available at: https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.155141. Ryan, A.C. et al. (2023) ‘Transport and deposition of ocean-sourced microplastic par- ticles by a North Atlantic hurricane’, Communications Earth & Environment, 4(1), p. 442. Available at: https://doi.org/10.1038/s43247-023-01115-7. Scheurer, M. and Bigalke, M. (2018) ‘Microplastics in Swiss Floodplain Soils’, Environ- mental Science & Technology, 52(6), pp. 3591–3598. Available at: https://doi.org/10.1021/acs.est.7b06003. Steinmetz, Zacharias; Kintzi, Aaron; Muñoz, Katherine; Schaumann, Gabriele E. (2020): A simple method for the selective quantification of polyethylene, polypro- pylene, and polystyrene plastic debris in soil by pyrolysis-gas chromatog- raphy/mass spectrometry. In: Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 147, S. 104803. DOI: 10.1016/j.jaap.2020.104803. Steinmetz, Z. et al. (2021) ‘Are agricultural plastic covers a source of plastic debris in soil? A first screening study’, SOIL Discussions, 2021, pp. 1–21. Available at: https://doi.org/10.5194/soil-2021-70. van Cauwenberghe, L.; Devriese, L.; Galgani, F.; Robbens, J.; Janssen, C. R. (2015): Microplastics in sediments. A review of techniques, occurrence and effects. In: Mar Environ Res Mar Environ Res 111, S. 5–17. Wang, Quanlong; Adams, Catharine A.; Wang, Fayuan; Sun, Yuhuan; Zhang, Shuwu (2021a): Interactions between microplastics and soil fauna: A critical review. In: Crit Rev Env Sci Tec Crit Rev Env Sci Tec, S. 1–33. DOI: 10.1080/10643389.2021.1915035. Wang, Wenfeng; Yuan, Wenke; Xu, Elvis Genbo; Li, Lianzhen; Zhang, Haibo; Yang, Yuyi (2021b): Uptake, translocation, and biological impacts of micro(nano)plas- tics in terrestrial plants: Progress and prospects. In: Environmental Research 203, S. 111867. DOI: 10.1016/j.envres.2021.111867. Wanner, Philipp (2021): Plastic in agricultural soils - A global risk for groundwater sys- tems and drinking water supplies? - A review. In: Chemosphere 264 (Pt 1), S. 128453. DOI: 10.1016/j.chemosphere.2020.128453.

104

Weber, C.J. et al. (2021) ‘Investigating microplastic dynamics in soils: Orientation for sampling strategies and sample pre-procession’, Land Degradation and Devel- opment, 32(1), pp. 270–284. Available at: https://doi.org/10.1002/ldr.3676. Weber, C.J., Rillig, M.C. and Bigalke, M. (2023) ‘Mind the gap: forest soils as a hidden hub for global micro- and nanoplastic pollution’, Microplastics and Nanoplastics, 3(1), p. 19. Available at: https://doi.org/10.1186/s43591-023-00067-1. Weithmann, Nicolas; Moeller, Julia N.; Loeder, Martin G. J.; Piehl, Sarah; Laforsch, Christian; Freitag, Ruth (2018): Organic fertilizer as a vehicle for the entry of mi- croplastic into the environment. In: SCIENCE ADVANCES 4 (4). DOI: 10.1126/sciadv.aap8060. Xu, Jun Li; Thomas, Kevin V.; Luo, Zisheng; Gowen, Aoife A. (2019): FTIR and Raman imaging for microplastics analysis: State of the art, challenges and prospects. In: DOI: Trac-Trend Chem 10.1016/j.trac.2019.115629. Trac-Trend Zubris, K. A. V.; Richards, B. K. (2005): Synthetic fibers as an indicator of land appli- Anal Chem 119. Anal cation of sludge. In: Environ Pollut 138 (2), S. 201–211 Yu, Y. and Flury, M. (2021) ‘How to take representative samples to quantify micro- plastic particles in soil?’, Science of The Total Environment, 784, p. 147166. Available at: https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.147166. Zubris, K. A. V.; Richards, B. K. (2005): Synthetic fibers as an indicator of land appli- cation of sludge. In: Environ Pollut 138 (2), S. 201–211

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Wissen, was drin ist. Umweltanalytik auf höchstem Niveau • Altlasten, Abfälle, Reststoffe und Recyclingmaterial • Gebäudeschadstoffe und Bausubstanz, Luftuntersuchungen • Böden, Bauschutt, Sedimenten und Baggergut • Grundwasser, Abwasser, Oberflächenwasser, Fremd- und Eigenüberwachungen • Analytik im Rahmen des Entsorgungs- und Flächenmanagements, Deponieüberwachung • Akkreditierung nach DIN EN ISO/IEC 17025:2005 Die GBA Group, gegründet 1989, ist einer der füh- renden Labordienstleister Europas und bietet ein internationales Netzwerk von Unternehmen mit hochqualifizierten Spezialisten in den Bereichen Life Sciences, Food und Environment. Im Fokus stehen dabei bedarfsgerechte Lösungen auf Basis wissenschaftlich-technischer Expertise. Wir haben uns zum Ziel gesetzt, uns stetig weiter zu entwickeln, um stets die besten Leistungen und Ergebnisse zu erzielen. Unser Serviceportfolio auf einen Blick: • PFC • PAK • PCB • Pestizide • Dioxine • Furane • Chlorparaffine • Organische Zinnverbindungen • Schwermetalle • Asbest • uvm. (cid:24)(cid:882)(cid:87)(cid:62)(cid:882)(cid:1005)(cid:1008)(cid:1005)(cid:1011)(cid:1004)(cid:882)(cid:1004)(cid:1005)(cid:882)(cid:1004)(cid:1004) GBA Gesellschaft für Bioanalytik mbH sales@gba-group.de GBA-GROUP.COM

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Workshop 5 Rechtsfragen Moderation: Dr. Thomas Gerhold Avocado, Köln Referate: Dr. Walter Schmotz Landkreis Goslar Volker Hoffmann Hoffmann Liebs Partnerschaft von Rechtsanwälten mbB, Düsseldorf Inhalt: Im Vollzug des Bodenschutzrechts in der Praxis treten immer wieder Fragen zur Ausübung des Ermessens auch im Zusammenhang mit der Verhältnismäßigkeitsprüfung auf. Die fortgeschriebene BBodSchV ist in ihrer Anwendung noch zu erproben. Beide Themen sollen im Workshop behandelt werden. Weiterhin wird auf die Fortschreibung des BBodSchG eingegangen.

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Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 5 Name Bötticher Brozio Butschbach Chaloulos Conrad Delling Dörre Edler Ehmen Falkenberg Ferrara Flottmann Friedrich Gerhold Grabowsky Hachmeister Heyenga Hoffmann Hüchting Jäger Jänig Joos Jungblut Keese Kirsch Klatt Kliem Klopfleisch Krauß Kremeike Lässig Lehmann Lorenz Matern Mensching Nowack Vorname Lutz Dirk Maditha Konstantinos Ingo Dr. Nikolai Anka Katharina Helga Lars Claudia Simon Maria Dr. Thomas Kerstin Tim Katja Volker Julia Thomas Dr. Franziska Annette Jan Klaus Adriana Jürgen Britta Volkhard Michael Ralf Andrea Christoph Dennis Mirja Uwe Barbara Behörde / Unternehmen WSP Deutschland AG STRABAG Umwelttechnik GmbH Landkreis Heidekreis Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie EuroconAE KG Wintershall Dea Deutschland GmbH Landkreis Helmstedt Altmarkkreis Salzwedel Landkreis Leer DEKRA Automobil GmbH Landkreis Wolfenbüttel Region Hannover WSP Deutschland AG Avocado Rechtsanwälte melchior + wittpohl Beratende Ingenieure PartmbB Dr. Moll GmbH & Co. KG Hamburg Port Authority AÖR Hoffmann Liebs Partnerschaft von Rechtsanwälten mbB Senatorin für Umwelt, Klima und Wissenschaft, Bremen Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie IABG mbH GEO-data GmbH Nds. Landesamt für Bau und Liegenschaften (NLBL) Landkreis Peine Landkreis Celle Landeshauptstadt Hannover Landkreis Helmstedt GEOMOLE GmbH AöR Niedersächsische Landesforsten Stadt Braunschweig Bundesanstalt für Immobilienaufgaben Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Kreisverwaltung Pinneberg ukon Umweltkonzepte GmbH & Co.KG Stadt Celle

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Workshop 5 – Rechtsfragen / Vollzugsfragen der Verhältnismäßigkeit Referent: Dr. Walter Schmotz Die Verhältnismäßigkeit von Maßnahmen ist im deutschen Bodenschutzrecht bereits aufgrund des Konzepts der verschiedenen, zum Teil diametral gegenüberstehenden, Bodenfunktionen zu betrachten. Schon bei jeder Entscheidung für die Nutzung des Bodens durch den Menschen wird einer Nutzungsfunktion Vorrang vor natürlichen Bodenfunktionen gegeben. Da es im Bodenschutzrecht keine Hierarchie von Bodenfunktionen gibt, wird der Boden nicht selten zum „Opfer“ wirtschaftlich attraktiver Nutzungen (Stichwort Flächeninanspruchnahme). Auch Sanierungsmaßnahmen haben häufig eine schädigende Wirkung auf bestimmte Bodenfunktionen. So ist zum Beispiel die Dekontamination eines MKW-kontaminierten Bodens durch Auskofferung eine Entscheidung gegen natürliche Bodenfunktionen, wenngleich meist ein probates Mittel. Oder die Abdeckung einer mit Schadstoffen belasteten Brachfläche zerstört das wertvolle Biotop, das sich auf der Fläche in den Jahren der Brache entwickelt hat. In letzterem Fall ist oft eine Abwägung zwischen den Belangen des Gewässerschutzes oder des Gesundheitsschutzes mit denen des Naturschutzes vorzunehmen. Dazu eröffnet das Bodenschutzrecht die Möglichkeit, verschiedene Maßnahmen gleichrangig heranzuziehen. So kommen nicht nur Dekontaminationsmaßnahmen, sondern auch Sicherungsmaßnahmen und in einigen Fällen auch Schutz- und Beschränkungsmaßnahmen in Betracht. Und auch die wirtschaftliche Leistungsfähigkeit von Pflichtigen nach dem Bodenschutzrecht muss bei behördlichen Entscheidungen berücksichtigt werden. Dabei ist es üblich, dass eine Abwägung zwischen dem Schutz von Schutzgütern und den Kosten für eine Maßnahme erfolgt (Suche nach dem optimalen Gleichgewicht zwischen wirtschaftlichem Aufwand, Ressourcenverbrauch und Nutzen für die Schutzgüter). Ein Pflichtiger kann nur bis zur Grenze seiner Leistungsfähigkeit belastet werden. Im Falle eines Zustandsstörers gibt es z.B. die Haftungsgrenze bis zum Wert des Grundstücks nach der Sanierung. Bei mittellosen Privatpersonen kann dies aber schon zur Privatinsolvenz führen. Dann muss die Behörde schon bei geringfügigen Forderungen eine Abwägung vornehmen. Die wirtschaftliche Leistungsfähigkeit der Pflichtigen, aber auch des Staates, der durch Fördermittel oder Ersatzvornahmen tätig wird, sind wichtige Faktoren für die Abwägung. Letztlich sind bestimmte Maßnahmen nur in wohlhabenden Regionen, in wirtschaftlich „guten Zeiten“ bzw. bei hohen Bodenpreisen umsetzbar. In der Vollzugspraxis gibt es auch das Problem, dass sich angesichts diverser, hoch differenzierter Vorschriften und Regelwerke die Frage stellt, was davon eingefordert werden muss und überhaupt realistisch umsetzbar ist. Und stets steht die Frage im Raum, ob eine Behörde nur Papiertiger sein will oder die Umsetzung von Auflagen auch kontrollieren will und kann. Anhand von verschiedenen Fallbeispielen sollen in dem Beitrag einzelne Aspekte der Verhältnismäßigkeits-Abwägung kurz angerissen werden. Dadurch soll die anschließende Diskussion mit konkreten Fallgestaltungen „gefüttert“ werden. Dr. Walter Schmotz Landkreis Goslar, Fachbereich Bauen und Umwelt Leiter Abfall, Altlasten und Bodenschutz Klubgartenstraße 6, 38640 Goslar walter.schmotz@landkreis-goslar.de 05321 76-694

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Zum Verhältnismäßigkeitsprinzip im Bodenschutzrecht – Überblick Rechtsanwalt Volker Hoffmann, Düsseldorf I. Einleitung Der Grundsatz der Verhältnismäßigkeit befasst sich mit dem Spannungsfeld zwischen den rechtlich relevanten Auswirkungen staatlichen Handelns einerseits und dessen Zweckset- zung andererseits. Nach dieser Zweck-Mittel-Relation darf eine staatliche Maßnahme in An- betracht des von ihr verfolgten Zwecks nicht über das erforderliche Maß hinaus in Rechte des betroffenen Bürgers eingreifen. Dieser Gedanke wurde schon in antiken Gerechtigkeits- lehren entwickelt und hat sodann nach und nach Eingang in die heutige Rechtslandschaft gefunden. Erstmals gesetzlich festgelegt, wurde ein solcher Grundsatz schließlich im 18. Jahrhundert zur Beschränkung von Eingriffen der Polizei in die Freiheit und das Eigen- tum der Bürger. Nachdem das Verhältnismäßigkeitsprinzip in der Folgezeit zunächst in den Bereichen des Straf- und Polizeirechts vorherrschte, hat es sich heute als generell geltende Grundregel für jegliche den Bürger belastende Maßnahme des Staates weiterentwickelt. Es gilt als „überwiegende Leitregel allen staatlichen Handelns“, die für die gesamte Staatsge- walt, jedes hoheitliche Handeln sowie das gesamte Öffentliche Recht – und damit insbeson- dere auch für das Bodenschutzrecht – Geltung hat. II. Die verfassungsrechtlichen Grundlagen des Verhältnismäßigkeitsprinzips Das Grundgesetz der Bundesrepublik Deutschland (nachfolgend: GG) normiert das Verhält- nismäßigkeitsprinzip nicht ausdrücklich; es wird dort jedoch sowohl aus den Grundrechten als auch aus dem Rechtsstaatsprinzip hergeleitet. Im Rahmen der Grundrechte schützt der Grundsatz der Verhältnismäßigkeit die Freiheiten des Bürgers dadurch, dass er Anforderun- gen an Eingriffe des Staates in geschützte Rechte aufstellt und die Eingriffe des Staates da- mit sowohl steuert als auch einschränkt. Nach dem Rechtsstaatsprinzip, das sich wiederum aus Art. 20 Abs. 3 GG ergibt, darf staatliche Macht primär nur nach Maßgabe von Recht und Gerechtigkeit ausgeübt werden. Dort wo staatlicherseits Handlungsspielräume bestehen (etwa bei Ermessensentscheidungen), leitet das Verhältnismäßigkeitsprinzip die Entschei- dungen des Staates und erlaubt deren Kontrolle. Mittlerweile hat der Verhältnismäßigkeits- grundsatz auch in diversen einfachgesetzlichen Regelungen seinen Niederschlag gefunden, wie etwa in vielen Polizeigesetzen (vgl. z.B.: § 2 Polizeigesetz NRW) oder sonstigen öffent- lich-rechtlichen Vorschriften. 1

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III. Wofür steht „Verhältnismäßigkeit“? Anhand der dogmatischen vierstufigen Grundstruktur des Verhältnismäßigkeitsprinzips, die den Verhältnismäßigkeitsgrundsatz in vier konkrete Prüfpunkte unterteilt, lässt sich eine staatliche Maßnahme detailliert und nachvollziehbar überprüfen. Um dem Verhältnismäßig- keitsgrundsatz insoweit zu genügen, ist zu verlangen, dass das jeweilige staatliche Verhalten zur Erreichung eines legitimen Zwecks geeignet, erforderlich und letztlich auch angemessen ist. 1. Legitimer Zweck Die Verwaltung und die Rechtsprechung sind bei ihrem Handeln bzw. ihren Entscheidungen an den Zweck des jeweiligen Gesetzes, der sogenannten Ermächtigungsgrundlage, gebun- den. Nur innerhalb dieses legitimen Zwecks darf eine Maßnahme oder Entscheidung über- haupt getroffen werden. Im Bereich des Bodenschutzrechts bedeutet dies, dass staatliches Verhalten auf das Bundebodenschutzgesetz (im Folgenden: BBodSchG) und sonstige Ge- setze mit bodenrechtlichem Bezug (z.B. Bodenschutzgesetze der Bundesländer) fußt. 2. Geeignetheit Die staatliche Maßnahme oder Anordnung bzw. das eingesetzte Mittel muss nach dem Ge- bot der Geeignetheit in der Lage sein, den verfolgten legitimen Zweck überhaupt zu errei- chen oder zumindest zu fördern. Eine vollständige Erreichung des Zwecks ist damit aber nicht gefordert, vielmehr genügt es, wenn die gesicherte Wahrscheinlichkeit besteht bzw. erhöht wird, dass der angestrebte Erfolg auch tatsächlich eintritt. Im Bodenschutzrecht bein- haltet dies beispielsweise, dass eine Sanierungsmaßnahme in der Lage sein muss, der bo- den- und / oder grundwasserbezogenen Gefahr zu begegnen; eine 100-prozentige Wahr- scheinlichkeit, dass jegliche Verunreinigung entfernt wird, fordert das Gebot der Geeignetheit indes nicht. 3. Erforderlichkeit Die Erforderlichkeit beinhaltet das Gebot, dass der Staat bei der Wahl des eingesetzten Mit- tels, das jeweils mildeste Mittel zu wählen hat, sofern dieses – im Vergleich zu einschnei- denderen, ebenfalls geeigneten Maßnahmen – zumindest gleich gut geeignet ist. Aus die- sem Grund wird das Element der Erforderlichkeit auch „Gebot des mildesten Mittels“ ge- nannt. Demnach ist im Einzelfall zu prüfen, inwiefern eine alternative, schonendere Möglich- keit besteht, um den angestrebten Zweck zu erreichen, und inwieweit diese Methode hin- sichtlich der Erfolgswahrscheinlichkeit gleichwertig ist. Der Bürger soll dadurch vor nicht nö- 2

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tigen und damit übermäßigen Maßnahmen geschützt werden. Auch dies spielt im Boden- schutzrecht – wie im Folgenden noch näher aufzuzeigen sein wird – eine herausragende Rolle, da insbesondere bei Sanierungsmaßnahmen nicht alles (technisch) Mögliche auch in jeden Fall nötig sein muss! 4. Angemessenheit oder Verhältnismäßigkeit im engeren Sinn Die Angemessenheit ist der eigentliche Kern der Verhältnismäßigkeitsprüfung und wird damit auch „Verhältnismäßigkeit im engeren Sinn“ genannt. Demnach darf die staatliche Maßnah- me nicht außer Verhältnis zum Zweck bzw. zum Ziel der Maßnahme stehen. Anders ausge- drückt: der Nutzen der Maßnahme muss im Vergleich zu der dadurch hervorgerufenen Be- einträchtigung angemessen, insbesondere für den Betroffenen zumutbar sein. Dieses Ele- ment erfordert eine Abwägung zwischen den involvierten Interessen des Staates auf der ei- nen und des Betroffenen auf der anderen Seite. Dabei ist zunächst festzustellen, welche Be- lange abstrakt betroffen sind und wie diese zu bewerten bzw. zu gewichten sind. Im Boden- schutzrecht sind dies z.B. einerseits die Belange des Umweltschutzes und des zur Gefah- renabwehr anzuwendenden Sanierungsmaßes sowie andererseits die finanziellen Interessen und Zwänge der Sanierungsverantwortlichen. Im Einzelfall sind sodann die Intensität des konkreten, individuellen Betroffenseins und der spezifische Vorteil für den Gemeinwohlbe- lang zu bestimmen. Erst anhand dieser Parameter erfolgt die eigentliche Abwägung, bei der festzustellen ist, welcher Belang überwiegt. Erst wenn beispielshalber der Gemeinwohlbe- lang „Umweltschutz“ die finanziellen Interessen des Betroffenen im konkreten Fall überwiegt, ist die jeweilige Maßnahme als angemessen anzusehen. Die Grenze der persönlichen Zu- mutbarkeit muss dabei für den Betroffenen aber auf jeden Fall gewahrt bleiben. IV. Besondere Ausprägungen des Verhältnismäßigkeitsprinzips auf dem Gebiet des Bodenschutzrechts Im Verwaltungsrecht spielt die Verhältnismäßigkeit in den meisten Konstellationen – insbe- sondere bei Ermessensentscheidungen – eine herausragende Rolle. Schon die obige Dar- stellung der dogmatisch begründeten, vierstufigen Grundstruktur des Verhältnismäßigkeits- prinzips konnte aufzeigen, dass das Bodenschutzrecht viele Bezugspunkte zum Grundsatz der Verhältnismäßigkeit aufweist. Auch hier, im Bodenschutzrecht, zeigt sich also wiederum die übergeordnete Stellung der Verhältnismäßigkeit als „übergreifende Leitregel allen staatli- chen Handelns“. Besondere Bewandtnis hat der Grundsatz der Verhältnismäßigkeit im Bodenschutzrecht bei Fragen der Erforderlichkeit, wie auch der Angemessenheit von Sanierungsmaßnahmen und 3

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bei der Störerauswahl. Des Weiteren sind die besondere Ausprägung des Verhältnismäßig- keitsprinzips im Rahmen der – unter speziellen Voraussetzungen gegebenenfalls einge- schränkten – Sanierungspflichten eines Zustandsstörers sowie die Frage der Verhältnismä- ßigkeit im Lichte von „Verschulden“ zu behandeln. Darüber hinaus ist der Ausgleich zwi- schen den Sanierungsverantwortlichen nach § 24 Abs. 2 BBodSchG zu betrachten. 1. Fragen der Erforderlichkeit Die Frage der Erforderlichkeit stellt sich in bodenschutzrechtlichen Bezügen insbesondere, wenn auch natürlich nicht nur, bei (Altlasten-)Sanierungsmaßnahmen. Aus technischer Sicht gibt es mannigfaltige Möglichkeiten eine Bodenverunreinigung zu sanieren. Indes können die stellenweise horrenden Kosten gegen bestimmte, technisch gleichwohl machbare Sanie- rungsformen sprechen. Es ist demzufolge nach dem relativ mildesten Mittel einer Sanierung zu suchen bzw. das richtige Verhältnis von technisch und wirtschaftlich Möglichen zum Nöti- gen zu finden. Um im Einzelfall das relativ mildeste Mittel festzustellen, muss zunächst beurteilt werden, was überhaupt „nötig“ ist. Das Bodenschutzrecht sieht dafür selbst zwei Anhaltspunkte vor: § 4 Abs. 4 BBodSchG gibt einen Hinweis, indem für die Sanierungspflichten auf die baupla- nungsrechtlich zulässige Nutzung des Grundstücks abgestellt wird. Demnach richtet sich das erforderliche Maß der Sanierung nach der nutzungsbezogenen Schutzbedürftigkeit des be- treffenden Geländes. Somit ist ausdrücklich nicht sicherzustellen, dass nach der Sanierung auf jeder Fläche jede Art von Nutzung möglich sein muss. An dieser Stelle ist ferner indirekt zu berücksichtigen, welche Schutzgüter überhaupt konkret betroffen sind (z.B.: Boden, Was- ser, Trinkwasser, Mensch). Weiterhin gibt das Gesetz auch einen Hinweis bzgl. der Wahl der konkreten Sanierungsart. § 4 Abs. 3 Satz 2 BBodSchG sieht insoweit vor, dass zur Sanierung neben Dekontaminati- onsmaßnahmen insbesondere auch Sicherungsmaßnahmen in Betracht kommen, sofern sie eine Ausbreitung der Schadstoffe langfristig verhindern (vgl. § 2 Abs. 7 BBodSchG). Dem- nach gibt das Gesetz gerade keine Rangfolge oder ein vermeintliches Stufenverhältnis vor; vielmehr sind auch Sicherungsmaßnahmen vollwertige, gleichrangige Sanierungsmaßnah- men. Diese gesetzlichen Festlegungen haben auch unmittelbare Auswirkungen auf die Fra- ge der Erforderlichkeit, da regelmäßig Sicherungsmaßnahmen als verhältnismäßig milderes, aber dennoch zur Gefahrenabwehr ebenfalls geeignetes Mittel einer Sanierung in Betracht gezogen werden müssen. 4

