Das Tanklager befindet sich auf einem Hafengrundstück im Berliner Bezirk Neukölln. Von 1969 bis 1986 wurden hier auf einer Fläche von ca. 2.700 m² von verschiedenen Pächtern Vergaserkraftstoffe und Heizöl gelagert. 1996 plante der Eigentümer eine Neubebauung des Tanklagerbereichs. Bei der Altlastenerkundung wurden Grundwasser- und Bodenkontaminationen durch BTEX, MKW und Naphthalin festgestellt. Das Sanierungskonzept sah vor, zuerst das Tanklager rückzubauen und den kontaminierten Boden zu entsorgen und anschließend das Grundwasser zu sanieren. Parallel zum Tanklagerrückbau wurde 2001 mit den Voruntersuchungen für die Grundwassersanierung begonnen. Hierbei wurde bei den zur vertikalen Schadenseingrenzung durchgeführten Sondierungen Methyltertiärbutylether (MTBE) aufgefunden. MTBE, das seit den 80er Jahren vor allem Superbenzin zugesetzt wird, stellte die Sanierungsplanung vor besondere Anforderungen. Die für eine Anlagenplanung wesentlichen Eigenschaften von MTBE sind dessen niedrige Flüchtigkeit aus Wasser sowie die hohe Wasserlöslichkeit und Polarität, welche die Ausbreitung mit der Grundwasserströmung im Vergleich zu BTEX-Verunreinigungen verstärken und sowohl die Strippung als auch die Aktivkohleadsorption erschweren. Es wurde eine zweistufige Strippanlage konzipiert, über die 95 % der Schadstoffe abgetrennt und anschließend an Luftaktivkohle adsorbiert werden. Die geringe Flüchtigkeit von MTBE wurde mit einem hohen Luft-/Wasserverhältnis von 180:1 und einer geringen Berieselungsdichte in den Kolonnen berücksichtigt. Für die Einhaltung der Einleitgrenzwerte bei den zu Sanierungsbeginn zu erwartenden hohen Schadstoffkonzentrationen (max. 17 mg/l BTEX, 10 mg/l MTBE) wurde zeitweise eine Wasseraktivkohlestufe installiert. Sowohl bei der Auslegung der Luft- als auch der Wasseraktivkohlestufe wurden die Verweilzeiten aufgrund der geringen Adsorptionsneigung von MTBE entsprechend verlängert. Der Anlagenaufbau wurde so an die Neubaumaßnahme gekoppelt, dass verschiedene Leistungen (z.B. Rohrleitungsverlegung) für beide Projekte gemeinsam ausgeführt wurden und so Synergieeffekte entstanden. Der Sanierungsbereich umfasste eine Fläche von ca. 4.000 m², aus dem mit vier Brunnen gefördert wurde. Von Sanierungsbeginn an wurden die geforderten Einleitgrenzwerte mit Konzentrationen von 50 µg/l sicher unterschritten. Nach 5 Monaten Sanierung konnte die Wasseraktivkohlestufe rückgebaut werden. Nach gut 3 Jahren Betriebsdauer konnte die Sanierung im Oktober 2006 beendet werden. Dabei wurden 255.942 m³ Grundwasser gereinigt. Für die Bodensanierung sind etwa 300.000 € aufgewendet worden. Die Kosten für die Grundwassersanierung betrugen für den Zeitraum der Maßnahme seit 2003 ca. 200.000 €, was einem Reinigungspreis von ca. 1,28 €/m³ entspricht. Für die Nachsorge (Grundwassermonitoring und Bodenuntersuchungen) wurden brutto rund 54.000 € aufgewandt. Trotz der erhöhten Anforderungen, welche die Abreinigung von MTBE an die Anlagentechnik stellt, lagen die Kosten nicht wesentlich über denen einer vergleichbaren BTEX- oder LCKW-Sanierung. Es wurde im Rahmen der Nachsorge ein regelmäßiges Monitoring durchgeführt. Seit 2010 wurde das Monitoring durch Parameter ergänzt, die eine Bewertung der natürlichen Rückhalte- bzw. Abbauvorgänge möglich machen. Durch das abschließende Grundwassermonitoring im Herbst 2013 konnte das Vorergebnis von 2011 bestätigt werden, das auf dem teilsanierten ehem. Schadensgrundstück für die BTEX ein relevanter Konzentrationsrückgang stattfindet. Schadstoffverlagerungen nach außerhalb des Sanierungsgrundstücks sind aufgrund annähernd stationärer Grundwasserströmungsverhältnisse sowie durch baubedingte Abschirmmaßnahmen (eine Spundwand im Abstrom bindet zwischen 2,6 m und 4,2 m tief in das Grundwasser ein) nicht zu erwarten. Dies wurde auch durch Untersuchungen auf einem im unmittelbaren Grundwasserabstrom befindlichen Grundstück bestätigt. Die dort untersuchten Grundwassermessstellen waren annähernd unbelastet. Aufgrund des Nachweises eines weiterführenden natürlichen Schadstoffabbaus konnte das Grundwasser-Monitoring im Jahr 2013 beendet werden. Da eine weitere Grundwassergefährdung auszuschließen ist, sind weitere Maßnahmen bei gleichbleibender Nutzung nicht erforderlich. Das Grundstück ist inzwischen mit Büro- und Werkstattgebäuden bebaut und wird als Außenbezirksstelle des Wasser- und Schifffahrtsamtes Berlin genutzt.
Boden ist ein empfindliches Gut und unterliegt schon allein durch die vielfältige Nutzung der Böden, z. B. in der Landwirtschaft, bei der Bebauung, durch Industrie und Verkehr zahlreichen Gefährdungen und Belastungen. Bodenbelastungen können in zwei Formen auftreten: als stoffliche Belastung , in dem Fremd- bzw. Schadstoffe in den Boden eingetragen werden, oder als nichtstoffliche Belastung , in dem Natur und Zustand des Bodens geändert wird z.B. durch: Erosion (Wind- und Wassererosion), Verdichtung, Versiegelung (Abdichtung des Bodens gegen die Atmosphäre), Verschlämmung, Abtrag (durch Rohstoffabbau). Im Sinne des Bundes-Bodenschutzgesetzes handelt es sich in beiden Fällen dann um “schädliche Bodenveränderungen”, wenn diese Beeinträchtigungen der Bodenfunktionen geeignet sind, Gefahren, erhebliche Nachteile oder erhebliche Belästigungen für den einzelnen oder die Allgemeinheit herbeizuführen. Die größte Gefahr schädlicher Bodenveränderungen in Berlin besteht durch stoffliche Belastungen für das Grundwasser: Berlin bezieht sein gesamtes Trinkwasser aus dem Grundwasser, zu dem auch das aus Uferfiltrat gewonnene Grundwasser gehört. Besonders im Urstromtal steht das Grundwasser relativ nah an der Oberfläche und ist durch eine nur geringmächtige sandgeprägte Bodenschicht oft sehr schlecht gegen möglichen Schadstoffeintrag geschützt. Durch Beeinträchtigung des Grundwassers kann es zu Problemen bei der Trinkwasseraufbereitung und -versorgung kommen. Als besonders problematisch werden derzeit die Altlasten der alten Industriestandorte angesehen. Stoffliche Belastungen sind in der Vergangenheit durch unsachgemäßen Umgang mit wassergefährdenden Stoffen, Leckagen, Unfälle oder aufgrund von Kriegseinwirkungen entstanden. Auch heute noch kommt es zu stofflichen Belastungen durch unsachgemäße Handhabung von Mineralölen, aromatischen und chlorierten Kohlenwasserstoffen, PAK, PCB, Schwermetallen o.