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Darüber hinaus ist das relativ mildeste Mittel nach den tatsächlichen Umständen des Einzel- falls zu ermitteln. Aus rechtlicher Sicht ist dabei davon auszugehen, dass die Nachhaltigkeit der angeordneten Maßnahme und die Wahrscheinlichkeit eines weiteren Schadeneintritts immer in Abhängigkeit von dem konkret bedrohten Schutzgut stehen. Dabei gilt: je größer und folgenschwerer der möglicherweise (weiter) eintretende Schaden ist, desto geringere Anforderungen sind an die Wahrscheinlichkeit des Schadenseintritts zu stellen. Im Ergebnis sind nicht alle technisch möglichen Sanierungsmaßnahmen auch erforderlich. Vielmehr ist aufgrund der klaren gesetzlichen Vorgaben und unter der Prämisse der Effektivi- tät der Gefahrenabwehr im Einzelfall das relativ mildeste Mittel zu wählen. 2. Fragen der Angemessenheit An die Frage der Erforderlichkeit schließt sich auch im Rahmen von boden- und grundwas- serbezogenen Sanierungsmaßnahmen die Frage der Angemessenheit an. Hier ist u.a. da- rauf einzugehen, inwiefern im Rahmen der konkreten Maßnahme die Gemeinwohlbelange „Umweltschutz“ bzw. „Gefahrenabwehr“ die finanziellen Interessen des jeweils herangezo- genen Störers überwiegen. Auch für diese Abwägungsentscheidung sieht das BBodSchG einen Anhaltspunkt vor. Nach § 4 Abs. 3 Satz 3 BBodSchG sollen, sofern Dekontaminations- bzw. Sicherungsmaßnahmen nicht möglich oder unzumutbar sind, sonstige Schutz- und Be- schränkungsmaßnahmen durchgeführt werden (vgl. § 2 Abs. 8 BBodSchG). Damit wird deut- lich, dass auch Fragen der Wiederherstellung der Umwelt dem Verhältnismäßigkeitsprinzip samt dem Gebot der Angemessenheit unterworfen sind und die Gemeinwohlbelange im Ein- zelfall hinter den Interessen des Betroffenen zurücktreten können. Es muss mithin immer zu einer konkreten Abwägung der widerstreitenden Interessen kommen. Dabei ist auf Folgendes hinzuweisen: Die Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung (nachfolgend: BBodSchV) legt schadstoffbezogene Werte fest, bei deren Überschreiten eine einzelfallbezogene Prüfung durchzuführen und festzustellen ist, ob eine schädliche Altlast vorliegt, bzw. ab wann in der Regel von einer schädlichen Altlast auszugehen ist und infol- gedessen auch Maßnahmen erforderlich sind (sog. Prüf- und Maßnahmenwerte). Ähnliches findet sich in der Grundwasserverordnung. Dies ist allerdings nicht so zu verstehen, dass jene Werte automatisch auch die Sanierungszielwerte darstellen, die im Rahmen einer Sa- nierung erreicht werden müssten! Diese Unterscheidung lässt sich aus dem Grundsatz der Verhältnismäßigkeit herleiten, nach dem stets im Einzelfall festzustellen ist, ob das Erreichen der prüf- oder maßnahmenbezogenen Schadstoffwerte überhaupt erforderlich und ange- messen erscheint. Dabei kommt es insbesondere auf die dargestellte Abwägung des öffent- lichen Interesses am gefahrenabwehrbezogenen Bodenschutz einerseits im Verhältnis zu 5

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der individuellen Zumutbarkeit für den jeweilig Verantwortlichen an. Dies verdeutlich erneut, welch wichtige Rolle das Verhältnismäßigkeitsprinzip bei der Sicherstellung der Einzelfallge- rechtigkeit spielt – auch und gerade im Bodenschutzrecht. 3. Verhältnismäßigkeit bei der Störerauswahl Die Frage, wer als Verantwortlicher resp. Störer im Rahmen des § 4 Abs. 3 BBodSchG her- anzuziehen ist (z.B.: Zustands- versus Handlungsstörer), richtet sich nach dem Grundsatz der Effektivität der Gefahrenabwehr. Es geht mithin darum, die erforderlichen boden- und grundwasserbezogenen Maßnahmen an denjenigen zu adressieren, der zur Durchführung derselben und damit letztlich zur Abwehr der Gefahr am besten und schnellsten geeignet erscheint. Allerdings spielt auch hier das Prinzip der Verhältnismäßigkeit eine Rolle. Zum Tragen kommt dies zum Beispiel in Fällen, in denen ein Handlungsstörer den schadensver- ursachenden Betrieb nur sehr kurz gepachtet hat und sein Verursachungsbeitrag demnach nicht wesentlich ins Gewicht fällt. Hier muss aus Verhältnismäßigkeitsgesichtspunkten ein anderer Handlungsstörer oder der Zustandsstörer herangezogen werden. Als Grundsatz gilt: Der einzelne Handlungsstörer ist nach dem Verhältnismäßigkeitsprinzip nur heranzuziehen, wenn sein Beitrag für sich allein eine Sanierungspflicht auslösen würde. Es ist mithin ein we- sentlicher Verursachungsbeitrag erforderlich. Wiederum zeigt sich, dass die Verhältnismä- ßigkeit als wichtiges Korrektiv, unbillige Härten auszugleichen vermag. Keinesfalls ist es jedenfalls so, dass ein Handlungsstörer – also Verursacher – stets vorran- gig vor einem Zustandsstörer zu boden- und / oder grundwasserbezogenen Maßnahmen heranzuziehen wäre. 4. Die besondere Ausprägung des Verhältnismäßigkeitsprinzips im Rahmen der Sanierungspflichten eines Zustandsstörers Zustandsstörer ist gem. § 4 Abs. 3 Satz 1 BBodSchG der Grundstückseigentümer und der Inhaber der tatsächlichen Sachherrschaft über ein Grundstück wie der Mieter, Pächter oder der selbstnutzende Nießbraucher und Erbbauberechtigte. Ein besonderer Fall der Abwägung zwischen divergierenden Interessen ergibt sich im Rah- men der Sanierungspflichten jenes Zustandsstörers. Hier stehen auf der einen Seite die Inte- ressen des Gemeinwohls an der Gefahrenabwehr, die auch grundgesetzlich geschützt ist. Auf der anderen Seite stehen die Interessen des Zustandsstörers in seine ebenfalls grund- gesetzlich geschützte Position des Eigentums (vgl. Art. 14 Abs. 1 GG). Doch drängt sich in diesem Fall folgende Frage auf: ist es einem Zustandsstörer zumutbar, die Sanierungspflich- 6

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ten nach § 4 Abs. 3 BBodSchG zu tragen? Immerhin hat dieser die Gefahrenlage weder ver- ursacht noch verschuldet. Vielmehr wird der Zustandsstörer nur deshalb in Anspruch ge- nommen, weil er in der misslichen Lage ist, Eigentümer oder Besitzer eines Grundstücks zu sein, das mit Boden- und ggf. auch Grundwasserkontaminationen verunreinigt ist und von dem sich die betreffenden Schadstoffe möglicherweise auch weiter ausbreiten. Auch dies ist primär eine Frage der Verhältnismäßigkeit. a. Die Rechtsprechung des Bundesverfassungsgerichts Das Bundesverfassungsgericht (nachfolgend: BVerfG) hat eine Sanierungspflicht des Zu- standsstörers im Grundsatz klar bejaht. Nach Auffassung des BVerfG korrespondiert die Möglichkeit der wirtschaftlichen Nutzung und Verwertung eines Grundstücks immer auch mit der öffentlichen Pflicht, die sich aus dieser Sache ergebenden Lasten tragen zu müssen. Gleiches gilt für die Risiken, die sich aus der Nutzungsmöglichkeit ergeben. Des Weiteren – so das BVerfG – fließen dem Eigentümer einer Sache die Vorteile der privaten Nutzung auch dann zu, wenn sie ohne sein Zutun entstehen. Im Umkehrschluss muss er mithin dann auch die Lasten der Sache tragen, wenn die Gefahr nicht durch ihn verursacht wurde. Hinzu tritt, dass durch eine Sanierung der Verkehrswert des Grundstücks regelmäßig erhöht wird, was den individuellen Nutzungswert steigert und somit auch dem Grundstückseigentümer zu- gutekommt. b. Beschränkung durch den Grundsatz der Verhältnismäßigkeit Diese grundsätzlichen Erwägungen werden jedoch wiederum für den Einzelfall vom BVerfG durch die Prämisse der Verhältnismäßigkeit korrigiert: die Haftung des Zustandsstörers muss in ihrem Ausmaß begrenzt sein, und zwar immer dann, wenn die dem Verhältnismäßigkeits- prinzip verpflichtete Abwägung zwischen den Interessen der Allgemeinheit und den Eigen- tümerinteressen ergibt, dass dem Eigentümer die Belastung, die aus der Sanierungsver- pflichtung folgt, nicht (weiter) zuzumuten ist. Ein Anhaltspunkt für die Grenze der Zumutbar- keit soll im Verkehrswert des Grundstücks im sanierten Zustand liegen. Immerhin entfällt in der Regel das Interesse eines Eigentümers an einer privaten Nutzung des Grundstücks, wenn dessen Verkehrswert von den Kosten der Sanierung überschritten wird. Aber auch diese Grenze ist indes für einige Fälle zu hoch und ist im Rahmen der Verhält- nismäßigkeitsprüfung weiter nach unten zu berichtigen. Dies gilt zum Beispiel für Konstellati- onen, in denen das Grundstück die Grundlage der privaten Lebensführung ist, wie etwa bei selbstgenutzten Eigenheimen. Ähnlich verhält es sich in Situationen, in denen die Kontami- nation des Bodens durch ein Naturereignis hervorgerufen bzw. durch einen nicht nutzungs- 7

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berechtigten Dritten verursacht wurde. In derartigen Fällen können dem Zustandsstörer also nur solche (Sanierungs- und Untersuchungs-)Kosten aufgebürdet werden, die – ggf. deutlich – unter dem Verkehrswert des sanierten Grundstücks liegen. Allerdings geht das BVerfG auch auf den umgekehrten Fall ein: es können Gründe dafür- sprechen, dass eine Zumutbarkeitsgrenze völlig entfällt und auch der Zustandsstörer unbe- schränkt, also losgelöst vom Grundstücksverkehrswert, haftet. Insbesondere soll dies vorlie- gen, wenn der Eigentümer das Risiko bewusst in Kauf genommen hat, etwa weil er es zu- ließ, dass das Grundstück in risikoreicher, mithin schadensverursachender, Weise genutzt wurde bzw. wird oder weil die entsprechenden Risikoumstände bei Erwerb des Grundstücks offensichtlich erkennbar waren und der Eigentümer in fahrlässiger Weise die Augen davor verschlossen hat. Aber selbst in diesen Fällen muss die Verhältnismäßigkeit weiterhin be- rücksichtigt werden. Auch wenn die Grenze des Verkehrswertes in solchen Situationen nicht gelten soll, so darf sich die Sanierungsverpflichtung des Zustandsstörers nicht auf seine ge- samte wirtschaftliche Leistungsfähigkeit beziehen. Deshalb soll nur das Vermögen einbezo- gen werden dürfen, das in einem rechtlichen oder wirtschaftlichen Zusammenhang mit dem zu sanierenden Grundstück steht, was beispielweise bei den verschiedenen Teilen eines landwirtschaftlichen Betriebes anzunehmen ist. Selbst in diesen Begebenheiten gibt es mit- hin eine aus dem Verhältnismäßigkeitsprinzip herrührende Zumutbarkeitsgrenze („Kosten- airbag“). An diesem Beschluss des BVerfG zeigt sich sehr eindeutig, welch enorm wichtige Rolle das Verhältnismäßigkeitsprinzip im deutschen Bodenschutzrecht spielt und wie eine Abwägungsentscheidung in jedem Einzelfall bei Beachtung der jeweiligen Besonderheiten konkret und individuell durchzuführen ist. 5. Das Verhältnismäßigkeitsprinzip im Lichte von „Verschulden“ An dieser Stelle könnte die Frage aufgeworfen werden, ob diese dargestellten Erwägungen zur Begrenzung der Sanierungspflicht auch für den Handlungsstörer gelten. Dies ist aller- dings klar zu verneinen. Der Handlungsstörer bzw. Verhaltensverantwortliche hat die Gefah- renlage selbst verursacht. Deshalb gibt es kein Bedürfnis für eine solche Begrenzung seiner Sanierungsverantwortlichkeit durch das Verhältnismäßigkeitsprinzip. Oder anders ausge- drückt: da der Verhaltensverantwortliche selbst Quelle der schädlichen Bodenveränderung ist, müssen/können innerhalb einer Abwägung seine (finanziellen) Interessen keinen beson- deren Schutz erfahren. Auf der anderen Seite kommt es durch ein „Verschulden“ auch nicht zu einem strengeren Maßstab. Das Bodenschutzrecht stellt reines Gefahrenabwehrrecht dar, bei der es auf die Frage ankommt, wer zur Bekämpfung der Gefahr am sinnvollsten heran- gezogen werden kann. Ein Verschulden – wie etwa in zivilrechtlichen Sachlagen – wirkt sich nicht verschärfend aus. Auch wenn Boden- und Grundwasserkontaminationen durch den 8

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Handlungsstörer also sogar schuldhaft verursacht worden sein sollten, gelten zu dessen Gunsten die „üblichen“ Verhältnismäßigkeitsabwägungen uneingeschränkt fort. 6. Das Verhältnismäßigkeitsprinzip im Rahmen des bodenschutzrechtlichen Aus- gleichsanspruches nach § 24 Abs. 2 BBodSchG Bestehen mehrere Zustands- und / oder Verhaltensstörer kann – wie oben bereits aufgezeigt – behördlicherseits nach dem Grundsatz der Effektivität der Gefahrenabwehr auf denjenigen zurückgegriffen werden, der die Gefahr am besten beheben kann. Somit wird sich die Be- hörde an den Verantwortlichen wenden, dessen Inanspruchnahme eine zuverlässige und schnelle Beseitigung der Gefahr verspricht. In vielen Fällen wird dies der Zustandsstörer sein, da jener durch seine bloße Verbindung zum Grundstück (Eigentümer / Besitzer) einfach zu ermitteln und mithin heranzuziehen ist. Im Anschluss kann der herangezogene Zustands- störer die ihm entstandenen Untersuchungs- und Sanierungskosten von den übrigen Ver- antwortlichen, jedenfalls von dem oder den Handlungsstörer(n), ersetzt bekommen. Auf die- ser sekundären Ebene des bodenschutzrechtlichen Ausgleichsanspruches nach § 24 Abs. 2 BBodSchG müssen Gesichtspunkte der Gefahrenabwehr und Effektivität allerdings keine Rolle mehr spielen. Allein die Frage des Lastenausgleiches wird beantwortet – folglich: wer trägt einen wie großen Teil der angefallenen Kosten? Deshalb wird eine gerechte Lastenver- teilung zwischen den Verantwortlichen allein nach dem Verhältnis ihrer Verursachungsbei- träge herbeigehführt. Der Grundsatz der Verhältnismäßigkeit und insbesondere die Abwä- gung zwischen den Interessen des Störers und denen der Allgemeinheit sind auf dieser se- kundären Ebene mithin nicht von Bedeutung. Dabei ist allerdings Folgendes einschränkend hervorzuheben: grundsätzlich kann der Zu- standsverantwortliche vom Verhaltensverantwortlichen im Rahmen des § 24 Abs. 2 BBodSchG den vollen aufgewendeten Betrag fordern, da die Gefahr oder der Schaden vor- wiegend von Letzterem verursacht worden ist. Dadurch sähe sich der Verhaltensverantwort- liche in die Lage versetzt, jegliche Kosten ersetzen zu müssen. Eine ähnliche Situation ent- steht, wenn zwei Verhaltensverantwortliche mit unterschiedlichen Verursachungsbeiträgen um den Ausgleich streiten. Jedoch ist gem. § 4 Abs. 4 BBodSchG im Rahmen der Verhält- nismäßigkeit der Sanierung und der erforderlichen (!) Gefahrenabwehrmaßnahmen insbe- sondere auf die bauplanungsrechtlich zulässige Nutzung des Grundstücks abzustellen. Die- se beschränkende Verhältnismäßigkeitserwägung gilt selbstredend auch im Rahmen des § 24 Abs. 2 BBodSchG fort. Daraus folgt: derjenige (Zustands-) Störer, der freiwillig über je- nes erforderliche Maß hinaus saniert, kann bzgl. dieser – nicht gefahrenabwehrbezogenen – Mehrkosten keinen Rückgriff vornehmen. Sog. „Luxussanierungen“, die beispielsweise indi- 9

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viduelle, betriebsbedingte Bauinteressen befriedigen, sind mithin nicht ausgleichspflichtig bzw. -fähig. V. Das Verhältnismäßigkeitsprinzip in öffentlich-rechtlichen Sanierungsverträgen Öffentlich-rechtliche Sanierungsverträge spielen im Bodenschutzrecht eine herausragende Rolle, da sie diverse Vorteile gegenüber einer entsprechenden behördlichen Anordnung mit sich bringen (5.1). Näher ist insoweit auf die Instrumente und Möglichkeiten der Implementie- rung des Verhältnismäßigkeitsprinzips in diese Verträge (5.2) und auf die besondere Rolle des § 60 Verwaltungsverfahrensgesetz (VwVfG) einzugehen (5.3). 1. Die Vorteile des Sanierungsvertrages gegenüber einer entsprechenden behörd- lichen Anordnung Altlasten und deren Sanierung sind eine komplexe Problematik, die alle Beteiligten vor man- nigfaltige Erkenntnis-, Bewertungs- und Entscheidungsprobleme stellt. Auf die Behörde kommt dabei die Schwierigkeit zu, dass sie für eine behördliche Sanierungsverfügung alle damit in Zusammenhang stehenden Fragen im Vorhinein beantworten muss, um den Be- stimmtheitserfordernissen einer behördlichen Anordnung nachzukommen (vgl. § 37 VwVfG). Dies ist in vielen Fällen für die Behörde schwierig bis unmöglich darzustellen, weshalb die entsprechenden Verwaltungsverfahren sehr fehleranfällig und somit nahezu „prädestiniert“ für langwierige Rechtsstreitigkeiten sind. Auch aus diesem Grund sieht das Verwaltungsrecht die Möglichkeit einer vertraglichen Einigung vor (vgl. §§ 54 ff. VwVfG). Ein solcher Sanie- rungsvertrag kann die Ungewissheiten einer Altlasten-Situation einvernehmlich beseitigen und so Rechtssicherheit schaffen, da sich der Vertragspartner nun selbst zu Maßnahmen verpflichtet. In vielen Fällen der Altlastensanierung stellt ein Sanierungsvertrag deshalb das Mittel der Wahl dar! Dabei ist die vertragliche Vereinbarung gerade Ausfluss des Verhältnismäßigkeitsprinzips, da beide Seiten aufeinander zugehen und einen Kompromiss finden müssen. Eine solche Vorgehensweise befördert stets, dass ein angemessener Ausgleich der Interessen stattfindet – ganz wie es das Prinzip der Verhältnismäßigkeit fordert. Die Vorteile eines solchen Handelns liegen indes nicht nur auf behördlicher Seite. Auch der von einer Sanierungspflicht Betroffene kann sich vom Abschluss eines öffentlich-rechtlichen (Sanierungs-)Vertrages etwas versprechen. So können die Bedingungen der Sanierung mit der Behörde auf einer Ebene der Gleichordnung und Kooperation ausgehandelt werden. Damit wird nicht „über den Kopf des Verpflichteten hinweg“ entschieden. Auch bestehen Ein- 10

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keitsprinzips flussmöglichkeiten auf die Sanierungsziele sowie den Zeitplan und es können Alternativen eingebracht werden. Hinzu tritt, dass sich die Behörde auch selbst bindet und eine spätere, weitere Inanspruchnahme grundsätzlich nicht zu befürchten ist. Die Praxis zeigt, dass Sanie- rungsverträge in den meisten Fällen das probateste Mittel sind. 2. Instrumentarien und Möglichkeiten zur Implementierung des Verhältnismäßig- Beispielhaft sollen nachfolgend vier Instrumentarien bzw. Möglichkeiten aufgezeigt werden, die es erlauben, im Einzelfall den Anforderungen des Verhältnismäßigkeitsprinzips in einem Sanierungsvertrag gerecht zu werden. Dabei ist diese Aufzählung aber keineswegs als ab- schließend zu betrachten. a. Sanierungszielwerte Sanierungszielwerte sind messbare oder aus Messwerten berechenbare Mindestanforde- rung an das Ergebnis von Sanierungsmaßnahmen. Dabei kann zum einen festgelegt wer- den, dass Sanierungsmaßnahmen so lange durchzuführen sind, bis bestimmte – niedrigere – Belastungswerte erreicht werden bzw. bis die Werte unter einen vorher festgelegten Min- destwert fallen. Zum anderen kann auch eine mengenmäßige Festlegung erfolgen, die fest- schreibt, wie viel belastetes Material entfernt werden muss (evtl. pro Zeiteinheit). Hierbei ist zu beachten, dass das Bodenschutzrecht gerade keine generelle Festlegung von Sanierungszielwerten vorsieht (auch nicht in der BBodSchV). Vielmehr müssen die jeweili- gen Werte unter Beachtung des Grundsatzes der Verhältnismäßigkeit im Einzelfall festgelegt werden. b. Abbruchkriterien Unter Abbruchkriterien werden Merkmale verstanden, die festlegen, ab wann eine Sanierung beendet werden kann, obwohl das Grundstück nicht „sauber“, also frei von schädlichen Bo- denveränderungen und Altlasten ist. Hierbei kann zum Beispiel festgeschrieben werden, dass nach einem bestimmten Zeitablauf die Sanierungsmaßnahmen beendet werden kön- nen. Außerdem kann auf einen bestimmten Frachtaustrag abgestellt werden: sofern dieser unter einen festgeschriebenen Wert pro Zeiteinheit fällt, kann eine Sanierung als abge- schlossen angesehen werden. Dies ist vor dem Hintergrund zu sehen, dass eine 100-prozentige Sanierung in vielen Fällen unmöglich ist bzw. unendlich lange dauern würde. Dies würde zu einem unendlichen Auf- 11