ä., aber auch z.B. durch Tausalze oder Hundekot in Baumscheiben. Quelle dieser Stoffe sind unter anderem Industrieanlagen, Tankstellen, chemische Reinigungen, Werkstätten, Lager und Umfüllanlagen, sie können jedoch auch aus dem Trümmerschutt stammen, der nach dem Krieg einplaniert wurde. Typische Stadtböden weisen deswegen in der Regel eine – stark schwankende – Grundbelastung mit diesen Stoffen auf. Schädliche Stoffeinträge gibt es aber auch auf Landwirtschaftsflächen zum Beispiel durch unsachgemäße Düngung oder auf Waldböden durch Luftschadstoffe. Die Wirkungen dieser stofflichen Belastungen sind so vielfältig wie die Stoffe selbst. Zunächst einmal können die Stoffe den Boden selbst und unmittelbar schädigen, häufig indem sie die Bodenorganismen oder die Pflanzenwurzeln beeinträchtigen. Über den Boden hinaus können die Belastungen über bestimmte “Pfade” weiter gehen: Wirkungspfad Boden – Mensch Er resultiert aus direktem Kontakt des Menschen mit dem Boden durch direkte Bodenaufnahme in den Mund (orale Aufnahme) oder durch Einatmen (Inhalation). Eine direkte Gefährdung des Menschen kann in seltenen Fällen dadurch entstehen, dass leichtflüchtige Bodenschadstoffe als schädliches Gas freigesetzt werden, das an der Bodenoberfläche austritt und durch Einatmen in den Körper gelangt. Vor allem für mit dem Boden spielende Kinder oder bei der Gartenarbeit ist der direkte Kontakt mit kontaminierten Boden relevant. Wirkungspfad Boden – Nutzpflanze Indirekte Wirkung zeigen die Bodenschadstoffe, wenn sie von (Nahrungs-) Pflanzen mit den Wurzeln aufgenommen werden; diese Schadstoffe können auch in die oberirdischen Pflanzenteile (Blätter, Früchte) transportiert werden. Der Verzehr solcher belasteter Nahrungspflanzen kann gesundheitsgefährdend sein. Bedeutsam ist dies auf ehemaligen Rieselfeldern und in Gärten, die auf ehemaligen Gewerbestandorten oder über Altablagerungen angelegt wurden. Dies kann auch auf Kleingärten in Berlin zutreffen; die dortigen Belastungen können allerdings ebenso durch schlechte Komposte (durch Asche etc.) oder unmittelbaren Straßeneinfluss entstanden sein. Wirkungspfad Boden – Grundwasser Der Boden gibt die Schadstoffe an das durchsickernde Wasser ab, das diese Belastung in das Grundwasser einträgt. Das Ausmaß dieser Belastung hängt vor allem von der Menge des Schadstoffs, von seiner Wasserlöslichkeit und von seiner Bindungskraft an Bodenpartikel ab. In Berlin ist die Belastung des Grundwassers die bedeutendste Auswirkung der Bodenverunreinigungen. Vor allem dann, wenn das Grundwasser der Trinkwassergewinnung dient, ist dieser Pfad wesentlicher Grund für notwendige Sanierungen. Je nach Nutzung der Fläche und Herkunft der Schadstoffe kann man unterscheiden: Altstandorte : Grundstücke stillgelegter Anlagen und sonstige Grundstücke, auf denen mit umweltgefährdenden Stoffen umgegangen worden ist und von denen eine Gefährdung ausgeht. Altablagerungen: Stillgelegte Abfallbeseitigungsanlagen sowie sonstige Grundstücke, auf denen Abfälle behandelt, gelagert oder abgelagert worden sind und von denen eine Gefährdung ausgeht. Immissionsgebiete: Gebiete, in denen Schadstoffe aus emittierenden Anlagen über die Luft in den Boden eingetragen werden. Rieselfelder : Die Böden sind durch Abwässer, die auf die Felder geleitet wurden, meist stark mit Schadstoffen angereichert. Landwirtschaftsflächen: Unsachgemäße Düngung (Tierpharmazeutika in der Gülle, Schwermetalle in Mineraldüngern, belastete Klärschlämme), Pestizide oder Luftschadstoffe können Äcker und Wiesen großflächig belasten. Waldgebiete: Im Wald machen sich vor allem versauernde und eutrophierende (= düngende) Luftschadstoffe bemerkbar, da die hohe Oberflächenrauheit die Luftschadstoffe auskämmt. Anders als in der Landwirtschaft fehlt die Bodenbearbeitung, so dass die Schadstoffe sich in der obersten Bodenschicht stark anreichern können. Da es normalerweise keine Düngung oder Kalkung gibt, wirkt sich der säurebildende Charakter von SO 2 , NO x und NH 3 im Boden besonders stark aus. Die in den letzten Jahren deutlich verringerten Schwermetalldepositionen sind auch in den Berliner Wäldern positiv zu beobachten. Für immobile Metalle wie Blei bedeutet dies jedoch eine weiterhin hohe Konzentration im Boden – wenn auch keine so hohe jährliche Steigerung mehr. Eine Gesamtbewertung der stofflichen Belastung des Berliner Stadtgebietes ist nicht möglich, da sich die bisherigen Untersuchungen dazu nicht auf die ganze Fläche beziehen, sondern die Proben nach vermuteten Belastungen genommen wurden. Wegen der hohen räumlichen Variabilität der Böden und der meist lokalen Belastungsursachen können die so ermittelten Werte nicht generell auf die Gesamtfläche übertragen werden. Versiegelung, Bodenschadverdichtung, Erosion (Wind- und Wassererosion), Abtrag, Auftrag und Durchmischung, also die nichtstofflichen Bodenbelastungen, beeinträchtigen nicht direkt und nicht primär die menschliche Gesundheit. Es lassen sich deswegen keine Belastungsgrenzen zur Gefahrenabwehr definieren und somit existieren keine diesbezüglichen Vorsorge- und Prüfwerte. In der Stadt bedeutet „nichtstoffliche Belastung“ vor allem Versiegelung des Bodens durch Nutzung als Baufläche für Siedlung und Verkehr. Wesentliches Ziel des Bodenschutzes im städtischen Bereich ist deswegen generell der Erhalt des Bodens, sein Schutz vor Überbauung und Versiegelung. Immer mehr Landwirtschafts- und Forstfläche, also Nutzungen, die den Boden relativ naturnah belassen, werden in Siedlungs- und Verkehrsfläche umgewandelt Flächeninanspruchnahme oder Flächenverbrauch , wodurch es zu starken Bodenveränderungen und somit zum Verlust wichtiger Bodenfunktionen kommt. Folgen sind die schleichende Verminderung der klimaökologischen Ausgleichsfunktion, der Wasserspeicherfunktion, der biotischen Funktionen sowie der Erholungsfunktion stadtnaher Freiräume. Die Dynamik der Veränderung der Bodennutzung wird deutlich, wenn man die Entwicklung der Siedlungs- und Verkehrsflächen näher betrachtet. Der steigende Lebensstandard seit Ende des zweiten Weltkrieges führte zu einer stetigen Ausweitung von Siedlungs- und Verkehrsflächen. Die räumliche Ausbreitung rund um die Ballungsgebiete führt zu einem erhöhten Verkehrsaufkommen auch wegen des zunehmenden Individualverkehrs. Daher entstehen neben den lokalen Immissionen durch mehr Autoverkehr auch mehr globale Belastungen (Treibhauseffekt). Aus Sicht des Bodenschutzes ist sowohl der Freiflächenverbrauch für versiegelungsintensive Nutzungen (z.B. Siedlungs- und Verkehrsflächen) als auch die Zunahme des Versiegelungsgrades insgesamt eindeutig negativ zu bewerten. Die Versiegelung von Böden hat