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wand und mithin zu unendlichen Kosten führen, was durch den Grundsatz der Verhältnismä- ßigkeit nicht gedeckt ist. Vielmehr müssen Kosten und Nutzen in einem angemessenen Ver- hältnis stehen und im Zweifel die Kosten durch ein derartiges Verfahren begrenzt werden. c. Betragsmäßige Höchstgrenzen Um die Kosten einer Sanierungsverpflichtung nicht über die Maßen ausufern zu lassen, wird oftmals auch über die Festlegung von betrags- bzw. summenmäßigen Obergrenzen (sog. „absolute caps“) nachgedacht. Darunter versteht man, dass eine Sanierungsverpflichtung nur bis zu einem gewissen investierten Betrag durchzuführen ist. Diese Herangehensweise sieht sich aber dem Problem ausgesetzt, dass die Behörde auch im Rahmen eines öffent- lich-rechtlichen Vertrages die materiellen Vorgaben der Sanierungspflicht gem. § 4 Abs. 3 BBodSchG – mithin die Gefahrenabwehr – umzusetzen hat. Gefahrenabwehr ist aber grund- sätzlich kostenunabhängig zu betrachten. Aus diesem Grund ist die Festlegung von Maxi- malkosten nur in engen Grenzen möglich, wenn gleichzeitig die tatsächlichen Erfordernisse der boden- und grundwasserbezogenen Gefahrenabwehr Berücksichtigung finden. In Einzel- fällen können demnach auch betragsmäßige Höchstgrenzen – „caps“ – ein angemessenes Verhältnis zwischen Kosten und Nutzen herbeiführen. d. Vorläufige vertragliche Regelungen / Verpflichtungen Erkenntnis- und Bewertungsprobleme sind in Altlastenfällen sehr häufig vorzufinden, so dass es oft (noch) gar nicht möglich ist, genaue Sanierungsziele festzulegen. Auch in solchen Konstellationen bietet sich eine – ggf. vorläufige – vertragliche Absprache an. Hierbei kann festgelegt werden, dass zunächst Erkundungs- und erste Sanierungsmaßnahmen durchzu- führen sind und erst mit dem dann daraus resultierenden Wissen, weitere Entscheidungen getroffen werden sollen. Ein solcher „Stufenplan“ hilft, das geeignete und erforderliche (Sa- nierungs-)Mittel innerhalb eines komplexen Sanierungsverfahrens zu finden und folgt daher dem Grundsatz der Verhältnismäßigkeit. 3. Verhältnismäßigkeit im Rahmen von § 60 VwVfG Eine besondere Stellung im Rahmen von Sanierungsverträgen nimmt § 60 VwVfG ein. Die- ser Paragraph gibt den Vertragspartnern von öffentlich-rechtlichen Verträgen die Möglichkeit, die eigentlich strikte Vertragsbindung ausnahmsweise zu durchbrechen, sofern ein Festhal- ten an der Vereinbarung infolge einer nachträglichen Änderung der tatsächlichen Umstände nicht mehr zumutbar ist. In einem solchen Fall ist eine Anpassung oder sogar die Kündigung des Vertrages möglich. Hier stellt sich allerdings die Problematik, dass der Sanierungsver- 12

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trag gerade deshalb geschlossen wurde, um Rechtssicherheit zu erlangen. Eine zu „lasche“ Anwendung von Anpassungs- und Kündigungsmöglichkeiten würde dies konterkarieren und den eigentlichen Wert eines Sanierungsvertrages zerstören. Aus diesem Grund ist eine An- passung oder Kündigung nur in absoluten Ausnahmefällen möglich. Um diese zu identifizie- ren, läuft es im Endeffekt auf eine nachträgliche Verhältnismäßigkeitsprüfung vor dem Hin- tergrund der eingetretenen tatsächlichen Änderungen hinaus. Unzumutbar ist das Festhalten am Vertrag demnach nur dann, wenn dessen Ausgleichsfunktion so stark gestört ist, dass es dem benachteiligten Vertragspartner unmöglich wird, in der bisherigen vertraglichen Rege- lung seine Interessen auch nur annähernd noch gewahrt zu sehen. Auch dies ist eine Inte- ressenabwägung, wie sie das Verhältnismäßigkeitsprinzip vorgibt. VI. Fazit Der Verhältnismäßigkeitsgrundsatz ist ein grundlegendes und immer zu beachtendes Prinzip eines demokratischen Rechtsstaates. Er ermöglicht es, Entscheidungen im Einzelfall zu tref- fen und damit Einzelfallgerechtigkeit herbeizuführen. Innerhalb jener Entscheidungen leitet er die staatliche Willensbildung und macht sie kontrollierbar. Besonders im Bodenschutzrecht ist die Bedeutung dieses Prinzips nicht zu unterschätzen. Das Bodenschutzrecht sieht weit- gehende und zumeist sehr kostenintensive Sanierungspflichten vor, die einer ausgewogenen Einzelfallentscheidung bedürfen. In vielen Fällen sind die grundlegenden Merkmale, die eine Sanierungspflicht als solche begründen, vergleichsweise einfach festzustellen (z.B. ob über- haupt eine Verunreinigung vorliegt). Ansatzpunkt, Stellschraube und Kritikpunkt im Rahmen von deren konkreter Ausprägung sind in zahllosen Konstellationen aber die einzelfallabhän- gigen Verhältnismäßigkeitserwägungen. Für alle Beteiligten bodenschutzrechtlicher Verfah- ren ist das Prinzip der Verhältnismäßigkeit damit ein wichtiger – wenn nicht sogar der wich- tigste – Faktor jedweder Kontroll- und Rechtmäßigkeitsüberlegung. Volker Hoffmann Hoffmann Liebs Partnerschaft von Rechtsanwälten mbB Goltsteinstraße 14 40211 Düsseldorf T: 0211.51882.103 E: volker.hoffmann@hoffmannliebs.de 13

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Workshop 6 Neue & innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Moderation: Heidi Bleckmann Landkreis Wesermarsch, Brake Referate: Aglaia Nagel Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH, Hannover Jan Giltmann Stadtwerke Rinteln GmbH Lukas Scholz NTP GmbH, Emsbüren Malena Aßmann GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH Inhalt: Seit Beginn der systematischen Sanierung von Altlasten haben besonders die In-situ- Sanierungsverfahren eine stete Entwicklung erfahren. Die Zielstellung aktueller Verfahren liegt in der Unterstützung hydraulischer und pneumatischer Sanierungstechniken zur Effizienz-Steigerung bei der Quellensanierung und der Sanierung „neuer“ Stoffgruppen wie den PFT. Im Workshop werden verschiedene Verfahren vorgestellt und ihre Praxistauglichkeit diskutiert.

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Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 6 Name Vorname Behörde / Unternehmen Aßmann Bauer Beer Behrens Bleckmann Borggreve Deterts Endler Fischer Fuhrmann Gasow Geisthardt Giltmann Gorgs Haase Hiester Ippers Jurisch Klopp Kostulski Krömer Kropp Lau Laußat Levermann Maass Masendorf Matuttis Mauri May Meier Nagel Nguyen Pesel Pietschner Malena Ann-Christin Tjark Philip Heidi Gerard Nele Katharina Klaus Klemens Hermann André Jan Till Katharina Dr. Uwe Linda Anke Daniel Verena Philipp Mandy Anja Petra Lars Kurt Lina Henning Nils Ralf Edgar Dr. Silke Aglaia Sa Jörn Frank GEO-LOG Ingenieurgesellschaft GmbH Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH H & M Ingenieurbüro GmbH & Co. KG GEOMOLE GmbH Landkreis Wesermarsch NTP Umwelt GmbH Prof. Burmeier Ingenieurgesellschaft mbH Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz Fülling Beratende Geologen GmbH Kreis Minden-Lübbecke Behörde für Umwelt, Klima, Energie und Agrarwirtschaft BUKEA Stadt Göttingen Stadtwerke Rinteln GmbH Region Hannover Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH reconsite GmbH CDM Smith SE GEO-data GmbH ZÜBLIN Umwelttechnik GmbH Landeshauptstadt Hannover DEKRA Automobil GmbH Institut für Umwelt-Analyse Projekt GmbH Landesanstalt für Altlastenfreistellung Sachsen-Anhalt GRUND+BODEN consulting Petra Laußat & Renate Sommerburg GbR Umtec Prof. Biener l Sasse l Konertz Geobality Europe GmbH Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH Züblin Umwelttechnik GmbH Landkreis Celle Ralf Edgar May Beratender Geologe Dr. Pelzer und Partner Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH ukon Umweltkonzepte GmbH & Co.KG ifab BAUER Resources GmbH

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung In situ-Sanierung mittels ENA-GW-Zirkulation am Standort eines ehem. Gaswerkes M.Sc. Aglaia Nagel, M&P Ingenieurgesellschaft mbH (Hannover) B.Eng. Jan Giltmann, Stadtwerke Rinteln GmbH 1 Veranlassung Auf dem Grundstück der Stadtwerke Rinteln wurden durch mehrere Untersuchungskampagnen Verunreinigungen der Medien Boden und Grundwasser festgestellt, die sich ursächlich auf die ehemalige Nutzung des Grundstückes als Gaswerk zurückführen lassen. Dieses wurde in der Zeit von 1896 – 1964 zur Produktion von Stadtgas betrieben. Der Herstellungsprozess beruhte auf der Verschwelung von Steinkohle, wobei die Nebenprodukte aus der Verschwelung (z.B. Teer) und giftige Stoffe aus der Rohgasaufbereitung (z.B. Cyanide, Ammoniak, Schwefelwasserstoff), in Folge unsachgemäßen Umgangs heutige Kontaminationen darstellen. Es wurden zwei Schadstoffherde identifiziert (Abbildung 1). Herd 1 (Produktion) ist durch eine Cyanidbelastung charakterisiert, der sich unter einer ehem. Lagerhalle befindet. Im Schadensherd 2 (Abfallvergrabung) liegt eine Mischkontamination von Cyaniden, PAK, MKW, BTEX und heterocyklischen Verbindungen vor. Dieser erstreckt sich nicht nur unterhalb der Fahrbahn, sondern auch unterhalb des Bürogebäudes, der Garagen sowie der östl. Lagerhalle auf einer Fläche von fast 1.500 m². Die Bodenverunreinigungen insbesondere im südöstlichen Grundstücksbereich betreffen über die anthropogenen Auffüllungen hinaus auch den Auelehm und die Niederterrassensedimente und dringen bis in den grundwassererfüllten Bereich vor. Dementsprechend beinhaltet auch das Grundwasser flächenhaft hohe Schadstoffkonzentrationen (insbesondere Cyanide, PAK und NSO- Heterozyklen). Zudem ist ein Schadstoffaustrag (Cyanide, Acridinon) mit dem Grundwasser vom Grundstück der Stadtwerke belegt worden, so dass eine Gefährdung des Schutzgutes Grundwasser vorliegt und Handlungsbedarf bestand. Um den Betrieb der Stadtwerke bei der erforderlichen Sanierung nicht einschränken zu müssen, haben die Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH (M&P) in Kooperation mit der Sensatec GmbH eine innovative in situ-Sanierungsmöglichkeit entwickelt, um einen co-metabolischen Schadstoffabbau zu stimulieren, die in den folgenden Kapiteln vorgestellt wird. 1

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Abbildung 1: Eingrenzung der Schadensherde auf Basis durchgeführter Erkundungsbohrungen Standortbeschreibung 2 Das ca. 10.000 m² große Untersuchungsgebiet umfasst das Gelände des ehemaligen Gaswerkes Rinteln. Derzeit wird das Grundstück als zentraler Büro- und Technikstandort von der Stadtwerke Rinteln genutzt. Die aktuell bestehenden Gebäude wurden größtenteils nach dem weitgehenden Abbruch des alten, auf das Gaswerk zurückgehenden Gebäudebestands in den späten 1960er- bis 1970er Jahren neu errichtet. Neben dem zentralen Büro- und Werkstattgebäude umfassen sie mehrere Hallenbereiche, die als Lager, Werkstätten und KFZ-Garagen genutzt werden, sowie im Nordosten des Grundstücks die im Kern seit 1956 bestehende Gasreglerstation. Darüber hinaus befindet sich ein Wohnhaus im Nordwesten des Grundstücks. Die Freiflächen auf dem Grundstück sind nahezu alle durch Verbundpflaster bzw. Betonplatten versiegelt. 2.1 Geologische und hydrogeologische Verhältnisse Der geologische Untergrund wird durch fluviatile Ablagerungen der Weser geprägt. Auf dem Grundstück wurden flächenhaft anthropogene Auffüllungen festgestellt, mit einer gemittelten Mächtigkeit von 1,0 - 1,5 m. Dieser wird unterlagert durch einen ca. 1,0 - 2,0 m mächtigen Auelehmhorizonts, unter welchem kiesige Sande bis sandige Kiese der Weser-Niederterrasse anstehen (Abbildung 2). Diese werden in einer Tiefe von ca. 9,0-10,0 m u. GOK vom Verwitterungshorizont des Festgesteins abgeschlossen. 2

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Abbildung 2: Vereinfachter Geologischer Aufbau im Untersuchungsgebiet Die Grundwasserfließrichtung ist generell nach Südwesten zur Weser hin ausgerichtet, wobei hohe Pegelstände der Weser temporär eine Umkehr nach Norden verursachen können. Der mittlere Grundwasserflurabstand beträgt 4,5 m bei geringem hydraulischem Gradienten (z.B. Juni 2020: i ≈ 0,00033). Der Grundwasserleiter weist durchschnittlich einen Durchlässigkeitswert (kf-Wert) von 7,0*10-4 m/s auf. Daten vom April 2021 bis Dezember 2023 (Abbildung 3) zeigten, dass das Grundwasser am Standort stark schwankt, mit Spitzen zwischen Januar und April. Im Winter 2023/2024 wurden die höchsten Grundwasserstände seit Beginn der projektinternen Aufzeichnung gemessen und lagen im Juni 2024 immer noch 0,5 m über dem Niveau vom Juni 2021. n e n e e . z n u 0 ( n 0 ( e e e e 2 0 202 .02. 202 .0 .2 202 .0 . 202 . 2.0 2022.0 . 2022.0 .2 2022.0 .2 202 .0 .0 202 .0 . 202 .0 . 202 . 0.2 202 .0 . 202 .0 .0 Abbildung 3: Ausgewählte Ganglinien im Untersuchungsgebiet, sowie Pegelstand der Weser nach WSV 2024 3

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung 2.2 Schadstoffe im Boden und Grundwasser Im Zuge der Bodenuntersuchungen (2015 bis 2020) konnten verbreitet Bodenverunreinigungen insbesondere durch PAK und Cyanide festgestellt werden. Darüber hinaus wurden in Bodenproben lokal hohe Gehalte der MKW, der BTEX sowie von Blei festgestellt, die ebenfalls auf die ehem. Nutzung zurückführbar sind. Die Bodenverunreinigungen betreffen über die anthropogenen Auffüllungen hinaus auch die Niederterrassensedimente und dringen bis in den grundwassergesättigten Bereich vor. Das Grundwasser auf dem Standort beinhaltet flächenhaft hohe bis sehr hohe Cyanidkonzentrationen, darüber hinaus wurden im Südosten des Untersuchungsgebiets auch PAK sowie einzelne, den Heterozyklen zuzurechnende Substanzen (i. W. Acridinon) in hohen Konzentrationen im Grundwasser nachgewiesen. Maximal wurden im Grundwasser auf dem Grundstück 40.000 µg/l Cyanide festgestellt, die mit der vorgefundenen Bodenbelastung übereinstimmen. Die im Grundwasser festgestellten Konzentrationen belegen eindeutig eine Beeinträchtigung des Schutzgutes über den Wirkungspfad Boden – Grundwasser, die auf die ehem. Nutzung des Standortes zurückzuführen ist. Zudem ist ein Schadstoffaustrag (Cyanide, Acridinon) mit dem Grundwasser vom Grundstück der Stadtwerke belegt worden, so dass eine Gefährdung des Schutzgutes Grundwasser vorliegt und Handlungsbedarf bestand. 3 Das Sanierungsverfahren Im Zuge einer Machbarkeitsstudie wurden verschiedene Sanierungsverfahren (Bodenaustausch, P&T etc.) erörtert und ein Variantenvergleich ausgeführt. Zudem wurden diverse Laborversuche und ein Feldversuch durchgeführt. In Folge eines für den Bodenaushub notwendigen Rückbaus der Stadtwerksgebäude sowie der langen Sanierungsdauer im Falle einer Reaktiven Wand, wurde sich für die Durchführung einer in situ- Sanierung entschieden, wobei auf Grundlage der standortspezifischen Gegebenheiten der Varianten mit vertikalen Filterelementen der Vorzug gegeben wurde. Gleichzeitig sollte ein solches Verfahren einen weiteren, möglichst ungestörten Betrieb der Stadtwerke ermöglichen, ist nachhaltig und ökologisch und wirtschaftlich sinnvoll. Der Fokus sollte dabei auf dem Abbau der Cyanidverbindungen liegen, da diese verstärkt über die Grundstücksgrenze ausgetragen wurden und für das Untersuchungsgebiet den Leitparameter darstellten. Dementsprechend wurden konzeptionelle Überlegungen für die Durchführung einer mikrobiologischen in situ-Sanierung durch Anregung der autochthonen Mikroflora angestellt. 3.1 Grundlagen Verfahrenstechnische Grundlage dabei war, dass bei Bioverfügbarkeit und in toxisch unbedenklichen Konzentrationen, Cyanide einem biologischen Abbau unterliegen können. Insbesondere leicht freisetzbare Cyanide werden als Stickstoff und/ oder Kohlenstoffquelle genutzt und dabei zu Kohlenstoffdioxid und Nitrat von Bakterien/ Pilzen umgesetzt (Dubbey & Holmes 1995). Die 4

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung mikrobielle Adaption eisenkomplexierter Cyanid-Verbindungen (welche mit 99% vorwiegend am Standort vorlagen) ist als gering zu erachten, jedoch kann das Vorhandensein biologisch zugänglicher Cosubstrate einen Abbau positiv beeinflussen. Kritisch zu betrachten ist das Berliner-Blau (Abbildung 4), welches bedingt durch seine geringe Wasserlöslichkeit zur Ausbildung von Stoffdepots und zur langfristigen Abgabe von Cyanidverbindungen führen kann (Oelsner 2003). Abbildung 4: Berliner-Blau Fund am Standort Rinteln Mit steigender Alkalität findet eine Transformation des schwer löslichen Berliner-Blau-Komplexes nach Formel (1) statt, ohne dass es zu einer Freisetzung von Cyanwasserstoff komme (Oelsner 2003). 𝐹𝑒𝐼𝐼𝐼[𝐹𝑒𝐼𝐼𝐼𝐹𝑒𝐼𝐼(𝐶𝑁)6]3+12 𝑂𝐻− →4 𝐹𝑒 (𝑂𝐻)3+3 [𝐹𝑒𝐼𝐼(𝐶𝑁)6]4− (1) Grundlegend für die Konzeptionierung war daher die Findung eines geeigneten Cosubstrates sowie Steuerung des pH-Wertes, um die Löslichkeit komplexer Cyanide positiv zu beeinflussen. Unter natürlichen Bedingungen herrscht im Grundwasser ein gepufferter pH-Wert um 7. Eine künstliche Erhöhung der Alkalität würde zu einer überproportionalen und möglicherweise unkontrollierbaren Lösung von Cyaniden führen, weshalb für die Sanierungsmaßnahme ein pH-Wert zwischen 7 und 8 als optimal angesehen wird. 3.2 Anlagenkonzeptionierung 3.2.1 Laborversuche Eine Abbauuntersuchung unter Einsatz von Melasse als Kulturmedium konnte in einer stark Cyanid belasteten Probe aus dem Herd 1 keinen biologischen Abbau nachweisen, chemische Abbauuntersuchungen der Cyanid-, PAK- und Acridinon-belasteten Proben (Herd 1 + 2) mit Eisen(II)- k ivie e e u f un Fen n‘ Re enz zei ten hingegen Ergebnisse, die eine Abreinigung der Schadstoffe im GW möglich erscheinen ließen. Ein erneute Abbauuntersuchung im Sommer 2019 in Präsenz einer Glukosequelle zeigte eine positive Biostimulation des Cyanidabbaus. Demnach erschien eine biologische Sanierung für den Standort mit Glukose, im Gegensatz zur Melasse, als umsetzbar und die Durchführung eines Feldversuches in Form einer Enhanced-Natural-Attenuation- Grundwasserzirkulation wurde angestrebt. 5

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung 3.2.2 Feldversuch Ziel des Feldversuches war es, eine intensive Grundwasserumwälzung mit vertikalen Filterelementen in einer örtlichen Zirkulation unter Zugabe von Wirkstoffen aufzubauen, um im aerobisierten Milieu einen biologischen Abbau der Schadstoffe zu bewirken. In einem 10 x 10 m großen Testfeld bestehend aus einem zentralen Entnahmebrunnen und sechs im Kreis angeordneten Infiltrationspegeln wurde Sauerstoff injiziert und Wasser unter Zugabe von Glukose umgewälzt. Die Cyanid-Ergebnisse des Entnahmebrunnens sind exemplarisch in Abbildung 5 dargestellt. Innerhalb von knapp 50 Tagen nimmt die Cyanid-Konzentration von 4.300 µg/l auf 220 µg/l ab. Und auch einen Monat später nach Abschaltung ist kein Rebound zu beobachten. Abbildung 5: CN-Ergebnisse Entnahmebrunnen im Rahmen des Feldversuches, Sensatec (2020) Zusammenfassend hat sich angesichts der zu Beginn des Versuches noch vorliegenden Unsicherheiten hinsichtlich der mikrobiellen Abbauprozesse, der standortspezifischen Begleitreaktionen, sowie auch der bautechnischen Umsetzung für eine in situ-Verfahrenstechnik als sehr hilfreich erwiesen. Aus den erzielten Ergebnissen lässt sich im Fazit festhalten, dass die zu 90 % zu verzeichnenden Cyanidrückgänge im Zusammenhang mit der VOP-Entwicklung, den nachgewiesenen (mikrobiell induzierten) Temperaturerhöhungen im Reaktionsraum und den beobachteten Ammoniumkonzentrationen bestätigten, dass ein mikrobieller Cyanidabbau stattgefunden hat. Weiterhin konnten die PAK ebenfalls in der Mehrzahl der beteiligten Pegel reduziert werden. Ausgehend von diesen Erkenntnissen wurde sich für die finale Umsetzung der in situ-Sanierung entschieden, bei zeitgleicher Überwachung der hydraulischen Bedingungen. 6