gravierende Folgen für das Ökosystem Boden. Diese Folgen sind nicht oder nur teilweise reversibel. Vollständig versiegelte Flächen verlieren ihre Funktion als Pflanzenstandort, als Lebensraum von Organismen und als Grundwasserspender und –filter. Bodenversiegelung wirkt sich auf Grund der engen Verzahnung des Schutzgutes Boden mit den Schutzgütern Pflanzen und Tiere, Wasser und Klima auch auf diese negativ aus. Eine Trendwende bei Flächenverbrauch und Versiegelung herbeizuführen, ist zentrales Anliegen des vorsorgenden Bodenschutzes und seiner Maßnahmen.
Im Zuge der industriellen Entwicklung hat die Einleitung von Schadstoffen in die Gewässer immens zugenommen. Neben ihrem Vorkommen im Wasser findet eine fortwährende Anreicherung der Gewässerböden mit Schadstoffen, wie z.B. Schwermetallen und Chlorierten Kohlenwasserstoffen, statt. Ablagerung im Sediment Im Stoffkreislauf eines Gewässers bilden die Sedimente ein natürliches Puffer- und Filtersystem, das durch Strömung, Stoffeintrag/-transport und Sedimentation starken Veränderungen unterliegt. Die im Ballungsraum Berlin vielfältigen Einleitungen, häusliche und industrielle Abwässer, Regenwasser u.a. fließen über die innerstädtischen Wasserwege letztlich vorwiegend in die Unterhavel. Die seenartig erweiterte Unterhavel mit ihrer niedrigen Fließgeschwindigkeit bietet ideale Voraussetzungen dafür, daß sich die im Wasser befindlichen Schwebstoffe hier auf dem Gewässergrund absetzen (sedimentieren). Für die Beurteilung der Qualität des gesamten Ökosystems eines Gewässers kommt daher zu den bereits seit Jahren analysierten Wasserproben immer stärker auch der Analyse der Sedimente besondere Bedeutung zu. Sedimentuntersuchungen spiegeln gegenüber Wasseruntersuchungen unabhängig von aktuellen Einträgen die langfristige Gütesituation wider und stellen damit eine wesentlich bessere Vergleichsgrundlage mit anderen Fließgewässern dar. Während bei Wasseruntersuchungen eine klare Abgrenzung zwischen dem echten Schwebstoffgehalt und einem zeitweiligen Auftreten von Schwebstoffen durch aufgewirbelte Sedimentanteile nicht möglich ist, bieten sich Sedimente als nicht oder nur gering durch unerwünschte Einflüsse beeinträchtigtes Untersuchungsmedium an. Die im Gewässer befindlichen Schweb- und Sinkstoffe mineralischer und organischer Art sind in der Lage, Schadstoffpartikel anzulagern (Adsorption). Die auf dem Grund eines Gewässers abgelagerten Schweb- und Sinkstoffe, die Sedimente, bilden somit das Reservoir für viele schwerlösliche und schwerabbaubare Schad- und Spurenstoffe. (Schad-)Stoffe werden im Sediment entsprechend ihrer chemischen Persistenz und den physikalisch-chemischen und biochemischen Eigenschaften der Substrate über lange Zeit konserviert. Die Analysen der Sedimentproben aus unterschiedlichen Schichttiefen liefern eine chronologische Aufzeichnung des Eintrages in Gewässer, die u. a. auch Rückschlüsse auf Kontaminationsquellen erlauben. Nach der Sedimentation kann ein Teil der fixierten Stoffe u. a. durch Desorption, Freisetzung nach Mineralisierung von organischem Material, Aufwirbelung, Verwitterung und schließlich durch physikalische und physiologische Aktivitäten benthischer (bodenorientierter) Organismen wieder remobilisiert und in den Stoffkreislauf eines Gewässers zurückgeführt werden. Schwermetalle Schwermetalle können auf natürlichem Weg, z. B. durch Erosion und Auswaschungsprozesse, in die Gewässer gelangen; durch die oben erwähnten Einleitungen wurde ihr Gehalt in den Gewässern ständig erhöht. Sie kommen in Gewässern nur in geringem Maße in gelöster Form vor, da Schwermetallverbindungen schwer löslich sind und daher ausfallen. Mineralische Schweb- und Sinkstoffe sind in der Lage, Schwermetallionen an der Grenzflächenschicht anzulagern. Sie können ferner in Wasserorganismen gebunden sein. Über die Nahrungskette werden die Schwermetalle dann von höheren Organismen aufgenommen oder sinken entsprechend der Fließgeschwindigkeit eines Gewässers als Ablagerung (Sediment) auf den Gewässergrund ab. Einige Schwermetalle sind in geringen Mengen (Spurenelemente wie z.B. Kupfer, Zink, Mangan) lebensnotwendig, können jedoch in höheren Konzentrationen ebenso wie die ausgesprochen toxischen Schwermetalle (z. B. Blei und Cadmium) Schadwirkungen bei Mensch, Tier und Pflanze hervorrufen. Die in den Berliner Gewässersedimenten am häufigsten erhöhte Meßwerte aufweisenden Schwermetalle werden nachstehend kurz beschrieben. Kupfer ist ein Halbedelmetall und wird u.a. häufig in der Elektroindustrie verwendet. Die toxische Wirkung der Kupferverbindungen wird in der Anwendung von Algiziden und Fungiziden genutzt. Kupfer ist für alle Wasserorganismen (Bakterien, Algen, Fischnährtiere, Fische) schon in geringen Konzentrationen toxisch und kann sich daher negativ auf die Besiedlung und Selbstreinigung eines Gewässers auswirken. Als wichtigstes Spurenelement ist Kupfer für den menschlichen Stoffwechsel von Bedeutung; es führt jedoch bei erhöhten Konzentrationen zu Schädigungen der Gesundheit, die in der Regel nur vorübergehend und nicht chronisch sind. Wie Kupfer ist Zink in geringen Mengen ein lebenswichtiges Element für den Menschen. Zink wird u.a. häufig zur Oberflächenbehandlung von Rohren und Blechen sowie zu deren Produktion verwendet. Ähnlich wie Kupfer haben erhöhte Zinkkonzentrationen toxische Wirkung auf Wasserorganismen; vor allem in Weichtieren (Schnecken, Muscheln) reichert sich Zink an. Blei gehört neben Cadmium und Quecksilber zu den stark toxischen Schwermetallen, die für den menschlichen Stoffwechsel nicht essentiell sind. Bleiverbindungen werden z. B. bei der Produktion von Farben und Rostschutzmitteln sowie Akkumulatoren eingesetzt. Teilweise befinden sich in Altbauten auch noch Wasserleitungen aus Blei. Der größte Bleiemittent ist – trotz starkem Rückgang des Verbrauchs von verbleitem Benzin – immer noch der Kraftfahrzeugverkehr. Die ständige Aufnahme von Blei kann zu schweren gesundheitlichen Schädigungen des Nervensystems und zur Inaktivierung verschiedener Enzyme führen. Cadmium wird bei der Produktion von Batterien, als Stabilisator bei der PVC-Herstellung, als Pigment für Kunststoffe und Lacke sowie in der Galvanotechnik verwendet. Die toxische Wirkung von Cadmium bei bereits geringen Konzentrationen ist bekannt, wobei das Metall vor allem von Leber, Niere, Milz und Schilddrüse aufgenommen wird und zu schweren Schädigungen dieser Organe führen kann. Pestzide, PCB und deren Aufnahme durch Aale Chlorierte