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung 3.2.3 Sanierungsinfrastruktur Gemäß den Voruntersuchungen sieht das Verfahren eine biologische Reinigung der Cyanid-, PAK- und Heterozyklenbelastung durch die Stimulation aerober Abbauprozesse vor. Zu diesem Zweck wurde im Jahr 2021 am Standort begonnen ein leistungsfähiges System zu Sauerstoffversorgung des Grundwasserleiters durch Injektion von technischem Sauerstoff aufzubauen. Parallel dazu wurde ein Grundwasserzirkulationssystem zur raumwirksamen Verteilung flüssiger Wirkstoffe errichtet, mit dessen Hilfe organische Cosubstrate, pH-Regulatoren und Mikroorganismen im Belastungsbereich effektiv verteilt werden können. Schematisch sind in den folgenden Abbildungen die beiden Systeme dargestellt. Bei der Sanierungskonzeptionierung wurde darauf Wert gelegt, bereits bestehende GWM in den Zirkulationsbetrieb einzubinden und den Betrieb auf dem Gelände der Stadtwerke so wenig wie möglich einzuschränken. Generell wird Wasser im südlichen und westlichen Abstrom entnommen und dem System im Anstrom bzw. in die Sanierungsherde infiltriert, so dass Zirkulationszellen entstehen und es zu einer Durchmischung kommt. In die Infiltrationsbrunnen sollen dann entsprechend der nachgewiesenen Redoxbedingungen regelmäßig Glukose als Cosubstrat zugegeben werden. Grundsätzlich wird bei diesem Sanierungsverfahren der Boden in der ungesättigten Zone am Standort belassen und nicht saniert, da aufgrund der Versiegelung bzw. der Bebauung weder eine Gefährdung für den Wirkungspfad Boden-Mensch noch für den Pfad Boden-Grundwasser ausgeht. Durch die Zirkulation des Wassers verteilt sich auch der Sauerstoff gleichmäßig, so dass alle Bereiche davon profitieren. Die vorgesehene Bioxwand-Technologie basiert auf dem sensorüberwachten Eintrag von Reinsauerstoff über spezielle Druckinjektionslanzen. Diese Technik verfügt im Gegensatz zu anderen Reinsauerstoff-Eintragstechniken (wie z. B. iSOC-, Oxytec-Systeme) über umfangreiche Möglichkeiten zur Anpassung der Sauerstoffzufuhr durch Druck-, Volumenstrom- und Intervallsteuerung an die Gaseinspeicherung, die veränderliche Sauerstoffzehrung und Transportprozesse im Aquifer. Die Positionierung der Gaseintragselemente (Druckinjektionslanzen DIL) orientiert sich an der erkundeten Kernzone des vorgesehenen Behandlungsbereiches. Die Lanzenabstände innerhalb der Bioxwand begründen sich in der Größenordnung der Wirkstoffeinspeicherung, seiner Einlösung ins GW, des Transportes und Verbrauches. Des Weiteren orientiert sich ihre Teufe an den gashydrogeologischen Lagerungsbedingungen des Standortes. Die feinsandig-mittelsandig bzw. kiesige, geschichtete Struktur des Aquifers erleichtert die Sauerstoffverteilung in der Horizontale, sodass für gepulste Sauerstoff-Druckinjektionen eine entsprechend hohe Gasreichweite von bis zu 4,0 - 5,0 m im Radius zu rechnen ist. Jede Gaslanze soll in Abhängigkeit der geologischen Struktur und Grundwassermächtigkeit über eine Gaseintragsebene nahe der Basis des GWL verfügen, um eine möglichst effektive Verteilung von Sauerstoff über die gesamte Aquifermächtigkeit zu erreichen. Die Anlagensteuerung (Herd 2) erfolgt über zwei Schaltschränke: einer befindet sich in der südlichen e e en k un e n e e in eine 20“ See n ine ü i e Be ie e u e . De Schadensherd 1 wird durch eine eigenständige kleine Zirkulationseinrichtung saniert. 7

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung 4 Anlagenbetrieb und -modifikation Behördlich festgelegter Sanierungsbeginn war Januar 2022. Aufgrund unterschätzter Effekte durch die Eisen-/ Manganausfällung, einhergehend mit der Oxidation des Untergrundes, wurde im 2. Halbjahr 2022 die Modifizierung der bestehenden Sanierungsinfrastruktur und Anlagentechnik am Standort durchgeführt. Ablagerungen im Leitungs- und Verteilersystem und den Brunnenpegeln führten zu einer sukzessiven Reduzierung der Infiltrationsraten sowie einer sehr wartungsintensiven Beeinträchtigung der Funktion von Bauteilen wie z.B. Magnetventilen und Filtersystemen. Durch ein Subunternehmen (Fa. Reeker Wassertechnik) wurde im Garagentrakt eine Kiesfilteranlage zur Enteisenung installiert und vier weitere Infiltrationsbrunnen (SB 43/22 - SB 46/22) errichtet und in die Anlagentechnik integriert. Dementsprechend läuft das System erst seit Anfang 2023 stabil, so dass erst ab Frühjahr/Sommer 2023 Glukose als Cosubstrat zugegeben werden konnte, da zuvor die Redoxbedingungen nicht optimal waren. Als Kontrollmedium und zur prozesstechnischen Optimierung wurden zwei Mangelfaktoranalysen anhand von Bodenproben aus drei Standorten durchgeführt. Durch die unterschiedliche Zehrung von Sauerstoff können Rückschlüsse auf einen möglichen Substratmangel geführt werden. Als Folge der ersten Mangelfaktorenanalyse wurde im November 2023 begonnen das infiltrierte Wasser mit P-K- Dünger zu versetzen, um so die Mikroorganismen zusätzlich zu stimulieren. 5 Grundwasserchemisches Monitoring In der nachfolgenden Tabelle sind die für die Sanierung bedeutenden chemischen Parameter sowie deren Entwicklung aufgeführt und erläutert. Tabelle 1: Erwartungswerte der in situ Behandlung des Grundwasserschadens, Sensatec 2022 Damit den lokalen Mikroorganismen genügend Sauerstoff zur Verfügung steht ist es essentiell, eine Reihe von weiteren Parametern zu analysieren. Redoxreaktionen beeinflussen die Stabilität von Mineralen und die Mobilität der chemischen Elemente im Untergrund. Nach der Reduktion / Zehrung von Sauerstoff wird grundsätzlich Nitrat abgebaut, Eisen(III) wird zu Eisen(II) umgewandelt und schlussendlich kommt es zur Sulfatreduktion und Fermentation, wodurch sich Säuren bilden können. 9

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Der pH-Wert ist bei allen Messstellen über den Verlauf der Maßnahme im neutralen Bereich von 6.5 bis 7.5 und ist damit als positiv für die biologische in situ-Sanierung zu bewerten. Die Temperatur liegt in einem konstanten Bereich um 15°, wodurch die Bioaktivität gefördert wird. Die Redoxpotentiale liegen in einem hohen Bereich und zeugen von guten Stoffwechselbedingungen. Während des Winters bzw. während des Weserhochwassers 2022 / 2023 führten u.a. die stationären Grundwasserverhältnisse zu einem erhöhten Redoxpotential durch längere Verfügbarkeit von mit Sauerstoff angereichertem Wasser. Im Winter 2023/2024 führten die etablierten mikrobiologischen Konsortien und damit die geförderten bio-geochemischen Prozesse im Untergrund hingegen zu einer Senkung des Redoxpotentials. Durch die zwangsweise reduzierte Zirkulationsleistung konnte der Sauerstoff nicht optimal im Untergrund verteilt werden. Durch die großflächigen Injektionskampagnen mit Wasserstoffperoxid ab der KW46/23 konnte das Redoxpotential wieder leicht erhöht werden. Als Sekundärprozesse werden die biogeochemischen Prozesse bezeichnet, die neben dem eigentlichen Zielprozess (der natürliche Abbau von Cyanid-Verbindungen) durch den Einsatz der Wirkstoffe ausgelöst werden. Im Wesentlichen sind dies Redoxreaktionen durch die Übertragung von Wasserstoff und Sauerstoff aus der Verwertung des Substrates mit geochemischen Verbindungen aus Nitrat, Mangan, Eisen, Sulfat usw., welche dadurch reduziert oder oxidiert werden. Generell liegt durch die starke Kontamination eine Sauerstoffsenke vor und das Milieu ist anaerob. Dies sowie schadstoffspezifisch und geologisch bedingte hohe Eisengehalte im Grundwasser führten zu einer Milieu-Verschlechterung bis an den Bereich der Sulfat Reduktion. Die Erhöhung der Werte von Nitrat und Sulfat gehen einher mit einer Reduzierung der Cyanidgehalte im ähnlichen Zeitraum. Beachtlich ist die Steigerung der Nitratgehalte seit der Grundwassererhöhung ab KW46/23. Eine Steigerung der Nitrat- und Sulfatgehalte auf natürlichem Wege ist unwahrscheinlich. Dies unterstützt somit die Einschätzung, dass die der Sanierung zugrunde liegenden biologischen und geochemischen Verfahrensprozesse, indem Cyanid-Verbindungen durch Aktivität von Mikroorganismen aufgebrochen werden und Nitrat freigesetzt wurde. Die geogenen Eisen-Gehalte im Grundwasser und Boden führen zu einer konkurrierenden Zehrung des Sauerstoffs und ist verfahrensbedingt. Abströmig des Betriebsgebäudes sind steigende Sulfatgehalte ein wichtiger Anzeiger für eine voranschreitende Oxidation dieses nur schwer zu erreichendem Bereich. Der Nitratgehalt liegt hier weiterhin auf einem niedrigen Niveau. Dies spricht dafür, dass die Rate der Verstoffwechselung von gebildetem Nitrat höher ist als die Produktion durch den mikrobiellen Aufbruch von Cyanid-Verbindungen. Bei erhöhter Verfügbarkeit von Sauerstoff wird eine zeitverzögerte Erhöhung der Nitratgehalte erwartet. Durch die Erhöhung des Injektionsvolumen per Direktgasinjektion wird eine verstärke positive Beeinflussung der Geochemie erwartet. Schadstoffliches Monitoring 6 Für die ganzheitliche Bewertung des Sanierungsfortschritts wurde die Summe der CN-Konzentration aus den Pegeln des Monitorings gebildet, um die Gesamtbelastung im Untersuchungsgebiet darstellen zu können. Die Mobilisierung der CN durch hohe GW-Stände stellt eine wesentliche Komponente des 10

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Sanierungskonzeptes dar und war eine erwartete und erwünschte Beobachtung. In Abbildung 8 werden die Mobilisierungsprozesse in Korrelation zu dem GW-Stand ersichtlich. Sobald der GW-Stand gestiegen ist, nahmen auch die Cyanid-Konzentrationen zu. Im Winter 2023/ Frühjahr 2024 wurden die höchsten Wasserstände seit Beginn der projektinternen Aufzeichnung erhoben, jedoch ohne eine aus vorhergegangenen Beobachtungen erwartbare drastische Zunahme der Cyanid-Konzentrationen. Viel eher war ein abfallender Trend zu beobachten, welcher sich auch in aktuellen Erhebungen (bis Juni 2024) trotz erhöhter Grundwasserstände fortsetzt. Die Gesamtbelastung viel erstmals wieder unter das Niveau der Nullbebrobung (2021), so dass davon auszugehen ist, dass mikrobielle Abbauprozesse die Mobilisierungsraten übersteigen. 2 0 202 2022 202 202 0 2 0 2 0 2 0 2 02 ni e e . 0000 20000 00000 0000 0000 0000 20000 0 Abbildung 8: Entwicklung der Cyanid-Konzentration im Untersuchungsgebiet in Relation zum Grundwasserstand Fazit und Ausblick 7 Im Betriebsjahr 2023 wurden die bisher höchsten Cyanidkonzentrationen seit Sanierungsbeginn erkundet. Dies wurde auf das sehr lange Hochwasser der Weser im Winter 2022/2023 sowie die hohen Grundwasserstände Ende 2023 zurückgeführt. Die Prozesse führten zu einer weiteren Mobilisation der Schadstoffe aus der Bodenmatrix und werden grundsätzlich für den erfolgreichen Sanierungsverlauf benötigt. Gleichzeitig wird auf dem Standort eine hohe Durchmischung beobachtet, die sich insbesondere in den Mischproben der Anlagenhähne zeigen. Diese Homogenisierung erfolgt durch das ständige Umwälzen von Grundwasser auf dem Standort. Die weitere fortlaufende Wirkstoffzugabe kann durch dieses Prinzip alle belasteten Bodenbereiche des Standortes erfassen und weitere Erfolge erzielen. Trotz eines im Jahr 2024 fortschreitenden Grundwasserhochstandes fielen die Cyanid- Konzentrationen unter das Niveau vor Sanierungsbeginn. Durch die modifizierte Sauerstofftechnik zur kontinuierlichen Direktgasinjektion, in Verbindung mit der Grundwasserzirkulation, wird eine erhöhte Anreicherung des Grundwassers mit Sauerstoff gewährleistet. Mittlerweile zeigen die Grundwasserproben eine steigende Sauerstoffsättigung, sodass weiterhin Glukose eingegeben wird. Anhand der Mangelfaktoranalyse wurde festgestellt, dass insbesondere die Zugabe der Nährstoffe 11

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31. Altlastentag Hannover 2024 Neue und innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Phosphor und Kalium den mikrobiellen Abbau stark erhöhen können. Die im November 2023 begonnen Zugabe des PK-Düngers soll weiter fortgeführt werden. Der bisherige Sanierungsverlauf wird als positiv bewertet. Sowohl die Anreicherung des Grundwassers mit Sauerstoff wie auch die Festbettoxidation von Eisen schreiten voran. Partiell erhöhte bzw. wiederkehrende Nitratgehalte können, abseits der Analyse-Ergebnisse des Monitorings, einen Cyanidabbau untermauern. Quellen: Dubbey & Holmes 1995: Dubbey S. K. & Holmes D. S., Review – Biological cyanide destruction mediated by microorganisms, World Journal of Microbiology & Biotechnology 11, 257 – 265, Februar 1995 Oelsner 2003: Oelsner K., Abbauverhalten von komplexen Cyaniden unter besonderer Berücksichtigung der Eisen(III)-Hexacyanoferrat(II)-Verbindungen und Beurteilung des Gefahrenpotenzials für den Menschen und die Umweltschutzgüter, 20.10.2003 WSV 2024: Wasserstraßen- und Schifffahrtsverwaltung des Bundes – Pegeldatenbank, bereitgestellt durch die Bundesanstalt für Gewässerkunde, abgefragt am 31.07.2024 Projektpartner: Sensatec GmbH, Friedrichorter Str. 32, 24159 Kiel, s.reimers@sensatec.de RWT Reeker Wassertechnik GmbH, Kupferstraße 20, 48496 Hopsten Kontakt: M.Sc. Aglaia Nagel F uppen ei un Mull und Partner Ingenieurgesellschaft mbH S nie un en H n Bö k e ee 0 H nn ve Deu n i .n e @ up up. + 2 0 + 20 2 . u un p ne . e B.Eng. Jan Giltmann Aglaia Nagel Te ni e Lei e Stadtwerke Rinteln GmbH B n f e Rin e n Deu n j n. i nn@ e ke. e + 00 2 . e ke in e n. e 12

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Workshop 6: Neue & innovative Verfahren bei der Boden- und Grundwassersanierung Altlastentag Hannover 2024 Praxisbeispiele Quellsanierung ISCO mit „Fenton’s Reagenz“ Quellsanierung zur Ablösung einer p&t-Maßnahme M.Sc. Lukas Scholz, NTP GmbH, Emsbüren/D M.Sc. Malena Aßmann, GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH, Braunschweig/D In den letzten Jahren werden innovative Verfahren im Bereich der Boden- und Grundwassersanie- rungen immer populärer. Sie können unter herausfordernden Bedingungen Lösungen bieten, die mit herkömmlichen Verfahren nicht erreichbar wären. Anhand der nachfolgenden Praxisbeispiele sollen solche Situationen praxisnah dargestellt werden. Im ersten Praxisbeispiel geht es um einen MKW-Schaden, der auf dem Gelände eines zeitgleich stattfindenden Neubaus saniert wurde. Im Spannungsfeld zwischen großem Zeit- und Erfolgsdruck und höchsten Ansprüchen an die Arbeitssicherheit aller beteiligten Gewerke, offenbart dieses Bei- spiel Chancen und Grenzen von in-situ Sanierungen. Das zweite Praxisbeispiel demonstriert, dass es sich lohnen kann, altbewährte Maßnahmen neu zu beurteilen und zu prüfen, ob die Entwicklung innovativer Verfahren nachhaltigere und wirtschaft- lichere Alternativen bieten könnte. Praxisbeispiel A: Quellsanierung ISCO mit „Fenton’s Reagenz“ 1 Standortbeschreibung 1.1 Einleitung Die Braunschweiger Verkehrs GmbH (BSVG) führt seit dem Jahre 2018 eine Grunderneuerung des Busbetriebshofes Lindenberg durch. Die Maßnahme umfasst auch den Neubau der Werkstät- ten und des Betriebsdienstgebäudes. Im Bereich einer ehemaligen Betriebstankstelle (Betankung von Bussen) lag eine Verunreinigung des Bodens und des Grundwassers durch Mineralölkohlen- wasserstoffe (MKW) vor. Die GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH (GEO-LOG) hat den Schadensbereich hinsichtlich der Schadstoffkonzentrationen im Boden und Grundwasser, der Ausdehnung, der Schadstoffmassen und der geologisch-hydrogeologischen Situation erkundet, die Ausschreibung und Vergabe beglei- tet sowie die Sanierungsmaßnahme fachlich betreut. Aufgrund der größtenteils vorhandenen Über- bauung, der zeitlichen Anforderungen und einer zeitgleich stattfindenden Baumaßnahme wurde

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eine in-situ Sanierung durch chemische Oxidation mit „Fenton‘s Reagenz“ (ISCO) als Vorzugsva- riante herausgearbeitet. Die technische Ausführung erfolgte von Juni bis August 2019 durch die NTP GmbH (NTP). Wesentliche Anforderungen an die Sanierungsdurchführung waren die Arbeits- sicherheit und eine aktive Prozesskontrolle. Das nachsorgende Grundwassermonitoring wird seit- her durch GEO-LOG durchgeführt. 1.2 Geologische und hydrogeologische Situation Der Busbetriebshof Lindenberg befindet sich zwischen dem Urstromtal der Oker im Westen und der Wabe im Osten, welche in S-N-Richtung verlaufen. Im Bereich des Busbetriebshofes stehen glazifluviatile Sande (durchschnittlicher kf-Wert: 2∗10(cid:2879)(cid:2872)(cid:3040)(cid:3046) ) und Kiese der Saale-Kaltzeit an. Diese stellen einen Porengrundwasserleiter dar und werden überdeckt durch sandig, tonige Schluffe (Lösslehm) aus der Weichsel-Kaltzeit. Die Basis der quartären Ablagerungen bilden Tone und Mergel der Kreide (Grundwasserstauer). Die Grundwasseroberfläche liegt im Zeitraum von 2018 bis 2024 im Untersuchungsgebiet zwi- schen 3,9 und 4,8 m u. GOK und weist ein Grundwassergefälle von SE nach NW auf. Es ist zu beachten, dass die Sanierung nach einer sehr ausgeprägten Trockenperiode stattgefunden hat. 1.3 Schadensfall und Anforderungen Die Chromatogramme deuten auf einen bereits stattgefundenen Abbau der mikrobiell gut zugäng- lichen n-Alkane und damit auf einen alterierten MKW-Schaden hin. Im Boden traten im Zuge der Erkundung Schadstoffkonzentrationen von bis zu 10.000 mg/kg TS auf, im Grundwasser war lokal Schadstoffphase in geringer Mächtigkeit vorhanden. Im Grundwas- ser konnten Schadstoffkonzentrationen bis zu 10.000 µg/L nachgewiesen werden. Die Kontamina- tion erstreckte sich überwiegend im Bereich der Grundwasserwechselzone und dem oberen Abschnitt eines gut durchlässigen sandigen Grundwasserleiters. Die Gesamtschadstoffmenge wurde im Boden mit ca. 4 t (> 1.000 mg/kg TS MKW) und im Grundwasser mit ca. 0,9 kg (> 1.000 µg/L MKW) abgeschätzt. Die aktiven Sanierungsmaßnahmen wurden auf den Bereich beschränkt, in dem die maximalen Schadstoffkonzentrationen (Schadensquellbereich) festgestellt werden konnten. Die Mächtigkeit des zu behandelnden Bodenbereichs betrug ca. 1,5 m (zwischen 4 und 5,5 m u. GOK). Unter Zugrundelegung eines Grenzwertes von 1.000 mg/kg TS MKW im Boden ergab sich eine Sanierungsfläche von ca. 450 m2 und ein Volumen von ca. 675 m³. Der angren- zende nordwestliche Bereich des Abstroms diente für Kontrollmessungen. Die komplexe Standortsituation mit größtenteils überbauter Fläche und teilweise unterkellerter Be- bauung, die sich zusätzlich noch im Neu-/Umbau befand, erforderte eine sehr detaillierte Planung des Injektionssystems und stellte besondere Anforderungen an die Umsetzung der Installation. Aus diesen Gründen wurde der Sanierungsbereich in drei Teilbereiche eingeteilt (Abbildung 1). Die

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NTP setzte für die ISCO-Sanierung eine hochautomatisierte, spezielle FASION (Fully Automated Segmentated InjectiON)-Anlage ein, um die Injektionsanforderungen unter höchsten Sicherheits- maßnahmen optimal absolvieren zu können. Der Umgang mit hochreaktiven Stoffen stand im Fo- kus und erforderte eine Prozesskontrolle und Prozesssteuerung mit schnellen Reaktionszeiten zur effizienten und sicheren Durchführung dieser ISCO-Sanierung. Es wurden im Schadensquellbereich zahlreiche Injektions-, Temperaturmesspegel und Bodenluft- absaugbrunnen mit Abdichtung zur Oberfläche installiert (Abbildung 1). Die 49 Injektionspegel 1“ im Sanierungsbereich 1, 2 und 3 wurden bis in Tiefen von 5,8 bis 6,5 m u. GOK abgeteuft und durchgehend mit 2 m 1“ Filterrohr und 5 m 1“ Vollrohr ausgebaut. Die 10 Temperaturmesspegel 1“ im Sanierungsbereich 1, 2 und 3 wurden bis in eine Tiefe von 6,5 m u. GOK abgeteuft. Der Pe- gelausbau erfolgte analog zu den Injektionspegeln. Die 10 Bodenluftabsaugbrunnen 2“ im Sanie- rungsbereich 1, 2 und 3 wurden bis in eine Tiefe von 3,2 m u. GOK abgeteuft, um einen Sicherheitsabstand von ca. 1 m zum Grundwasserspiegel einzuhalten. Als Sanierungsziel wurde eine weitgehende Beseitigung der Schadstoffmassen im Schadensquell- bereich (SZ) sowie eine Verringerung der Schadstofffracht an den Kontrollebenen (KE 1, 2, 3) abstromig des SZ auf akzeptable Größenordnungen in Anlehnung an ElKriBaG 2012 definiert. 2.2 Eingesetzte Stoffe Die Sanierung des MKW-Schadens am Busbetriebshof Lindenberg ist mit einer in-situ chemischen Oxidation (ISCO) durch Injektion von „Fenton’s Reagenz“ in die wassergesättigte Bodenzone durchgeführt worden. Das „Fenton’s Reagenz“ wirkt als Oxidationsmittel und setzt sich zusammen aus Wasserstoffperoxid (H2O2) und einem Eisen(II)-Salz wie z.B. Eisen(II)-Sulfat [Fe(II)SO4] als Katalysator. Es ist hoch reaktiv und weist eine schnelle Wirksamkeit gegenüber der Beseitigung von Schadstoffmassen auf. Im Zusammenwirken der eingesetzten Chemikalien kommt es zur an- gestrebten Bildung von Hydroxylradikalen, die für die Zerstörung der organischen Schadstoffe ver- antwortlich sind. Das Eisen(II)-Ion muss für diese Reaktion unter oxidierenden Bedingungen stabilisiert werden. Das geschieht in diesem Fall durch einen Chelator. Der Stabilisator ist ein bio- logisch abbaubarer Komplexbildner und sorgt u.a. für die Verminderung der Reaktionsgeschwin- digkeit im Grundwasser. Durch das „Fenton’s Reagenz“ entsteht eine exotherme Reaktion. Die Injektion dessen führt im Untergrund zu einer Erhöhung der Temperatur. Es entsteht ebenfalls eine Erhöhung der elektri- schen Leitfähigkeit (durch die Zugabe von Eisen(II)-Sulfat als Katalysator), des Sauerstoffgehaltes (aufgrund des Zerfalls von H2O2 in Wasser und Sauerstoff) und es kommt zum Sinken des pH- Wertes (aufgrund der Fe(II)-Ionen durch das Eisen(II)-Salz). Aufgrund eines schnellen Zerfalls des „Fenton’s Reagenzes“ ist der Injektionswirkradius im Sanierungsbereich auf einige Meter vom In- jektionspegel entfernt hydraulisch begrenzt.