Kohlenwasserstoffe (CKW) haben an ihrem Kohlenstoffgerüst Chlor gebunden. Innerhalb der Gruppe der halogenierten Kohlenwasserstoffe finden sie die bei weitem meiste Herstellung, Anwendung und Verbreitung. Chlorierte Kohlenwasserstoffe sind wegen ihrer vielfältigen Verbindungen sehr zahlreich. Viele organische Chlorverbindungen, wie z.B. DDT und insbesondere die polychlorierten Biphenyle (PCB), weisen eine hohe Persistenz auf. Viele Verbindungen der Chlorierten Kohlenwasserstoffe sind im Wasser löslich, andere, wie z. B. DDT und PCB, sind dagegen fettlöslich und reichern sich im Fettgewebe von Organismen an. Verschiedene Pestizide und PCB haben – vor allem mit abnehmender Wasserlöslichkeit – die Eigenschaft, sich adsorbtiv an Schwebstoffen oder auch an Pflanzenorganismen anzulagern. In strömungsarmen Bereichen des Gewässers sinken die Schwebstoffe ab und gelangen mit den Schadstoffen auch in das Sediment. Die hier lebenden Organismen sind eine wichtige Nahrungsgrundlage für Fische. Vorwiegend die benthisch lebenden Fische vermögen daher hohe Schadstoffkonzentrationen im Fettgewebe aufzunehmen. Vor allem die fettreich werdenden Aale fressen Bodenorganismen und graben sich im Sediment ein. Diese Lebensweise führt dazu, Pestizide und PCB nicht nur über die Nahrung, sondern auch über die Haut aufzunehmen und im Körperfett zu speichern. DDT, Dichlor-Diphenyl-Trichlorethan, ist ein schwer abbaubarer Chlorierter Kohlenwasserstoff, der zu den bekanntesten Schädlingsbekämpfungsmitteln gehört und früher weltweit eingesetzt wurde. Aufgrund der fettlöslichen Eigenschaften und der äußerst hohen Persistenz wird DDT vornehmlich in den Körperfetten nahezu aller Organismen gespeichert. Die globale Anwendung von DDT hat so zu einer Belastung der gesamten Umwelt geführt. Inzwischen ist die DDT-Anwendung von fast allen Ländern gesetzlich verboten. DDT ist mutagen (erbschädigend) und steht in Verdacht, krebserregend zu sein. Lindan wird vor allem als Kontakt- und Fraßgift zur Schädlingsbekämpfung von Bodeninsekten und als Mittel zur Saatgutbehandlung verwendet. Lindan ist bei Temperaturen bis 30° C nicht flüchtig und weist eine geringe chronische Toxizität auf – ist dafür aber akut toxisch. Vergiftungserscheinungen können z. B. beim Menschen zu Übelkeit, Kopfschmerzen, Erbrechen Krampfanfällen, Atemlähmung bis hin zu Leber- und Nierenschäden führen. Zudem besitzt Lindan eine hohe Giftigkeit für Fische; es wird aber relativ schnell wieder ausgeschieden und abgebaut. PCB, polychlorierte Biphenyle, sind schwer abbaubare Chlorierte Kohlenwasserstoffe, die mit zu den stabilsten chemischen Verbindungen gehören. Wegen ihrer guten Isoliereigenschaften und der schlechten Brennbarkeit werden sie in Kondensatoren oder Hochspannungstransformatoren verwendet. Weitere Verwendung finden PCB bei Schmier-, Imprägnier- und Flammschutzmitteln. Verursacher des PCB-Eintrages in die Berliner Gewässer sind im wesentlichen der KFZ-Verkehr, die durch KFZ belastete Regenentwässerung sowie die KFZ- und Schrott-Entsorgung. In hohen Konzentrationen verursachen PCB Leber-, Milz- und Nierenschäden. Bei schweren Vergiftungen kommt es zu Organschäden und zu Krebs. Einige PCB-Vertreter unterliegen im Rahmen der gesetzlichen Regelungen seit 1989 Einschränkungen bei der Herstellung bzw. Verwendung (PCB-, PCT-, VC-Verbotsverordnung vom 18.7.89). Neben dem Nachweis erhöhter Werte im Wasser und in Sedimenten Berliner Gewässer wurden in den 80er Jahren bei Fischuntersuchungen lebensmittelrechtlich äußerst bedenkliche Konzentrationen von CKW, wie z. B. PCB und die Pestizide DDT und Lindan nachgewiesen. Dies führte im Westteil von Berlin nach Inkrafttreten der Schadstoff-Höchstmengenverordnung (SHmV vom 23. 