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2.3 Arbeitsschutz Gesundheit, Sicherheit und Umweltschutz (HSE) im Umgang mit Chemikalien hatten höchste Prio- rität. Durch den Aufbau des isolierten Prozessraums in der FASION-Anlage und den separaten Chemikalienvorratstanks konnte der Arbeitsschutz präventiv gewährleistet werden. Mischbereiche waren nicht erforderlich, da Fertigmischungen geliefert wurden. Die Verdünnung des H2O2 fand vollautomatisch über die FASION-Anlage statt. H2O2 wurde in einem zertifizierten Tank gelagert, der nach 4. BImSchV eine Lagerung von bis zu 8,84 m³ in einem doppelwandigen Vorratstank ohne Genehmigung ermöglichte. Die Chemikalien- tanks (H2O2, Katalysator, Chelator) waren direkt mit der FASION-Anlage verbunden. Der Zugang in den Schwarz-Weiß-Bereich war nur dem Personal des Sanierungsbetriebes und dem Fachgutachter vorbehalten. 2.4 Die FASION-Anlage Die mobile und vollautomatische FASION-Einheit ist mit einem sensorgestützten 10 Kanal-Tem- peraturüberwachungssystem ausgestattet und besteht aus einem separaten Kontrollraum und Pro- zessraum. Die gebrauchsfertigen Chemikalien werden in der FASION-Anlage mit Wasser auf die gewünschte Injektionslösung verdünnt. Über 4 Infiltrationsstränge mit jeweils bis zu 10 Einzelab- gängen können die angeschlossenen Injektionspegel durch die jeweils zugeordneten Membran- ventile separat beaufschlagt werden. Jeder Einzelabgang wird automatisch überwacht. Der Kontrollraum ist mit einer speicherprogrammierbaren Steuerung (SPS) und mit einer Telemet- rie-Software ausgestattet, mit dem die gewünschten Mengen, Konzentrationen und Einspritzrei- henfolgen der Chemikalien pro Filter im ausgewählten Cluster eingestellt werden können. Abbildung 2: Innenraum vollautomatische Injektionseinheit und die Aufstellung Der Implementierungsbereich für die ISCO-Anwendung wurde flächig in drei Abschnitte unterteilt: Sanierungsbereich 1 (22 Injektionspegel, Injektionswirkradius R 2,0 m); Sanierungsbereich 2 (17 Injektionspegel, Injektionswirkradius R 1,5 m); Sanierungsbereich 3 (10 Injektionspegel, Injektionswirkradius R 1,5 m). Die Beaufschlagung der vorgenannten Bereiche wurde durch die einzelnen steuer- und regelbaren Injektionsleitungen prozessorientiert auf den Schadensfall angepasst.

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Bei der Verwendung von „Fenton‘s-Reagenz“ ist die Reihenfolge der Injektion von großer Bedeu- tung. Um die optimale Wirkung des „Fenton‘s-Reagenzes“ zu gewährleisten, müssen Schadstoffe, Oxidationsmittel und Katalysator zusammengebracht werden. Die im vorliegenden Fall eingesetzte vollautomatische ISCO-Einheit führt eine intermittierende Injektion von Oxidationsmittel, Katalysa- tor-Chelator Mischung und Spülwasser durch (Abbildung 3). Durch die Einteilung in kleine Teil- mengen und abwechselnde Injektion wird die Kontaktfläche zwischen Oxidationsmittel und Katalysator um ein Vielfaches vergrößert, wobei die Fenton‘s-Reaktion an jeder Kontaktfläche stattfindet. Abbildung 3: Intermittierendes Injektionsschema: Katalysator-Chelator Mischung (grün), H2O2 7% (gelb) und Wasser (blau) Mit Hilfe der vollautomatischen FASION-Einheit von NTP ist es möglich, die Gesamtmenge an zu injizierendem Oxidationsmittel und Katalysator-Chelator Mischung in 1 bis 100 Einzelmengen zu wählen und so den Prozess vor Ort, entsprechend der Kontroll- und Wirkanalyse, optimal anzu- passen. Die Anzahl der Einspritzzyklen wird ggf. pro Injektionsrunde bestimmt. Die Anlage ermög- lichte für die aktive Sanierung die Bildung von Injektionsgruppen. Dies bedeutet, dass das „Fenton’s Reagenz“ während des Sanierungsprozesses in 1 bis 4 Pegel gleichzeitig injiziert werden konnte. 2.5 Prozesskontrolle (Telemetrie) Alle zur Durchführung der chemischen Oxidation erforderlichen Komponenten sind an die NTP- Telemetrie angeschlossen. Dadurch wird eine optimale Prozessüberwachung und Störungskon- trolle gewährleistet. Bei einer Störung wird die FASION-Anlage per Fernschaltung automatisch ab- geschaltet und die Leitungen gespült. Im vorliegenden Projekt war aufgrund der besonderen Rahmenbedingungen die zusätzliche Anwesenheit eines qualifizierten Mitarbeiters während des Betriebes gefordert. 2.6 Temperaturüberwachung Die Temperatur des Grundwassers ist eine maßgebliche Größe zur Erfassung der Bedingungen, unter denen die Fenton‘s-Reaktion abläuft (optimal zwischen 15-35 °C) oder ob sich H2O2 in uner- wünschter Weise zersetzt (bis zum Grenzwert von 50 °C). Während des Abbauprozesses ist die Temperaturkontrolle der wichtigste Kontrollparameter. Zu diesem Zweck wird eine sensorgestützte 10 Kanal-Temperaturüberwachung eingesetzt. Überschreitet die gemessene Temperatur einen vorgegebenen Sollwert, stoppt die Injektion und eine Wasserspülung wird aktiviert.

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2.7 Überwachung der Grundwasserstände Durch die Injektionen des „Fenton’s Reagenzes“ kam es im Sanierungsbereich punktuell zu Grund- wasserspiegelerhöhungen zwischen 0,2-1,3 m. Es kam während der aktiven Sanierung auch zu Aufhöhungen des Grundwasserspiegels im Bereich des Abstroms (KE 1, Abbildung 1). Dieser Ef- fekt bedingte eine zeitweise Veränderung des hydraulischen Gradienten während der Sanierung. 2.8 Bodenluftabsaugung Mit der aktiven Absaugung der Bodenluft werden unkontrollierte Emissionen in der ungesättigten Bodenzone vermieden. Die abgesaugte Bodenluft wird über einen Luftaktivkohlefilter gereinigt. 2.9 Steuerung und fachliche Begleitung der Sanierung Während der laufenden Injektionsarbeiten musste eine fortlaufende Überwachung der Injektions- mengen, -geschwindigkeiten und -drücke vorgenommen werden. Die Anpassung der Injektions- mengen und -strategie erfolgte vorrangig aufgrund der Injektionsradien und der kontinuierlichen sensorgestützten Temperaturkontrolle. Während der aktiven Sanierung wurden zum Ablauf der Prozesssteuerung weiterhin kontinuierlich die Grundwasserstände und Bodenluftwerte überwacht. Teilweise waren Injektionspausen notwendig, um auf die stattfindende Reaktionskinetik reagieren zu können. Anhand der Überwachung der Injektionsmengen H2O2 7 % und Temperaturen war eine direkte Abhängigkeit im Verlauf der aktiven ISCO-Sanierung festzustellen. Diese Abhängigkeit ist in Abbildung 4 beispielhaft an ausgewählten Temperaturmesspegeln dargestellt. Die exotherme Reaktion des „Fenton‘s-Reagenzes“ ist anhand der Peaks deutlich zu erkennen. Zur Prozesssteu- erung wurde die aktive Sanierung zusätzlich durch GEO-LOG mit einem Grundwassermonitoring begleitet, sodass Bereiche, die noch eine höhere Kontamination aufweisen, identifiziert und mehr- malig mit „Fenton‘s-Reagenz“ beaufschlagt werden konnten. Legende Injektionsmengen Wasserstoffperoxid 7% Temperaturmesspegel Abbildung 4: Temperaturentwicklung in Abhängigkeit der Injektionsmengen H2O2 7 %

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3 Grundwassermonitoring 3.1 Auswirkungen der Quellsanierung auf den Abstrom Durch das begleitende Grundwassermonitoring konnte nachgewiesen werden, dass die aktive Sa- nierung Auswirkungen auf die Kontrollebenen im direkten Abstrom des Sanierungsbereiches hatte. Eindeutig erkennbar war die „Fenton’s Reagenz-Welle“ am Anstieg der Eisen- und Sulfat-Analy- senwerte im Abstrom. Die Erhöhung der Temperatur, der elektrischen Leitfähigkeiten, der Sauer- stoffgehalte und die sinkenden pH-Werte waren ebenfalls ein Zeichen für das Eintreffen der injizierten Reagenzien im Abstrom. Der Vergleich der Chromatogramme aus 2018 vor der ISCO- Sanierung und den Untersuchungen nach der Sanierung lässt zudem eine deutliche Veränderung des Peakmusters bei gleichzeitiger Abnahme der MKW-Konzentrationen im Abstrom erkennen. 3.2 Erfolgskontrolle der Sanierung Nach der aktiven Sanierung (ca. 6 Monate) konnte durch Kontrollmessungen im Bereich des ehe- maligen Schadenszentrums nachgewiesen werden, dass eine Reduzierung der Schadstoffmassen im Sanierungsbereich von ca. 79 % im Boden erreicht werden konnte. Sie zeigen aber auch, dass in einem kleinen Teilbereich unterhalb des Gebäudes eine nach wie vor hohe Schadstoffkonzent- ration vorhanden ist, wo in früheren Untersuchungen Dieselphase festgestellt wurde. Hier ist davon auszugehen, dass vor der Sanierung Schadstoffphase in größerer Masse vorhanden war, so dass die injizierten Chemikalien diese nicht vollständig oxidieren konnten. Hierfür sprechen auch die Daten während der Sanierung, die fortlaufend hohe Temperaturen in diesem Bereich zeigten. Im Zuge der Sanierung wurden deshalb an diesen Stellen zusätzliche Mengen an Oxidationsmittel zugeführt. Durch die Injektion des „Fenton’s Reagenzes“ kam es im Untergrund zur Erhöhung der Tempera- tur, elektrischen Leitfähigkeit, des Sauerstoffgehaltes und zum Sinken des pH-Wertes. Ungefähr 1 Jahr (elektrische Leitfähigkeit, Temperatur) bis 2 Jahre (Sauerstoffgehalt, pH-Wert) nach der akti- ven Sanierung haben sich die Parameter wieder auf den Zustand vor der Sanierung eingependelt. Eine Ausnahme bildet hierbei die Temperatur. Durch die Inbetriebnahme des Gebäudes oberhalb des Sanierungsbereiches kam es zu einem Anstieg der Temperaturen um knapp 5 °C (Tabelle 1).

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Tabelle 1: Entwicklung der mittleren Temperatur im Grundwasser Jahreszeit Kontrollmessungen Frühjahr Sommer Frühjahr 28.05.2019 (vor der Sanierung) 08.2020 (nach 1 Jahr) 15.09.2021 (nach 2 Jahren) 29.08./23.09.2022 (nach 3 Jahren) 14.04./16.05.2023 (nach 3,5 Jahren) 04.04.2024 (nach 4,5 Jahren) Mittlere Temperatur Grundwasser [°C] unterhalb des Gebäudes Außenbereich (Grundstücksgrenze) 11,4 15,7 13,2 17,4 Gebäude in Betrieb genommen 17,1 17,5 15,8 16,0 18,3 19,1 9,3 10,3 Differenz mittlere Tem- peratur Grundwasser unterhalb des Gebäudes zum Außenbereich [°C] -1,8 -1,7 -1,2 -1,6 6,5 5,7 Im Laufe des begleitenden Grundwassermonitorings konnte durch GEO-LOG nachgewiesen wer- den, dass es während der ISCO-Sanierung, nach Beendigung der Injektion des „Fenton’s Reagen- zes“ und ca. 3 Jahre nach der Sanierung zur Erhöhung der MKW-Konzentrationen und demnach zum Anstieg der abströmenden Frachten gekommen ist (Abbildung 5). Ein Wiederanstieg der MKW-Konzentrationen kann sich u.a. auf Folgendes zurückführen lassen: lokale Heterogenitäten im Untergrund u.a. in der Geologie, da infolgedessen der Kontakt zwischen dem „Fenton’s Reagenz“ und den MKW abgeschwächt stattfinden konnte,   Durchführung einer Quellsanierung ohne den abstromigen Bereich,  Mobilisierung von MKW aus der ungesättigten Bodenzone in das Grundwasser aufgrund einer Erhöhung der Grundwasserstände (durch die aktive Sanierung bzw. durch erhöhte Niederschläge im Jahre 2023). Die ISCO-Sanierung wurde von Juni bis August 2019 zum Zeitpunkt niedriger Grundwasserstände durchgeführt. Es wurden demnach im Abstrom ggf. nicht die MKW-Pools erreicht, die sich möglicherweise im Jahre 2019 aufgrund der niedri- gen Grundwasserstände in der ungesättigten Bodenzone befanden. Zudem setzen die langanhaltenden Temperaturen > 15°C die Viskosität der MKW herab, sodass eine Rück- lösung der MKW aus der ungesättigten Zone folgen kann, insofern dort noch Schadstoffe anzutreffen sind.

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Kontrollebene 2 Linear (Kontrollebene 2) Kontrollebene 3 Linear (Kontrollebene 3) 1.000 vor der Sanierung Sanierungs- zeitraum Grundwassermonitoring ] a / g [ w g E t h c a r F e d n e m ö r t s b A 900 800 700 600 500 400 300 200 100 0 0 % -81 % -45 % +17 % -75 % -92 % -94 % -26 % +100 % -66 % -20 % -47 % -35 % -68 % -67 % -61 % -62 % -51 % Datum Abbildung 5: Entwicklung der abströmenden Frachten an Kontrollebene 2 und 3 (Nov. 2018 bis April 2024) mit prozentualer Abweichung der Beprobung im Vergleich zur Ausgangssituation 2018 Aufgrund des bisher nicht erreichten Ziels der Quellsanierung, die Verringerung der Schad- stofffracht an den Kontrollebenen abstromig des Schadensquellbereiches auf akzeptable Größen- ordnungen in Anlehnung an ElKriBaG 2012 und der sich ändernden Untergrundbedingungen, wird aus fachgutachtlicher Sicht eine Weiterführung des Grundwassermonitorings weiterhin empfohlen.

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Praxisbeispiel B: Quellsanierung zur Ablösung einer p&t Maßnahme 1 Einleitung und Problemstellung Auf dem Gelände einer seit Jahrzehnten industriell genutzten Fläche in Hamburg bestand eine Verunreinigung des Grundwassers mit LCKW. Seit 1989 wurde zur Sicherung der Schadstoffab- strömung dieser Altlast eine Grundwasserreinigung mit einer Förderleistung von ca. 300.000 m³/a betrieben. Um die laufenden Kosten einzusparen, sollte geprüft werden, ob sich mit alternativen Sanierungsverfahren der Betrieb der Grundwasserreinigung ersetzen ließ. Im Zuge der Prüfung wurde deutlich, dass in 26 Betriebsjahren lediglich ein einstelliger Prozentsatz der Schadstoffge- samtfracht entfernt werden konnte. Über 97% der Schadstofffracht lagen als Reinphase in einer periodisch gesättigten Torfschicht vor, aus der der darunter liegende sandige Porengrundwasser- leiter dauerhaft kontaminiert wurde. Es war deshalb essenziell, neben der Sanierung des sandigen Grundwasserleiters, die Schadstoffnachlieferung aus der periodisch gesättigten Torfschicht zu un- terbinden. 2 Durchführung der Sanierung Es wurde ein Sanierungskonzept entwickelt, das die Kombination von in-situ chemischer Reduktion und in-situ biologischen Abbaus vorsah. In die hochbelastete Torfschicht wurden nullwertiges Ei- sen, eine Kohlenstoffquelle und DHC-Bakterien mit einem Direct-Push Verfahren in einem 3 m- Raster injiziert. Der Grundwasserleiter (max. 20.000 µg/L) wurde mit dem BEAT®-Konzept (Bio- reactor Enhanced Augmentation Technology) behandelt. Dabei wird das kontaminierte Grundwas- ser im Abstrom der Quelle entnommen, mit einer Kohlenstoffquelle, Nährstoffen und DHC- Bakterien versetzt und im Anstrom der Quelle infiltriert. Das besondere an dem BEAT®-Konzept ist, dass die DHC-Bakterien in einem anaeroben Bioreaktor mit Standortwasser gezüchtet werden. Auf diese Weise wird der Reinfiltration dauerhaft eine DHC-Bakterienpopulation von durchschnitt- lich 108 Zellen/L zugeführt. Diese große Population führt zu einer rasanten Ausbreitung im durch- strömten Grundwasserleiter und einer schnellen sowie vollständigen Dechlorierung der gelösten Schadstoffe. Ein Grundwassermodell konnte belegen, dass eine Schadstoffkonzentration von einem Prozent der maximalen Löslichkeit ausreicht, um eine nennenswerte Schadstoffabströmung über die Grundstücksgrenze mit dem Grundwasser zu vermeiden. Die Sanierungsmaßnahme begann im dürregeplagten Sommer 2018. Die sich in der Grundwasserwechselzone befindende Torfschicht war wegen der langanhaltenden Dürre vollständig ungesättigt, was problematisch im Hinblick auf den chemischen und biologischen Schadstoffabbau war. Erst mit dem Beginn der Grundwasser- sanierung mit dem BEAT®-Konzept wurde der Grundwasserstand durch die Reinfiltration so weit erhöht, dass die Torfschicht teilweise gesättigt war. Während die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasserleiter im Verlauf der etwa zehnmonatigen Maßnahme stark abnahmen, wurde das

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Ziel von einem Prozent der maximalen Löslichkeit des Schadstoffs in der Torfschicht nicht vollstän- dig erreicht. In den durch den Anstieg des Grundwasserspiegels beeinflussten Torfbereichen zeigte sich ein zielführender Konzentrationsrückgang, in anderen Bereichen wurden dagegen noch hohe Konzentrationen nachgewiesen. 3 Erfolgskontrolle der Sanierung Zu Beginn der Grundwassersanierung wurde die absichernde Grundwasserreinigungsanlage ab- geschaltet, da mit der Grundwasserentnahme durch das BEAT®-Konzept eine Abströmung wäh- rend der aktiven Phase ausgeschlossen werden konnte. Nach ca. 10 Monaten wurde die geplante Aquifer-Kubatur durchströmt, was zu einem erfolgreichen Schadstoffabbau führte. Die Schadstoff- konzentration im Abstrom an der Grundstücksgrenze wird weiterhin dauerhaft überwacht. Die Kon- zentrationen, bzw. die abströmende Fracht so gering, dass die Grundwasserreinigungsanlage nicht mehr eingeschaltet werden musste. seither ist Bewertung der Praxisbeispiele und Ausblick Anhand der Praxisbeispiele konnten folgende Erkenntnisse gewonnen werden:  Die Durchführung von in-situ Sanierungsmaßnahmen unter komplexen Rahmenbedingun- gen zeigt, dass eine automatisierte Anlagensteuerung sinnvoll und hilfreich ist, um z.B. eine kontrollierte Zuführung von Reagenzien zu gewährleisten. Es bedarf aber einer ständigen fachlichen Überprüfung und Einschätzung der Situation, um die Sanierung z.B. den nicht homogenen örtlichen Gegebenheiten anzupassen und auf stattfindende Reaktionen rea- gieren zu können.  Alle Projektbeteiligten sollten die erforderliche Dynamik in der Ausführung und Flexibilität möglicher Erweiterungen in der Installation diskutieren und Handlungsszenarien festlegen.  Eine komplexe ISCO-Sanierung sollte so geplant und umgesetzt werden, dass auf neue Erkenntnisse hinsichtlich der Schadstoffverbreitung schnell reagiert werden kann. Dies be- trifft insbesondere die Kontroll- und Steuerungsmöglichkeiten der Anlagentechnik.  Anhand von Praxisbeispiel A ist es eindeutig erkennbar, dass sich eine MKW- Quellsanierung auf den Abstrom auswirken kann. Bis ungefähr 3 Jahre nach der ISCO- Sanierung (2022) konnte die Quellsanierung durch einen deutlichen Rückgang der MKW- Konzentrationen im Abstrom als erfolgreich und zielführend festgehalten werden. Es zeigt sich aber auch, dass in kleinen Teilbereichen unterhalb des Gebäudes eine nach wie vor hohe Schadstoffkonzentration vorhanden ist. Dort wurde in früheren Untersuchungen Die- selphase festgestellt. Es zeigt, dass die injizierten Chemikalien diese nicht vollständig oxi- dieren konnten.

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 Das Praxisbeispiel B zeigt, dass es sich unter bestimmten Umständen lohnen kann, im Hinblick auf neue Entwicklungen und Innovationen zu prüfen, ob es für langlaufende Maß- nahmen alternative Lösungsansätze gibt. Insbesondere bei LCKW-Schadensfällen ist es dabei wichtig, die Nachlieferung aus der Schadstoffquelle zu stoppen, anstatt nur die Sa- nierung oder Sicherung der Schadstofffahne zu forcieren. Es konnte gezeigt werden, dass eine Quelle nicht unbedingt mit enormem Kostenaufwand bis auf beinahe unerreichbare Sanierungszielwerte saniert werden muss. Stattdessen kann es ausreichen, das Schad- stoffpotenzial derart zu senken, dass die Nachlieferung an die Fahne gestoppt oder ausrei- chend reduziert wird.  Sich ändernde Untergrundbedingungen wie der Anstieg der Temperaturen im Untergrund (Einfluss eines Gebäudes) oder eine Veränderung der Grundwasserstände (erhöhte Nie- derschläge) sind zu beachten. Häufiger werdende Dürre- bzw. Nässeperioden sollten Ein- fluss auf die Planung einer in-situ Sanierung haben. Anschrift der Autoren M.Sc. Lukas Scholz NTP Umwelt Pliniusstrasse 6 48488 Emsbüren Mob.: 0170 3643927 E-Mail: l.scholz@ntp.de www.ntp.de M.Sc. Malena Aßmann GEO-LOG Ingenieurgesellschaft mbH Am Hafen 14 38112 Braunschweig Tel.: 0531 70096 153 Mob.: 0176 170096 19 E-Mail: m.assmann@geo-log.de www.geo-log.de

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Ihr Spezialist für In‐situ Sanierungen • Projektumsetzung • Konzeptentwicklung • Beratung / Bauteam • Anlagenbau • Innovative Techniken Der richtige Ansprechpartner für In-situ Konzepte: Rückblickend auf mehr als 20 Jahre Erfahrung im Anwendungsbereich innovativer Techniken bietet NTP Umwelt die Expertise für die Konzeptentwicklung, den Anlagenbau sowie die Umsetzung herausfordernder Sanierungsprojekte. Wir unterstützen Sie mit folgenden Verfahren: In-situ chemische Oxidation In-situ chemische Reduktion In-situ biologisch anaerobe Dechlorierung In-situ biologisch aerober Abbau On-site Bioreaktoren Deutschland Pliniusstraße 6 48488 Emsbüren Niederlande Twenteweg 30 7532 ST Enschede ntp.de info@ntp.de Tel: +49 5903 648 3000

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Workshop 7 Grundwasser im urbanen Raum Moderation: Ingrid Weitzel Landeshauptstadt Hannover Fachbereich Umwelt und Stadtgrün, Boden- und Grundwasserschutz, Hannover Referate: Dr. Jannis Epting Angewandte und Umweltgeologie Forschungsgruppe Hydrogeologie Departement für Umweltwissenschaften Universität Basel Dr. Patricia Göbel Universität Münster Institut für Geologie und Paläontologie, AG Angewandte Geologie, Münster Inhalt: Grundwasser in urbanen Räumen ist vielfältigen quantitativen wie qualitativen Einflüssen ausgesetzt. Gleichzeitig nimmt Grundwasser in der blau-grünen Infrastruktur einer Kommune im Verbund mit Oberflächengewässern, Maßnahmen und Anlagen zur Regenwasserbewirtschaftung sowie öffentlichen und privaten Grünflächen einen immer höheren und im Zuge des Klimawandels zunehmenden Stellenwert ein. Dennoch findet Grundwasser bisher keine ausreichende Berücksichtigung in der Stadtentwicklung. Im Workshop sollen die Eckpunkte einer „grundwasser-bewussten“ Stadt sowie exemplarisch die Grundwasserbeeinflussung durch unterirdische Bauwerke diskutiert werden.

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Die Teilnehmerinnen und Teilnehmer WS 7 Name Vorname Behörde / Unternehmen Boick Ebert Claudia Benjamin Landkreis Uelzen Landkreis Heidekreis Eichenauer Laura Kreisverwaltung Pinneberg Epting Göbel Look Meyn Nokel Peymann Schlobach da Costa Voges Wallner Weitzel Wempe Werner Dr. Jannis Angewandte und Umweltgeologie Universität Basel Dr. Patricia Institut für Geologie und Paläontologie Julius Dr. Helen Andrea Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften Stadt Salzgitter Landkreis Uelzen Dr. Kirsten Nds. Landesamt für Bau und Liegenschaften (NLBL) Maximilian STRABAG Umwelttechnik GmbH Katharina Region Hannover Markus Ingrid Yannick Dr. Silvia Ostfalia Hochschule für angewandte Wissenschaften Landeshauptstadt Hannover HPC AG Nds. Ministerium für Umwelt, Energie und Klimaschutz

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GRUNDWASSER IM URBANEN RAUM – BEEINFLUSSUNG DURCH UN- TERIRDISCHE BAUWERKE UND NUTZUNGSPOTENTIALE Jannis Epting1 1Angewandte und Umweltgeologie (AUG), Hydrogeologie, Departement Umweltwissenschaften, Uni- versität Basel jannis.epting@unibas.ch Im Rahmen des Beitrages werden, unter anderem, Resultate aus zwei publizierten Forschungsarbeiten präsentiert: 1 URBANE WÄRMEINSELN AUCH IM UNTERGRUND - GRUNDWASSERERWÄRMUNG DURCH URBANE UNTERGRUNDSTRUKTUREN Der Wärmeinseleffekt kann nicht nur an der Oberfläche, sondern auch im urbanen Untergrund beo- bachtet werden. Allerdings wurden thermische Auswirkungen von urbanen Gebäudestrukturen im Un- tergrund auf das Grundwasser bislang unterschätzt. Im Rahmen dieses Beitrages wurde der thermische Einfluss von Untergrundstrukturen im Stadtgebiet von Basel evaluiert. Der Fokus lag dabei auf Tiefga- ragen und Tunnelbauwerken, die in die grundwassergesättigte Zone hineinragen und somit einen di- rekten thermischen Einfluss auf das Grundwasser haben. 2 HYDRAULISCHER UND THERMISCHER EINFLUSS VON UNTER-GRUNDBAUTEN - EVALUIE- RUNGSANSÄTZE UND NUTZUNGSPOTENZIALE Zur Beurteilung des hydraulischen und thermischen Einflusses von Verkehrsinfrastrukturen und Tief- bauten auf Untergrundressourcen bedarf es einer geologischen, hydrogeologischen und geotechni- schen Begleitung. Exemplarisch wird für mehrere in der Schweiz geplante Infrastrukturprojekte (Rhein- tunnel Basel, S-Bahntunnel «Herzstück», Tiefgaragen sowie «Cargo sous terrain» im Mittelland) illus- triert, wie komplexe geologische und hydrogeologische Randbedingungen berücksichtigt und eine nachhaltige Nutzung von Untergrundressourcen realisiert werden können. AUG, Universität Basel 1

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1 URBANE WÄRMEINSELN AUCH IM UNTERGRUND GRUNDWASSERERWÄRMUNG DURCH URBANE UNTERGRUNDSTRUKTUREN Originalpublikation: Becker D, Epting J (2021) Urbane Wärmeinseln auch im Untergrund, AQUA & GAS No 11, 78-84 HINWEIS: Eine ausführliche Publikation dieser Forschungsarbeit erschien am 27. Mai 2021 in «Grundwasser – Zeitschrift der Fachsektion Hydrogeologie» unter dem Titel «Thermischer Ein- fluss urbaner Untergrundstrukturen auf die Grundwassertemperaturen im Kanton Basel- Stadt» [11]. Dominic Becker1, Jannis Epting1 1Angewandte und Umweltgeologie (AUG), Hydrogeologie, Departement Umweltwissenschaften, Uni- versität Basel ABKÜRZUNGEN AGW Gebäudefläche im Kontakt mit dem Grundwasser BAES Basel Aeschenplatz BKLI Basel Klingelbergstrasse E GW Grundwasser GWM Grundwassermessstelle k Wärmedurchgangskoeffizient SUHI Subsurface Urban Heat Island TGW Grundwassertemperatur TGWsim simulierte Grundwassertemperatur TTG Tmeteo meteorische Temperatur ΔT Temperatur der Tiefgaragenmessungen Wärmeaustausch Temperaturdifferenz EINLEITUNG Untersuchungen zu erhöhten urbanen Grundwassertemperaturen und der Subsurface-Urban-Heat-Is- land-(SUHI)-Effekt sind mittlerweile ein etablierter Forschungsbereich (z. B. [1-4]). Es existieren jedoch nur wenige Forschungsarbeiten, die eine differenzierte Betrachtung des thermischen Einflusses von Untergrundstrukturen behandeln. Eine Kombination verschiedener Einflussfaktoren wie zunehmende Bodenversiegelung, thermische Untergrundnutzung und vor allem wärmeemittierende Untergrundstrukturen wie Tunnelbauten und Tiefgaragen lässt die basel-städtischen Grundwassertemperaturen nachweislich um bis zu 9 °C [5–8] AUG, Universität Basel 2

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ansteigen. Vorausgehende Analysen, die in der Stadt Basel durchgeführt wurden, haben bereits ge- zeigt, dass in urbanen Gebieten der anthropogene thermische Einfluss durch Untergrundstrukturen grösser ist als die zu erwartenden Auswirkungen des Klimawandels [4]. Stadtentwicklung findet zunehmend auch im Untergrund statt (z.B. [9]). Dies führt zu thermischen Be- einträchtigungen urbaner Untergrundressourcen, die vermehrt Nutzkonflikte und zwangsläufig eine Verringerung der Grundwasserqualität zur Folge haben [10]. Bisher ist allerdings wenig über die biolo- gischen, chemischen und physikalischen Aspekte des Grundwassers und über den Einfluss erhöhter Temperaturen auf die Grundwasserqualität bekannt [12, 13, 14, 15, 16]. Die Auswirkungen von SUHI auf die Untergrundtemperaturen entwickeln sich somit zu einem globalen Grundwasserqualitätsprob- lem. GLOBALES GRUNDWASSER-QUALITÄTSPROBLEM Der Wärmeverlust von Untergrundstrukturen über das Erdreich kann bis zu 50% der jährlichen Wär- melast eines Gebäudes betragen (z. B. [17]). Mit zunehmend effizienter werdender oberirdischer Ge- bäudeisolation gewinnt eine detaillierte Betrachtung unterirdischer Wärmeverluste vermehrt an Be- deutung. Bereits in vorausgegangenen SUHI-Studien wurden Tiefgaragen als Quellen für Anomalien der Grundwassertemperaturen diskutiert [18, 19, 20, 21, 2]. Im Rahmen einer Forschungsarbeit der Angewandten und Umweltgeologie der Universität Basel wurde der thermische Einfluss von urbanen Untergrundstrukturen im Stadtgebiet von Basel evaluiert. Der Fokus lag dabei auf Tiefgaragen und Tunnelbauwerken, welche in die grundwassergesättigte Zone hineinragen und somit einen direkten thermischen Einfluss auf das Grundwasser haben. Die über ein Jahr kontinuierlich aufgezeichneten Daten der Lufttemperaturen in Tiefgaragen (TTG) und einem Autobahntunnel werden im Zusammen- hang mit meteorischen Temperaturdaten (Tmeteo) zweier Wetterstationen, Temperaturdaten (TGW) von neun Grundwassermessstellen (GWM) sowie Resultaten einer Wämetransportmodellierung (TGWsim) ausgewertet. UNTERSUCHUNGSSTANDORTE UND METHODIK GEBÄUDESTRUKTUREN IM UNTERGRUND VON BASEL Auf Grundlage von vorausgehenden Arbeiten und der systematischen Dokumentation von Gebäu- destrukturen im Untergrund von Basel [6] konnten die fünf Tiefgaragen Storchen, Clarastrasse, St. Cla- raspital, St.-Jakob-Park und Anfos, die in die grundwassergesättigte Zone reichen, ausgewählt werden (Fig. 1 und Tab. 1). Neben den Messungen von TTG konnten auch Messdaten aus dem Autobahntunnel «Nordtangente» (Abschnitte der Stadtautobahn A3), der mit etwa 2 km Tunnelstrecke in der grund- wassergesättigten Zone (Fig. 1) liegt, in die Untersuchungen miteinbezogen werden. Insgesamt konn- ten an sechs Messstandorten Temperaturdaten der Tunnelinnenluft aufgezeichnet werden. Jeweils zwei Messsensoren an der Stammlinie (Fahrtrichtung Deutschland nach Frankreich und Frankreich AUG, Universität Basel 3

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nach Deutschland), eine am Tunnelportal des St.-Johanns-Tunnels (SJT; Fahrtrichtung Frankreich nach Deutschland), zwei an Auf- und Abfahrt des Tunnelanschlusses Luzernerring (TLR), alle im Grossbasel, und eine an der Stammlinie des Horburgtunnels im Kleinbasel (Fahrtrichtung Deutschland nach Frank- reich). Fig. 1 a Standorte der Tiefgaragen (1 – Storchen; 2 – Clarastrasse; 3 – St. Cla- raspital; 4 – St. Jakob Park; 5 – Anfos), des Tunnelbauwerkes Nordtangente, der ausgewählten Grundwasser- messstellen und der Meteostationen BKLI und BAES im Untersuchungsge- biet. Dargestellt sind zudem die mitt- leren simulierten Grundwassertem- peraturen [°C] und das hydrogeologi- sche Regime für die Jahre 2010–2015 [8]. b Charakteristisches hydrogeolo- gisches Profil durch den urbanen Grundwasserkörper [11]. Die untersuchten Untergrundstrukturen liegen alle im Stadtgebiet von Basel. Die regionale Grundwas- serfliessrichtung folgt dem hydraulischen Gradienten in Richtung der Vorfluter Rhein, Birs, Birsig und Wiese, die Grundwassermächtigkeiten liegen zwischen 4 und 12 m, der Flurabstand beträgt zwischen 5 und 12 m und die Grundwasserfliessgeschwindigkeiten liegen im Bereich von 0,04 und 4 md–1 [7]. AUG, Universität Basel 4

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Tab. 1 Messsysteme in den Tiefgaragen (1–5) sowie Auswahl der Grundwassermessstellen (verändert nach [11]). GEMESSENE UND SIMULIERTE GRUNDWASSERTEMPERATUREN Die Grundwasserstände und -temperaturen werden vom Amt für Umwelt und Energie, Kanton Basel- Stadt (AUE BS), durch ein Beobachtungsnetz von 85 GWM kontinuierlich überwacht und aufgezeichnet [22]. Die Auswahl der neun für diese Arbeit ausgewerteten GWM richtete sich primär nach der Orien- tierung der jeweiligen Standorte im Grundwasserfliessfeld (Fig. 1); bestenfalls konnte für jeden Tiefga- ragenstandort jeweils eine GWM im Zu- sowie Abstrom des Grundwassers in die Datenauswertung einbezogen werden. Für die Interpretation der Temperaturmessungen der Tunnelinnenluft des Auto- bahntunnels «Nordtangente» dienten die Daten der GWM Saint-Louis-Strasse 2 (1443, Fig. 1). Weitere Grundlagen für die Auswertungen sind 3D-Simulationen der Grundwasserströmung und des Wär- metransports [8] sowie Meteodaten der Universität Basel. AUG, Universität Basel 5

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RESULTATE UND DISKUSSION TEMPERATURMESSUNGEN Tiefgaragen Die gemessenen TTG in der Tiefgarage Storchen (Fig. 2 und Tab. 2) resultieren in einem Mittelwert von 19,6 °C. Die durchschnittliche ΔT zu Tmeteo (Mittelwert: 12,2 °C) liegt bei 7,4 °C, wobei saisonale Unter- schiede beobachtet werden können. TGW an der GWM 1052, die sich 460 m nordwestlich und im Grundwasserzustrom der Tiefgarage befindet (Fig. 1 und Tab. 1), zeigt lediglich geringe Temperatur- schwankungen zwischen 16,3 und 16,6 °C (Mittelwert: 16,4 °C). Fig. 2 TTG, TGW, TGWsim und Tmeteo von De- zember 2019 bis Dezember 2020 für die Tiefgaragenstandorte (Standort St. Claraspital: dunkelrote Linie 2. UG, hellrote Linie 3. UG, TGW nur für GWM 396). Zur Verdeutlichung von Trends und Zusammenhängen in grösserem Rahmen sind sowohl die tatsächlich gemessenen stündlichen Temperaturwerte als auch die glei- tenden Mittelwerte von TTG und Tmeteo dargestellt. Die Temperatur- daten der kantonalen GWM wurden, wenn möglich, in Abhängigkeit ihrer Position im zu- und Abstrom des Grundwassers zur jweiligen Tiefgara- gen abgeblildet [11]. Mit 21,5 °C wird an der Tiefgarage Clarastrasse der höchste TTG-Mittelwert gemessen, wobei hier auch die geringsten täglichen sowie gesamtzeitlichen Schwankungen zu beobachten sind (Fig. 2, Tab. 2). Die durchschnittliche ΔT zu Tmeteo (Mittelwert 12,2 °C) liegt bei 9,3 °C. Die beiden GWM befinden sich 1,6 km nordöstlich (1064) und 140 m südwestlich (1161) im Grundwasserzustrom und -abstrom der Tiefgaragen (Fig. 1 und Tab. 1). Auch diese beiden Messstationen weisen keine grossen Temperatur- schwankungen des Grundwassers im Jahresverlauf auf. Bei GWM 1064 variiert das TGW-Tagesmittel zwischen 14,4 im Dezember und 13,6 °C im März mit einem Gesamtmittel von 14,1 °C. Bei GWM 1161 schwankt das TGW-Tagesmittel zwischen 14,5 und 15,0 °C, der Mittelwert von 14,8 °C ist an dieser GWM um 0,7 °C höher als jener bei GWM 1064. In der Tiefgarage St. Claraspital wurden auf zwei Stockwerken AUG, Universität Basel 6

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TTG-Messungen durchgeführt (2. UG und 3. UG; Fig. 2 und Tab. 2; aufgrund einer technischen Fehlfunk- tion wurden aus dem 3. UG nur Daten bis Mitte Oktobererfasst). Beide Temperaturkurven zeigen einen sehr gleichförmigen Verlauf, mit einer konstanten ΔT von ca. 1,2 °C. Die mittleren Temperaturen be- tragen hier 20,8 °C im 2. UG und 19,6 °C im 3. UG und sind damit um 8,6 bzw. 7,4 °C höher als der Tmeteo-Mittelwert (12,2 °C). Der Wertebereich der TTG-Tagesmittel liegt zwischen 30,4 und 13,5 °C im 2. UG bzw. zwischen 29,0 und 13,4 °C im 3. UG. Dies sind sowohl die höchsten als auch die tiefsten ge- messenen Tagesmitteltemperaturen aller Standorte. Die GWM 1064 liegt 370 m nördlich im Grund- wasserzustrom der Tiefgarage. Mit einem Mittelwert von 14,1 °C liegt die Temperatur hier rund 1 °C unter den Mittelwerten der anderen beiden GWM. Die GWM 3966 liegt 320 m südlich und die GWM 1075 500 m südwestlich, beide im Grundwasserabstrom der Tiefgarage (Fig. 1 und Tab. 1). Die TGW- Mittelwerte der Messstation südlich der Tiefgarage liegen mit 14,9 °C bei GWM 3966 und 14,8 °C bei GWM 1075 nah beieinander. Die TTG-Messung des Standorts St.-Jakob-Park zeigt einen ähnlichen Verlauf wie die Messungen in der Tiefgarage des St. Claraspitals (Fig. 2 und Tab. 2). Der Mittelwert beträgt 19,6 °C, 7,8 °C höher als der Tmeteo-Mittelwert (11,8 °C). Die GWM 20J96 befindet sich 1,1 km südsüdöstlich im Grundwasserzu- strom der Tiefgarage St.-Jakob-Park (Fig. 1). Der hier gemessene Mittelwert beträgt 13,0 °C. Die mitt- lere ΔT zwischen TTG und TGW beträgt im Winter 3,4, im Frühling 4,1, im Sommer 11,1 und im Herbst 8,0 °C. Die zweite GWM (749) liegt 710 m nördlich im Grundwasserabstrom der Tiefgarage St.-Jakob- Park (Fig. 1 und Tab. 1). Der TGW-Mittelwert beträgt hier 12,9 °C, 0,1 °C niedriger im Vergleich zu GWM 20J96. Tab. 2 Resultate der fünf Tiefgaragen-Messstandorte (verändert nach [11]). Der TTG-Mittelwert in der Tiefgarage Anfos beträgt 20,7 °C, 8,9 °C höher als der Tmeteo-Mittelwert. Die GWM 931 befindet sich ca. 430 m westlich im Grundwasserzustrom der Tiefgarage. Die mittlere TGW beträgt hier 16,7 °C. ΔT zwischen TGW und TTG beträgt 4,0 °C. Die zweite GWM (3755) liegt ca. 170 m nordöstlich im Grundwasserabstrom der Tiefgarage (Fig. 1 und Tab. 1), der TTG-Mittelwert liegt hier bei 18,9 °C. Die Temperatur ist hier durchschnittlich 2,2 °C höher als an der GWM 931, ΔT zwischen dem TGW und TTG-Mittelwert beträgt 1,8 °C. AUG, Universität Basel 7

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Tunnelbauwerk Die Mittelwerte der gemessenen Lufttemperaturen im Tunnelbauwerk «Nordtangente» liegen zwi- schen 13,7 °C (Tunnelportal) und 18,1 °C (Abfahrt TLR), die tiefsten Temperaturmittelwerte wurden also in der Nähe der Einfahrt, die höchsten im Tunnelinneren gemessen. Die tiefsten Messwerte be- tragen –0,3 bis 7,7 °C, die Maxima liegen zwischen 28,4 und 32,8 °C. So entstehen sowohl in den Win- ter- als auch in den Sommermonaten Unterschiede zur Grundwassertemperatur von bis zu –15,3 bzw. 17,8 °C (Fig. 3). Fig. 3 Gemessene Temperaturtagesmittel der Tunnelinnenluft an verschiede- nen Standorten des Tunnelbauwer- kes Nordtangente; dargestellt zu- sammen mit mittlerer Temperatur an der GWM 1443 aus Figur 1 [11]. TEMPERATURSCHWANKUNGEN Dass die täglichen Temperaturschwankungen nicht von der Standorttiefe abhängig sind, zeigen u. a. die Werte der Messung im 3. UG der Tiefgarage des St. Claraspitals. Der mit 11,2 m Distanz zur Gelän- deoberkante zweittiefste Standort zeigt auch die zweithöchsten täglichen Temperaturschwankungen nach der Messung im 3. UG der Tiefgarage. In einer genaueren Analyse der Temperaturverläufe ein- zelner Wochen an den Standorten Storchen, St. Claraspital und St.-Jakob-Park wurde deutlich, dass für diese Standorte tägliche TTG-Maxima an Wochenenden und Feiertagen fehlen bzw. schwächer ausge- prägt sind als jene an den Standorten Clarastrasse und Anfos. Dieses Phänomen zeigt sich besonders deutlich in den Monaten März bis Mai. Aufgrund der Covid-19-Pandemie wurde am 16. März 2020 in der Schweiz die ausserordentliche Lage gemäss Epidemiegesetz erklärt. Diese hatte zur Folge, dass, laut Medienmitteilung des Bundesamtes für Gesundheit (BAG) vom 13. März 2020, «alle Läden, Märkte, Restaurants, Bars sowie Freizeit- und Unterhaltungsbetriebe» zwischen dem 16. März und dem 11. Mai 2020 geschlossen wurden [23]. In diesem Zeitraum fallen die TTG-Schwankungen kleiner aus, im Vergleich zum Tmeteo-Tagesgang, der mehr oder weniger unverändert bleibt. Der grösste be- einflussende Faktor ist dementsprechend die Nutzungsart der Tiefgaragen, also die Anzahl der ein- und AUG, Universität Basel 8

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ausfahrenden Fahrzeuge und der Betrieb von Kühl- bzw. Heizanlagen, welche an Wochenenden und Feiertagen sowie während des Lockdowns im Frühjahr deutlich geringer ausfallen. Figur 4 zeigt die täglichen Temperaturgänge in den Tiefgaragen, dargestellt in Kalenderwochen. In der Darstellung farb- lich hervorgehoben sind einige Wochen, die eine oder mehrere Anomalien wie z.B. Feiertage enthal- ten. Für die Tiefgaragen Storchen und St. Jakob zeigt sich die vorwiegend von Kunden der umliegenden Läden und Geschäfte bzw. des angeschlossenen Shoppingcenters geprägte Nutzung im Verlauf von TTG (Fig. 4). Obwohl die Tiefgaragen an 365 Tagen im Jahr geöffnet sind, bleiben Temperaturschwankungen an allen gesetzlichen Feiertagen aus. Am verkaufsoffenen Sonntag ist hingegen eine deutlich höhere Temperatur zu verzeichnen als an den restlichen Tagen dieser Woche. Auch im Vergleich mit anderen Sonntagen ist der Unterschied signifikant. In der ausgewählten Woche während des Lockdowns blei- ben die sonst kennzeichnenden Temperatur-Peaks ebenfalls aus. Fig. 4 TTG-Tagesgänge der Tiefgarage für verschiedene ausgewählte Kalender- wochen; Wochen bzw. Tage mit Be- sonderheiten sind hervorgehoben und gekennzeichnet. (Quelle: [11]) Die Temperaturschwankungen in den Tiefgaragen Clarastrasse und Anfos sind kaum vergleichbar mit denjenigen der Tiefgarage Storchen (Fig. 4). Aufgrund der mehrheitlich privaten Nutzung bzw. ver- gleichsweise geringen Nutzung der Tiefgaragen unterscheiden sich der verkaufsoffene Sonntag, Weih- nachten und Neujahr und auch die ausgewählte Woche während des Lockdowns kaum von anderen Wochen. AUG, Universität Basel 9

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Die beiden Messungen in der Tiefgarage des St. Claraspitals zeigen einige Unterschiede (Fig. 4). Wäh- rend sich im 2. UG, welches überwiegend von Besuchenden der Patienten und Patientinnen genutzt wird – auch an Sonn- und einigen Feiertagen wie Auffahrt und dem 1. August –, Temperatur-Peaks entwickeln, bleibt die Temperatur im Stockwerk darunter, welches v.a. dem Personal zur Verfügung steht, meist über das gesamte Wochenende, ebenso wie an Feiertagen, vergleichsweise konstant. Da das St. Claraspital als Gesundheitseinrichtung nicht dem Lockdown unterlag, sind in dieser Zeit im 3. UG keine ungewöhnlichen Abweichungen der Temperatur zu beobachten, im 2. UG fallen die täglichen Schwankungen aufgrund der strengeren Regeln für Besuchende etwas tiefer aus. ERKENNTNISSE Aus den Temperaturmessungen und Nutzungsfrequenzen der Tiefgaragen lassen sich folgende Er- kenntnisse ableiten: (1) je höher die Ausgangstemperatur, desto höher ist auch die Ausprägung tägli- cher Temperaturschwankungen; (2) das Ausbleiben von Temperaturausschlägen an Sonn- und Feier- tagen in den Tiefgaragen, welche ansonsten die ausgeprägtesten Tagesgänge zeigen, deuten darauf hin, dass hier die Nutzung, also das Einstellen aufgeheizter Fahrzeuge und der Betrieb von Heiz- und Kühlanlagen, den stärksten Einfluss auf die Temperaturen (bis zu 2 °C) hat. Besonders deutlich konnte dies im Zeitraum des Lockdowns während der Covid-19-Pandemie zwischen März und Mai 2020 beo- bachtet werden. So blieben für Tiefgaragen, welche durch die Öffentlichkeit genutzt werden (z. B. das Parking eines Shoppingcenters), regelmässig eintretende tägliche Temperaturschwankungen aus. EINFLUSS VON TTG AUF TGW Die einzelnen Verläufe in Figur 2 zeigen, dass TTG während überwiegender Zeit höher sind als jene des umgebenden Grundwassers. Vor allem in den Sommermonaten sind sehr hohe Temperaturunter- schiede von bis zu über 14 °C zu beobachten. Auch im Winter und Frühling sinkt ΔT selten in den ne- gativen Bereich und dies auch nur, wenn bereits deutlich erhöhte TGW vorliegen. Die Wärmeabsorption kann also die -emissionen der Tiefgaragen nicht ausgleichen; über den Zeitraum, für den TGW-Messun- gen vorliegen, beläuft sich die höchste Anzahl von Tagen mit negativem ΔT-Wert auf 32. Zusammen- fassend zeigen die Vergleiche zwischen den Temperaturunterschieden in den Tiefgaragen, den Tem- peraturmessungen in nahegelegenen Grundwassermessstellen und den Resultaten einer Wämetrans- portmodellierung den Zusammenhang von Einwirkungen der Nutzungsintensität der Tiefgaragen. In Abhängigkeit von Gebäudetiefe, Grundwasser-Spiegelhöhe und -Fliessgeschwindigkeit konnten die Wärmelasten für die ausgewählten Tiefgaragen quantitativ abgeschätzt werden. Vor allem die Grösse der Fläche, die in Kontakt mit dem Grundwasser steht, beeinflusst in hohem Mass, wie viel Wärme in das Grundwasser abgegeben wird. AUG, Universität Basel 10

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VERGLEICH VON TIEFGARAGEN UND AUTOBAHNTUNNEL NORDTANGENTE Im Gegensatz zu den Tiefgaragen liegen die Temperaturen in den Tunneln der Nordtangente an durch- schnittlich 191 Tagen der einjährigen Messperiode unter der mittleren TGW. In den Winter- und teil- weise auch in den Herbst- und Frühlingsmonaten wurden Temperaturen gemessen, die die mittlere TGW deutlich um bis zu 15 °C unterschreiten. In diesen Monaten wird demnach Wärme aus dem Grund- wasser durch die Untergrundstruktur absorbiert. In den Sommermonaten kehrt sich die Situation, die Temperaturen steigen um bis zu 17,8 °C über die mittleren TGW, während eines Zeitraums von durch- schnittlich 174 Tagen wird Wärme von den Tunnelbauwerken an den Grundwasserkörper abgegeben. Fig. 5 Boxplot-Darstellung der gesamten Eges (kW) und normierten Enorm (Wm–2). Wärmelast der Unter- grundstrukturen sortiert nach an- steigender Kontaktfläche zum Grundwasserkörper (Tab. 3): Cla- rastrasse (4’041 m2), Claraspital (4’905 m2), Anfos (12’155 m2), Storchen (29’995 m2), St. Jakob (59’802 m2) und Nordtangente (111’000 m2). (Quelle: [11]) Es entsteht also über das gesamte Jahr hinweg ein Gleichgewicht zwischen Wärmeemission und -ab- sorption, dass in den Tiefgaragen nicht zu erkennen ist (Fig. 5 und Tab. 3). Die Gebäudeform der Un- tergrundstruktur spielt also eine wesentliche Rolle im Wärmehaushalt: Die offene Struktur des Tun- nelbauwerkes lässt vor allem über die Tunnelportale einen deutlich grösseren Austausch mit der Aus- senlufttemperatur und demnach ausgeprägtere Temperaturschwankungen über die Jahreszeiten zu als die eher geschlossene, kompaktere Form der Tiefgarage. Im Tunnel besteht zudem eine ständige Bewegung der Fahrzeuge sowie eine zusätzliche künstliche Ventilation, welche den Luftaustausch för- dert. Dagegen werden die Fahrzeuge in den Tiefgaragen meist abgestellt, wo sie abkühlen und Wärme an die Umgebung abgeben. AUG, Universität Basel 11

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Tab. 2 Wärmeaustausch der Tiefgaragen und des Autobahntunnels Nord- tangente mit dem Grundwasserkörper, normiert auf m2 (Enorm) und für die gesamte Gebäudekontaktfläche zum Grundwasser (Eges) (verändert nach [11]). SCHLUSSFOLGERUNGEN Eine nachhaltige thermische Bewirtschaftung urbaner Untergrundressourcen sollte eine angemessene Bewertung der thermischen Auswirkungen, einschliesslich der Quantifizierung der Wärmelasten von Gebäudestrukturen, umfassen. Im Rahmen unserer Untersuchungen können wir die folgenden vier Schlussfolgerungen für die evaluierten Untergrundstrukturen in Basel ziehen: (1) Zu fast jedem Zeitpunkt liegt TTG über Tmeteo, erst in den Frühlings- und Sommermonaten liegt Tmeteo aufgrund der hohen Aussenlufttemperaturen kurzzeitig über TTG. (2) Ein wesentlicher Einflussfaktor auf TTG ist der Wärmeeintrag von Kraftfahrzeugen, der Einflussfaktor Nutzung ist grösser als jener der Standorttiefe. Dieser sorgt für eine zusätzliche Erhöhung der TTG-Ta- gesmittel um 1 bis 2 °C. (3) Die abgeschlossene Gebäudeform von Tiefgaragen begünstigt das Entstehen erhöhter TTG, die in einer grösseren oder kleineren, aber konstanten Wärmelast in das Grundwasser resultieren. Darin un- terscheiden sich Tiefgaragen von Tunnelbauwerken, die deutlich grössere jahreszeitliche Temperatur- unterschiede und einen vergleichsweise ausgeglicheneren Wärmeaustausch aufweisen. (4) Die Resultate illustrieren den thermischen Einfluss der Untergrundstrukturen auf das Grundwasser, wobei die Temperaturen im Grundwasserabstrom der Tiefgaragen teilweise um bis zu 2,7 °C höher sind verglichen mit jenen in den GWM gemessenen TGW im Grundwasserzustrom. AUG, Universität Basel 12

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BIBLIOGRAPHIE [1] Ferguson, G., Woodbury, A. D. (2007): Urban heat island in the subsurface. Geophys. Res. Lett. 34, L23713. https://doi.org/10.1029/ 2007GL032324 [2] Zhu, K. et al. (2010): The geothermal potential of urban heat islands. Environ. Res. Lett. 5, 44002. https://doi.org/10.1088/1748-9326/5/4/044002 [3] Menberg, K. et al. (2013a): Subsurface urban heat islands in German cities. Sci. Total. Environ. 442, 123– 133 [4] Epting, J., Huggenberger, P. (2013): Unraveling the heat island effect observed in urban groundwater bod- ies – Definition of a potential natural state. J. Hydrol. 501, 193–204 [5] Epting, J. et al. (2013): Thermal management of an unconsolidated shallow urban groundwater body. Hy- drol. Earth Syst. Sci. 17, 1851–1869 [6] Epting, J. et al. (2017a): The thermal impact of subsurface building structures on urban groundwater re- sources – A paradigmatic example. Sci. Total Environ. 596–597, 87–96 [7] Epting, J. et al. (2017b): Development of concepts for the management of thermal resources in urban areas – Assessment of transferability from the Basel (Switzerland) and Zaragoza (Spain) case studies. J. Hydrol. 548, 697–715. https://doi.org/10.1016/j.jhydrol.2017.03.057 [8] Mueller, M. H. et al. (2018): Combining monitoring and modelling tools as a basis for city-scale concepts for a sustainable thermal management of urban groundwater resources. Sci. Total Environ. 627, 1121–1136 [9] Bobylev, N. (2009): Mainstreaming sustainable development into a city’s master plan: a case of urban un- derground space use. Land Use Policy 26, 1128–113 [10] Possemiers, M. et al. (2014): Influence of aquifer thermal energy storage on groundwater quality: a review illustrated by seven case studies from Belgium. J. Hydrol. 2, 20–34 [11] Becker, D., Epting, J. (2021): Thermischer Einfluss urbaner Untergrundstrukturen auf die Grundwassertem- peraturen im Kanton Basel-Stadt. Grundwasser – Zeitschrift der Fachsektion Hydrogeologie 26, 269–288. https://doi.org/10.1007/ s00767-021-00483-1 [12] CEC, C.o.t.E.C. (2000): Directive of the European Parliament and of the Council Establishing a Framework for Community Action in the Field of Water Policy: Joint Text Approved by the Conciliation Committee. 1997/0067(COD). C5-0347/00 [13] Bates, B.C. et al. (2008): Technical Paper of the Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC Secre- tariat, Geneva, 210 pp. [14] Brielmann, H. et al. (2009): Effects of thermal energy discharge on shallow groundwater ecosystems. FEMS Microbiol Ecol 68, 273–286 [15] Jesußek, A. et al. (2013): Impacts of subsurface heat storage on aquifer hydrogeochemistry. Environ Earth Sci 69, 1999–2012 [16] Kipfer, R., Livingstone, D.M. (2008): Water Resources and Climate Change. In: News, E. (Ed.) [17] Deru, M. (2003): A Model for Ground-coupled Heat and Moisture Transfer from Buildings. National Renew- able Energy Laboratory [18] Epting, J. (2017): Thermal management of urban subsurface resources – Delineation of boundary condi- tions. Procedia Eng. https:// doi. org/10.1016/j.proeng.2017.11.133 [19] Iskander, M. et al. (2001): Instrumentation and monitoring of a distressed multistory underground parking garage. J. Perform. Constr. Facil. 15, 115–123 AUG, Universität Basel 13

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2 HYDRAULISCHER UND THERMISCHER EINFLUSS VON UNTER- GRUNDBAUTEN EVALUIERUNGSANSÄTZE UND NUTZUNGSPOTENZIALE Originalpublikation: Epting J, Råman Vinnå L, Affolter A, Scheidler S, Schilling O.S (2023) An- passungsstrategien an den Klimawandel - Lösungsansätze zum Wärmemanagement von Grund- und Oberflächenwasserressourcen AQUA & GAS No. 6, 28 -36 Jannis Epting1, Stephan Février2, Annette Affolter1, Horst Dresmann1, Oliver S. Schilling3,4 1Angewandte und Umweltgeologie (AUG), Hydrogeologie, Departement Umweltwissenschaften, Uni- versität Basel; 2Holinger AG; 3Hydrogeologie, Departement Umweltwissenschaften, Universität Basel; 4Eawag RECHTLICHE RAHMENBEDINGUNGEN Für Bauwerke im Untergrund, die innerhalb von Grundwasser gesättigten Lockergesteinen verlaufen und bei denen mit Rückstaueffekten und der Entwicklung stagnierender Grundwasserzonen zu rech- nen ist, verlangt die Schweizerische Gewässerschutzverordnung (GSchV 2001) technische Massnah- men zur Verbesserung des Grundwasserdurchflusses. Zu diesen technischen Massnahmen gehören der Einbau von Dükersystemen oder ziehbaren Spundwänden und Schieberpfählen [1]. Unterirdische Bauwerke führen zudem oft auch zu einem Wärmeeintrag in den Grundwasserleiter. Nach GSchV (2001) dürfen Änderungen der Grundwassertemperaturen in 100 m Abstrom eines ther- mischen Eingriffs maximal 3 °C im Vergleich zu einem natürlichen – also anthropogen unbeeinflussten – thermischen Zustand betragen. Es ist aber zu berücksichtigen, dass Temperaturerhöhungen im Abstrom unter anderem massgebend von der Grundwasserfliessgeschwindigkeit abhängen. So kann ein thermischer Einfluss bei hohen Grundwasserfliessgeschwindigkeiten sehr weit reichen, während er bei niedrigen Fliessgeschwindigkeiten lokal begrenzt ist [2]. Für die Beurteilung des Einflusses von grossflächigen Einbauten in das Grundwasser sollte deshalb neben der Temperatur auch der effektive Energieeintrag als massgebende Grösse Berücksichtigung finden (Fig. 1). Wie in vielen urbanen Gebieten ist das Grundwasser im Raum Basel aufgrund anthropogener Wärme- einträge bereits vielerorts im Mittel um ca. 5 bis über 7 °C wärmer im Vergleich zu angrenzenden we- niger urbanisierten Bereichen [4]. Aber auch in ländlichen Gebieten sind die Grundwassertempera- turen gegenüber den natürlicherweise zu erwartenden Temperaturen oft schon erhöht, so z. B. im Grundwasserleiter Gäu im Mittelland [5]. Um einen weiteren Anstieg der ohnehin schon erhöhten Grundwassertemperaturen zu verhindern, müssen daher für viele neue Bauvorhaben im Untergrund Lösungen gefunden werden, die den thermischen Einfluss entweder minimieren oder die mit den Bau- werken in das Grundwasser eingebrachte Wärme als wertvolle Ressource sinnvoll nutzen. AUG, Universität Basel 15

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Fig. 2 Oben links: 3D-Ansicht, einschliesslich Untergrundstrukturen, Herzstück-S-Bahntunnel und Nordtangente und ther- misches Grundwasser- regime für einen Teilbereich von Basel. Oben rechts: simulierter Wärmeeintrag der Unter- grundstruktur und Temperaturerhöhungen in 100 m Abstrom (Abstand Untergrundstruktur zum Grundwasserspiegel: – unterhalb; + oberhalb Grundwasserspiegel). Unten: schematisches vertikales Längsprofil und thermische Beeinflus- sung im Abstrom einer Untergrundstruktur (verändert nach [2] und [3]). HYDRAULISCHE UND THERMISCHE BEEINFLUSSUNG Für eine Beurteilung des hydraulischen Einflusses von Untergrundbauwerken auf das Grundwasser- fliessregime (Fliessrichtung und -geschwindigkeit sowie Grundwasserbilanzen) in Lockergesteins- Grundwasserleitern müssen verschiedene, durch den Bau entstehende Aspekte betrachtet werden: – Reduktion des Querschnitts für den Grundwasserfluss – Grundwasseraufstau und -absenkung im Bereich der Untergrundbauwerke – Veränderung der Wasserbilanzen im Aquifer und im Bereich der Untergrundbauwerke Bis sich nach baulichen Eingriffen im Untergrund ein neuer hydraulischer und thermischer Zustand im Grundwasserfliessregime einstellt, braucht es Zeit. Dies sollten Monitoringkonzepte zur Beurteilung der hydraulischen und thermischen Beeinflussung während des Baus und der späteren Betriebsphase von Untergrundstrukturen unbedingt berücksichtigen. Beispielsweise konnte bei verschiedenen Standorten in Basel (Fig. 2) gezeigt werden, dass ein theoretisch natürlicher Zustand der Grundwasser- temperaturen, ohne anthropogene Beeinflussung durch Bauten oder thermische Nutzungen, sich erst nach zehn bis zwölf Jahren wieder einstellt [4]. Ist das neue Gleichgewicht erreicht, steigen die simu- lierten Grundwassertemperaturen wieder an – dies entsprechend dem positiven, aus der Lufttempe- ratur und der Temperatur von infiltrierendem Oberflächengewässer bedingten Trend (Fig. 3). Die be- schriebene Modelliermethodik eignet sich für das Ableiten von Zeitskalen dieses thermischen «Erinne- rungseffekts» sowie von «Retardationseffekten» (Zeitversatz zwischen hydraulischen und thermischen Veränderungen im Grundwasserregime), wie sie nach hydraulischen und thermischen Eingriffen im AUG, Universität Basel 16

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Untergrund in verschiedenen Grundwasserleiter zu erwarten sind. Dies ist insbesondere auch vor dem Hintergrund der Klimaerwärmung sowie den geplanten Anpassungen der Regelung der thermischen Nutzung des Untergrunds (gemäss der am 9.3.2023 angenommenen Motion Jauslin 22.3702) wichtig. Fig. 2 Die geplanten Tunnelbauwerke in Basel: «Rheintunnel» und der S- Bahntunnel «Herzstück». Hervorge- hoben sind Standorte mit potenziel- ler Beeinflussung des Grundwasser- fliessregimes, einschliesslich Tunnel- abschnitte (TA1-4) des Rheintunnels sowie die beiden Tiefbahnhöfe «SBB» und «Basel Badischer Bhf.» sowie der Tunnelabschnitt «St. Jo- hann» des S-Bahntunnels (grün) und Standorte Grundwassermessstellen (GWM) 1-3 (orangefarbene Punkte; vgl. Fig. 3). Neben dem Memoryeffekt resultieren, in Abhängigkeit der gebauten Untergrundstruktur, auch unter- schiedliche thermische Einwirkungsmuster auf das Grundwasser. So unterscheiden sich zum Beispiel die Einwirkungen von Tiefgaragen und Bahn- oder Autobahntunnels teils massiv (Fig. 3; [6, 7]). Luft- temperaturen in Tiefgaragen (TTG) weisen beispielsweise im Vergleich zur umgebenden Grundwasser- temperatur (TGW) generell eine höhere Fluktuation auf, mit viel tieferen Lufttemperaturen im Winter und höheren Lufttemperaturen im Sommer. Die Temperaturdifferenz ΔT zwischen der Lufttemperatur im Bauwerk und der umgebenden Grundwassertemperatur ist so beispielsweise zu Beginn des Winters typischerweise klein, nimmt im Verlauf des Winters zu und gegen Frühling hin wieder ab. Für Auto- bahntunnels hingegen ist die Temperatur der Tunnelinnenluft (TTunnel) im Winter im Vergleich zur Grundwassertemperatur typischerweise sehr hoch, wobei für Autobahntunnel saisonale Fluktuationen beobachtet werden können. Die Differenz ΔT nimmt für Autobahntunnel, im Gegensatz zu Tiefgaragen, über grössere Zeiträume hinweg negative Werte an, was wiederum bedeutet, dass dem Grundwasser zeitweise auch Wärme entzogen wird; dies v. a. in den Portalbereichen der Autobahn. Im Sommer- halbjahr hingegen findet ein Wärmeeintrag in den Grundwasserleiter statt. AUG, Universität Basel 17

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Fig. 3 Oben: Ableitung von Zeitskalen für den thermischen «Memory Effekt» und «Retar- dations-effekt» für den untersuchten Grundwasserkörper (Standorte GWM in Fi- gur 2; verändert nach [4]). Unten: Jahres- verlauf thermischer Einwirkungsmuster: Das Verhältnis von TTG und TTunnel zu TGW resultiert in verschiedenen ΔT-Profilen, ab- hängig von den jeweiligen Temperaturver- läufen über die Zeit (verändert nach [6, 7]). NORDWESTSCHWEIZ Die Nordwestschweiz ist die zweitwichtigste Wirtschaftsregion der Schweiz. Aufgrund ihrer geografi- schen Lage führt der stark zunehmende Personen- und Güterverkehr zu einem erheblichen Druck auf die Raumplanung, die eine entscheidende Rolle bei der Entwicklung der Region spielt. Insbesondere in der Region Basel ist die Folge ein verstärktes Ausweichen in den Untergrund, was sich aktuell unter anderem in den Planungen des «Rheintunnels Basel» und der Regio S-Bahn «Herzstück» widerspiegelt. RHEINTUNNEL BASEL Das Kernstück des «Rheintunnels Basel» sind zwei zweispurige Tunnelbauwerke, der «Rheintunnel West» mit einer Länge von 3,6 km und der «Rheintunnel Ost» mit 3,8 km. Beide Tunnelbauwerke un- terqueren den Rhein im Festgestein. Der «Rheintunnel West» teilt sich gegen Norden auf in den Tun- nelabschnitt «Wiese» und den Tunnelabschnitt «Klybeck» mit Längen von jeweils ca. 1 km (Fig. 2). Für verschiedene Abschnitte des «Rheintunnels Basel» wurden die thermischen Potenziale abgeschätzt und technische Möglichkeiten zur Wärmenutzung der Tunnelluft und des in Dükersystemen zirkulie- renden Grundwassers evaluiert. Als Grundlage für die Analyse dienten Erkenntnisse, die im Rahmen des BFE-Forschungsprojektes ThePoTun [8] durch Messungen der Tunnelinnenlufttemperaturen für verschiedenen Bereiche des bereits existierenden Tunnelbauwerks «Nordtangente» gewonnen wur- den [6–7]. Die Messungen ermöglichten eine realistische Beschreibung und Modellierung des Verlaufs der Tunnelinnenlufttemperaturen. Die entsprechenden Erkenntnisse und Modellierungsansätze wur- den für die Evaluation des thermischen Einflusses des geplanten Rheintunnels auf den Untergrund übertragen. Die resultierenden Berechnungen für den Rheintunnel haben gezeigt, dass die grosse Kon- taktfläche zwischen dem geplanten Tunnelbauwerk und dem umgebenden Untergrund, insbesondere im grundwassergesättigten Aquifer, zu einem starken Wärmeaustausch führen wird (Tab. 1). Je nach AUG, Universität Basel 18

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Position des Tunnelbauwerks können dabei saisonale Unterschiede mit einem Wärmeentzug aus dem Grundwasser im Winter von bis zu 41 kW und einem Wärmeeintrag in das Grundwasser im Sommer von bis zu 56 kW resultieren. Tab. 2 Spalten 5-6: Geschätzter Wärmeaustausch Qges (–: Wärmentzug; +: Wämeeintrag) der verschiedenen Tunnelab- schnitte (TA1-4) des Rheintunnels (aktueller Projektstand September 2022) mit dem Grundwasserkörper für die ge- samte Gebäudekontaktfläche und den Streckenverlauf im Grundwasser. Spalten 7–12: Resultate des BFE-Forschungs- projektes «ThePoTun» [8] und Zusammenstellung der spezifischen Gesamtwärmeleistung En, des saisonalen Wär- meaustausches und die durch Wärmepumpen lieferbare Wärmeenergie für die Realisierung von Wärmetauschern in Dükersystemen. Wärmetausch Dükersysteme Wärmetauscher in Dükersystemen stellen eine ideale Infrastruktur für die thermische Nutzung von Untergrundbauten dar, da Düker aus Gründen des Grundwasserschutzes ohnehin realisiert werden müssen (Fig. 4). Evaluationen im Rahmen von ThePoTun [8] zeigten bereits, dass ein Wärmeentzug aus dem Drainagewasser sich nur für Abschnitte, in denen der Rheintunnel senkrecht zur regionalen Grundwasserströmung verläuft und vergleichsweise hohe Grundwassertemperaturen existieren, sich energetisch durchaus rentieren würde. So könnten z. B. durch den Wärmeentzug aus dem Drainage- wasser entlang des Tunnelabschnittes «Wiese» eine Wärmeenergie von 1,1 GWh im Sommer und 2,1 GWh im Winter entzogen werden (Tab. 1). Nutzung der Tunnelluftwärme Alternativ zur Nutzung der Dükersysteme könnte eine Nutzung der Tunnelluftwärme, beispielsweise durch Entnahme und Abkühlung eines Teilstroms der Tunnelluft am Tunnelausgangsportal, erfolgen. Eine erste Abschätzung des Wärmepotenzials aus der Tunnelluft an den Tunnelausgangsportalen AUG, Universität Basel 19

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«Badischer Bahnhof» und «Wiese» in Kleinbasel und dem Tunnelportal in Birsfelden resultierte in ei- nem technisch nutzbaren Wärmepotenzial von insgesamt 43 GWh pro Tunnelröhre. Die so gewonnene Wärme könnte über Rohrleitungen in nahe gelegene Wohngebiete geleitet werden, die sich dann über Wärmepumpen beheizen liessen. Somit könnte durch Abkühlung der Tunnelluft in den Wintermona- ten gleichzeitig Verkehrsabwärme, Umgebungsluftwärme und Grundwasserwärme zur Gebäudebehei- zung genutzt werden. Fig. 3 Funktionsweise der thermischen Nutzung (Heizen im Winter) des Grundwassers in Dükersystemen (WP – Wärmepumpe). Sollte neben der Versorgung von Stadtquartieren mit nachhaltiger Wärme auch die Verhinderung ei- nes Wärmeeintrags in das Grundwasser im Vordergrund stehen, könnte zusätzlich durch eine Kühlung der Tunnelinnenluft der Wärmeeintrag in das Grundwasser verringert werden. Alternativ könnte der Wärmeeintrag aus der Tunnelluft auch durch eine Wärmeentnahme aus einem Düker ausgeglichen werden (Fig. 5). S-BAHNTUNNEL «HERZSTÜCK» Der geplante S-Bahntunnel «Herzstück» ist ein ca. 6 km langes Tunnelbauwerk, das den Bahnhof «Ba- sel SBB», den «Badischen Bahnhof» und den Bahnhof «St. Johann» miteinander verbinden soll (Fig. 2). Die verschiedenen Abschnitte der S-Bahntunnelbauwerke verlaufen im Festgestein und teilweise in den Grundwassergesättigten und ungesättigten Lockergesteinen. Die auf- und absteigenden Ab- schnitte des Tunnels verlaufen zudem teils senkrecht zur regionalen Grundwasserströmung. Im Rahmen von ThePoTun [8] wurden für den Bahntunnel in der Tunnelwand installierte Wärmeabsor- bersegmente (Tunnelabsorbersystem, TAS; Fig. 6) simuliert. Diese Lösung wurde für das Tunnelportal beim «Badischen Bahnhof» und in der Nähe der Zwischenstation «Tiefhaltestelle Klybeck» evaluiert. Für beide Standorte konnte in Kooperation mit der Politecnico di Torino (I) das technisch und nume- risch validierte TAS EnerTun [9] in hochaufgelösten lokalen 3D-Wärmetransportmodelle implementiert werden. Die gewählten Standorte bieten technische Vorteile durch die Möglichkeit zur direkten AUG, Universität Basel 20

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Nutzung der Energie (Warmwasser und Heizen), ausreichende Platzverhältnisse für die Installation von Wärmepumpen sowie die über die Stationsbauwerke existierende Verbindung zur Erdoberfläche. Mit- tels Szenarienberechnungen wurde anschliessend die technische Machbarkeit von TAS in der Tunne- linnen- und -aussenwand, sowie deren Kombination, evaluiert (Fig. 6). Fig. 5 Oben: Funktionsweise der thermi- schen Nutzung der Tunnelluft am Tunnelausgangsportal (links) und Kühlung der Tunnelinnenluft zur Reduktion des Wärmeeintrags in das Grundwasser (rechts). Unten: Alternative Lösung und Kombina- tion mit einem Dükerwasser-Wär- metauscher. Ein regionales 3D-Wärmetransportmodell (FeFlow; DHI) von Basel ermöglichte es, neben der Grund- wasserströmung auch den advektiven und konduktiven Wärmetransport im Untergrund zu simulieren. Die Simulationen erlaubten es sowohl lokal als auch regional die Dynamik hydrodynamischer und ther- mischer Prozesse sowie die zahlreichen Wechselwirkungen der verschiedenen natürlichen und anth- ropogenen Randbedingungen für die Lockergesteins-Grundwasserleiter in Basel zu untersuchen und zu quantifizieren [10–11]. Dies wiederum erlaubte es, das thermische Potenzial von TAS im Kontext der geologischen und hydrogeologischen Randbedingungen des Stadtgebiets von Basel zu evaluieren. Wie die Modellrechnungen zeigten, ist für Tunnelabschnitte, die sich in den Grundwasser-gesättigten Lockergesteinen und in der Nähe von Tunnelportalen befinden, ein Betrieb von TAS in der äusseren Tunnelwand am effizientesten. So könnte im Sommer das vergleichsweise kühlere Grundwasser dazu genutzt werden, um durch zwei 736 bzw. 284 m lange Tunnelabschnitte 3,7 bzw. 1,4 MW Abwärme- leistung oder 5,8 bzw. 2,1 GWh/Jahr Abwärmeenergie abzuführen. Im Winter könnte eine AUG, Universität Basel 21

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Energiemenge von 5,2 bzw. 1,9 GWh/Jahr, bei einer Wärmeleistung von bis zu 1,9 bzw. 0,7 MW, ent- nommen werden (Wärmeentzug Lockergesteins-Grundwasserleiter; Tab. 2). Fig. 4 Saisonale thermische Nutzung des TAS in der äusseren Tunnelwand im Kontakt mit dem Untergrund (Grundwasser- gesättigte Lockergesteine) als Wärmeerzeuger zur Gebäudeheizung im Winter (links) zur Gebäudekühlung im Som- mer (rechts). Mitte: Standard-Funktionsweise des TAS auf Grundlage einer vorgegebenen Eintritts- (TIN, rot) und der resultierenden Austrittstemperatur (TOUT, grün) im Winter und Sommer. Die ersten Ergebnisse zeigten jedoch auch, dass eine Nutzung der TAS in S-Bahn-Tunnelbauwerken, unter Berücksichtigung der gegenwärtigen Vorgaben des Grundwasserschutzes, im Sommerbetrieb für Kühlzwecke gesetzlich nicht möglich und auch nicht effizient ist. Deshalb konzentrierten sich die da- rauffolgenden Arbeiten im Projekt ThePoTun [8] auf die Erfassung des Potenzials für die Wärme-ent- nahme zur Tunnel- und Grundwasserkühlung. Einerseits könnten mit TAS in der äusseren Tunnelwand dem Untergrund oder dem Grundwasser Wärme entzogen werden mit dem Resultat, dass das Grund- wasser um bis zu 4 °C abgekühlt wird. Andererseits konnte auch gezeigt werden, dass mit einer Instal- lation von TAS in der inneren Tunnelwand dem Tunnelinneren Wärme entzogen werden kann. Dies mit dem Resultat, dass die Tunnelinnenluft abgekühlt wird und in Abhängigkeit der Jahreszeit, 46 bis 101 W m-2 Wärme aus der Tunnelinnenluft entzogen werden könnte. Dieser Wärmeaustausch ist um ein Vielfaches höher, als der Wärmeeintrag des Bahnbetriebs selbst, der geschätzt in der Grössenord- nung von 2,2 bis 2,6 W m-2 liegt. Tab. 2 Zusammenstellung der spezifischen Gesamtwärmeleistung En, des saisonalen Wärmeaustausches und die durch Wär- mepumpen lieferbare Wärmeenergie für die Installation von TAS im Grundwasser (GW) und Festgestein (FG) in der äusseren Tunnelwand des S-Bahntunnels «Herzstück» für Bahnabschnitte linksseitig (Grossbasel) und rechtsseitig (Kleinbasel) des Rheins. AUG, Universität Basel 22

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MITTELLAND CARGO SOUS TERRAIN (CST) Das Projektvorhaben Cargo sous terrain (CST)11 hat zum Ziel, möglichst viel Güterverkehr der Schweiz unter die Erde zu bringen. Dazu ist vorgesehen, dass ein Tunnelsystem das ganze Mittelland von Genf bis St. Gallen verbindet, mit Anbindungen an Basel und Luzern. Ein wichtiger Schritt für das CST-Bau- projektvorhaben ist eine detaillierte und vollständige Beschreibung der Geologie, der hydrogeologi- schen Verhältnisse (Ist-Zustand) und der geotechnischen Eigenschaften im Projektgebiet. Auf der Grundlage dieser Beschreibung sollen Wissenslücken identifiziert werden, die durch zusätzliche Unter- suchungen und Datengrundlagen geschlossen werden sollen. Schliesslich soll es möglich sein, die geo- logische, geotechnische und hydrogeologische Situation im Projektgebiet zu beurteilen und mögliche Auswirkungen oder Gefährdungsbilder zu formulieren. Als Pilotstudie für CST-Projektvorhaben wird zurzeit die erste Teilstrecke zwischen Härkingen und Zü- rich Flughafen evaluiert. Als Grundlage für die Evaluation der Reduktion des Durchflussquerschnittes, die durch den Bau des Tunnelnetzwerks und der Zugangspunkte geschaffen werden würden, werden gegenwärtig primär existierende hydrogeologogische Informationen zum Aquiferquerschnitt und der mittlere Grundwasserspiegel der Grundwasserkarten aus den GIS-Browsern der Kantone verwendet. Einige Grundwasserkarten sind vergleichsweise alt, zum Beispiel diejenige des Kantons Zürich aus dem Jahr 1986. Sie werden laufend aktualisiert, wobei in den letzten 40 Jahren verschiedene Korrekturen und Ergänzungen vorgenommen wurden. Wenn nur der mittlere Grundwasserstand betrachtet wird, bleiben Nutzungsänderungen, saisonale Schwankungen und Extremereignisse (hohe und tiefe Grund- wasserstände) allerdings unberücksichtigt. Neben dem mittleren Grundwasserstand sollte bei der Be- urteilung von grossen Bauprojekten vor allem auch der Einfluss des Bauwerks bei Hochwasserstand des Grundwassers analysiert werden, da die hydraulische Beeinträchtigung in solchen Situationen am grössten ist. Um Fragen zum Einfluss des Bauwerks auf das hydraulische und thermische Grundwasserfliessregime und insbesondere auf die Grundwassertemperaturen zu beantworten, stellen auch in diesem Fall nu- merische hydrogeologische Modelle eine der geeignetsten Untersuchungsmethoden dar. Mit den ent- sprechenden numerischen Modellen kann anschliessend auch die Wirksamkeit von unterschiedlichen Ausgleichsmassnahmen evaluiert werden. Da im Gebiet Gäu bereits ein Trend zu steigenden Grundwassertemperaturen beobachtet wird [5], muss neben der Evaluation der Reduktion des Durchflussquerschnitts zusätzlich der Beeinflussung der Grundwassertemperatur durch das Bauwerk besondere Beachtung geschenkt werden. Insbesondere in den Streckenabschnitten, in denen Bauwerksstrukturen im Schottergrundwasserleiter zu liegen kommen, muss neben einhergehenden Temperaturveränderungen auch der diffuse Wärmeeintrag ab- geschätzt werden. Nur so kann die thermische Belastung des Untergrundes gesamthaft beurteilt 1https://www.cst.ch/projekt/ AUG, Universität Basel 23

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werden. Entscheidend für die Qualität einer solchen Abschätzung ist die Frage, welche Temperaturda- ten als Referenztemperaturen beigezogen werden können. Für Tiefbauprojekte wie CST, die nicht nur die einzelnen, bereits räumlich limitierten Grundwasservor- kommen, sondern auch andere Aquifertypen in unterschiedlichen Lithologien durchqueren, müssen neben dem Einsatz von hydrogeologischen Modellen auch die allgemeinen Zusammenhänge zwischen Lithologie und präferentiellen Fliesswegen im Karst beschrieben und vertieft betrachtet werden. Für Karst- und Kluftgrundwasserleiter bietet sich beispielsweise die Anwendung der KarstALEA-Methode an [12]. Da solch weiträumige Bauvorhaben auch regionale Grundwasserfliesssysteme beeinflussen könnten, sollte ebenfalls die regionale Grundwasserzirkulation in den Übergangszonen zwischen dem Jura und dem Mittelland zur Lokalisierung verstärkter oder verminderter Interaktion der verschiede- nen Grundwassersysteme (regionaler Karst, verschiedene Molasseeinheiten und Lockergesteinsgrund- wasser) untersucht werden. FAZIT Aufgrund der immer dichteren Besiedlung und Industrialisierung der urbanen Räumen der Schweiz sowie dem Schweizer Mittelland sind fundierte, flächendeckende Kenntnisse, kombiniert mit detail- lierten lokalen Analysen der oberflächennahen Geologie und Grundwasserfliesssysteme, mittlerweile für jedes grössere Bauvorhaben unerlässlich. Aktuelle umweltrelevante Aufgaben wie die Erarbeitung der Grundlagen für die nachhaltige Nutzung von Wasserressourcen der Region und die Planung von Verkehrsinfrastrukturen mit Berücksichtigung der Umweltfragestellungen können ohne dieses Wissen nicht mehr zufriedenstellend gelöst werden. Das Gleiche gilt für die geologische, hydrogeologische und geotechnische Begleitung von bedeutenden Bauprojekten. Nur durch solides Grundlagenwissen über den Untergrund und eine detaillierte Analyse eines Bauvorhabens kann den verschiedenen Akteuren eine robuste Entscheidungshilfe geboten wer- den. In urbanen Gebieten (z. B. Basel) wie auch im Mittelland (z. B. Grundwasserleiter Gäu) ist die Tempe- ratur des Grundwassers in den letzten Jahren stark angestiegen. Tunnelprojekte könnten in Zukunft dabei helfen, diese überschüssige Wärme nachhaltig zu nutzen. Zentral dabei ist der Wärmetransport durch die Grundwasserströmung im hochdurchlässigen Lockergestein. Grosse Kontaktflächen von Tun- nelinfrastrukturen mit dem Untergrund ermöglichen hier eine thermische Nutzung, dies vor allem in Quartieren, in denen grossflächige Neugestaltungen geplant sind. Wie aufgezeigt, ermöglichten die vorgestellten, angewandten Methoden eine bessere Abschätzung und Beurteilung der direkten und indirekten Auswirkungen der Bauwerke auf das Grundwasser der betroffenen Aquifere. Dabei müssen die Auswirkungen für die Planungs-, Bau- und spätere Betriebs- phase beurteilt werden. Die Forschungsresultate können dazu dienen, Strategien für eine nachhaltige Bewirtschaftung urbaner und ruraler Untergrundressourcen im Allgemeinen zu entwickeln. AUG, Universität Basel 24

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VERDANKUNG Die Autoren bedanken sich bei den Auftraggebern, dem Bundesamt für Strassen ASTRA, der Schwei- zerische Bundesbahnen AG SBB, dem Konsortium Bahnknoten- und Herzstück Basel, dem Bundesamt für Energie BFE (Projekt ThePoTun SI/501646-01) sowie dem Tiefbauamt und dem Amt für Umwelt und Energie Basel-Stadt. Zudem möchten wir dem Amt für Umwelt AFU, Kanton Solothurn, und dem Amt für Abfall, Wasser, Energie und Luft AWEL, Kanton Zürich, für die Erteilung der Expertenmandate CST danken. BIBLIOGRAPHIE [1] Epting, J. et al. (2008): Integrated methods and scenario development for urban groundwater management and protection during tunnel road construction: a case study of urban hydrogeology in the city of Basel, Switzerland. Hydrogeology Journal 16(3): 575–591 [2] Epting, J. et al. (2017): The thermal impact of subsurface building structures on urban groundwater re- sources – A paradigmatic example. Science of The Total Environment 596-597: 87–96 [3] Epting, J. (2019): Basler Tunnel sollen Abfallwärme aus dem Untergrund holen. Basler Zeitung [4] Epting, J.; Huggenberger, P. (2013): Unraveling the heat island effect observed in urban groundwater bodies – Definition of a potential natural state. Journal of Hydrology 501: 193–204 [5] AFRY-Schweiz-AG (2022): Beurteilungsgrundlagen thermische Nutzung Grundwasserleiter Gäu (Solothurn), Amt für Umwelt, Kanton Solothurn [6] Becker, D.; Epting, J. (2021a) Thermischer Einfluss urbaner Untergrundstrukturen auf die Grundwassertem- peraturen im Kanton Basel-Stadt. Grundwasser. [7] Becker, D.; Epting, J. (2021b) Urbane Wärmeinseln auch im Untergrund. AQUA & GAS 11, 78–84 [8] Angewandte und Umweltgeologie (AUG) der Universität Basel (2020): ThePoTun Machbarkeitsstudie: – Thermisches Potential urbaner Tunnelinfrastruktur in Lockergesteinsgrundwasservorkommen, p. 85, Bun- desamt für Energie (BFE), Bern [9] Barla, M.; Di Donna, A. (2016) Concio energetico modulare prefabbricato, rivestimento per gallerie realiz- zato con una pluralità di tali conci e metodo per scambiare calore in una galleria mediante la realizzazione di un rivestimento con una pluralità di tali conci, Italian Patent 102 016 000 020 821 [10] Epting, J. et al. (2020a) Geothermal potential of tunnel infrastructures – development of tools at the city- scale of Basel, Switzerland. Geothermics 83 [11] Epting, J. et al. (2020b) City-scale solutions for the energy use of shallow urban subsurface resources – Bridging the gap between theoretical and technical potentials. Renewable Energy 147, 751–763 [12] Filipponi, M. et al. (2012) KarstALEA: Wegleitung zur Prognose von karstspezifischen Gefahren im Untertag- bau. Forschungsauftrag Fachgruppe Untertagbau FGU2009/003 AUG, Universität Basel 25

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Workshop: Grundwasser im urbanen Raum Referentin: Privatdozentin Dr. Patricia Göbel Universität Münster, Institut für Geologie und Paläontologie, AG Angewandte Geologie, Corrensstr. 24, 48149 Münster, Tel.: +49 251 83-36173, Mail: pgoebel@uni-muenster.de Bei der Entwicklung unserer Städte bleibt ein wichtiges und kritisches Element oft im Schatten: das Grundwasser. Es ist an der Zeit, diese unsichtbare, aber unverzichtbare Ressource in den Fokus urbaner Planungsstrategien zu rücken! Das aktuelle Positionspapier „Grundwasserbewusste Stadt(-entwicklung)“ des Arbeitskreises (AK) „Grundwasser in der Stadt(-entwicklung)“ der Fachsektion Hydrogeologie (FH-DGGV e.V.) wirft – in Ergänzung zum vorausgegangenen Positionspapier einer bundesweiten Allianz von Verbänden und Institutionen verschiedener Fachdisziplinen (DWA, 2023) – ein dringend benötigtes Licht auf diese Thematik. Dieses Papier enthält ergänzende Hinweise und Positionen aus Sicht des Grundwassers zur fachlichen Unterstützung von Menschen in kommunalen Strukturen, die sich mit Planungs-, Konzeptions- und Managementaufgaben beschäftigen. Die Version des Positionspapiers steht auf den Webseiten der FH-DGGV beim AK „Grundwasser in der Stadt(-entwicklung)“ unter https://fh-dggv.de/wp- content/uploads/2024/07/Positionspapier_FH_DGGV_AK_GwStadtentwicklung_Entw_2024-07- 22.pdf zur Verfügung und wird dort aktuell gehalten (Hinweis: Bitte immer diesen Link zur Weitergabe der Infos verwenden). Literatur: DWA (2023): Position – Allianz – Gemeinsam für eine wasserbewusste Stadtentwicklung – Wasserbewusste Stadtentwicklung jetzt für die Zukunft. – 8 Seiten. Hennef. – [https://de.dwa.de/files/_media/content/03_THEMEN/Wasserbewusste- Stadt/Position_Allianz%20Wasserbewusste%20Stadtentwicklung_.pdf]

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Flächenrecycling Umweltberatung Infrastrukturplanung Die HPC AG ermöglicht seit 1948 die Verwirklichung kühner Pläne: Von der Sanierung schadstoffbelasteter Böden, dem Bau von Mineralwas- serbrunnen bis hin zum Erstellen hochqualitativer Baugrundgutachten – das Thema Nachhaltigkeit immer im Blick, entwickeln wir als Ingenieurunterneh- men Lösungen für das Flächenrecycling, in der Umweltberatung und in der Infrastrukturplanung. Wir arbeiten interdisziplinär, international und mit ingenieurwissenschaft- licher Genauigkeit. Mit unserer Arbeit schützen wir die Natur, die mensch- liche Gesundheit und sichern die Werte unserer Partner. Für die Umwelt. Für die Menschen. HPC AG Nördlinger Straße 16 86655 Harburg info@hpc.ag Tel. +49 9080 999-0

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