3. 1988) zum Vermarktungsverbot für aus Berliner Gewässern gefangene Fische. Die seit dieser Zeit gefangenen Fische wurden der Sondermüllentsorgung zugeführt. Die Berufsfischerei führte im Auftrag des Fischereiamtes Berlin aufgrund eines Senatsbeschlusses Befischungsmaßnahmen durch, die durch gezielte Beeinflussung der Alterszusammensetzung eine Reduzierung der Schadstoffbelastung der Berliner Fischbestände bewirken sollten. Die intensive Befischung der Überständler hatte einen jüngeren, fett- und damit schadstoffärmeren Bestand zum Ziel; jüngere, fettärmere Fische enthalten weniger Anteile der lipophilen (fettliebenden) CKW, wie PCB, DDT, Lindan u.a. Infolge verschärfter Genehmigungsverfahren für potentielle Schadstoffeinleiter sowie insbesondere aufgrund des derzeitig verjüngten Fischbestandes konnte das Vermarktungsverbot im Mai 1992 aufgehoben werden.
In Möweneiern von Nord- und Ostsee wurde von den drei Hauptdiastereomeren alpha-, beta- und gamma, die in technischem HBCD enthalten sind, nur alpha-HBCD nachgewiesen. Die Konzentrationen von beta- und gamma-HBCD bewegten sich im Bereich der Nachweisgrenze. An allen drei Standorten wurden im Jahr 2000 die höchsten Konzentrationen gemessen. Danach nahmen die HBCD-Gehalte signifikant ab. Hexabromcyclododecan (HBCD) gehört zur Gruppe der bromierten Flammschutzmittel. Technisches HBCD ist ein Gemisch aus verschiedenen Diastereomeren , die jeweils aus zwei Enantiomeren ((-)/(+)) bestehen. gamma-HBCD macht mit 75-89% den Hauptanteil aus, gefolgt von beta-HBCD mit 10-13% und alpha-HBCD mit 1-12%. HBCD wird z.B. in Wärmedämmplatten aus Polystyrolschaum aber auch in Gehäusen von Computern und Rückbeschichtungen von Textilien für Polstermöbel verwendet. Schon relativ geringe Mengen dieses hochwirksamen Flammschutzmittels reichen aus, um einen effektiven Schutz zu gewährleisten. Trotzdem sind Spuren von HBCD mittlerweile in allen Umweltkompartimenten nachweisbar. In der Umwelt wird HBCD nur schwer abgebaut und reichert sich stark in Organismen und im Nahrungsnetz an. Darüber hinaus ist es sehr toxisch für aquatische Organismen. Diese PBT-Eigenschaften ( Persistent , Bioakkumulierend und Toxisch) haben dazu geführt, dass HBCD im Rahmen der Chemikalienbewertung unter REACh als besonders besorgniserregender Stoff (SVHC - substance of very high concern) eingestuft wurde. Seine Aufnahme in Anhang 1 der Stockholmer Konvention wird derzeit diskutiert. Trotz seiner negativen Eigenschaften darf HBCD momentan noch verwendet werden, da keine gleichwertigen Alternativen zur Verfügung stehen. Die HBCD-produzierenden und weiterverarbeitenden Industrien haben jedoch in den letzten Jahren verschiedene Programme zur Kontrolle und Reduktion von HBCD Emissionen initiiert (z.B. VECAP - Voluntary Emissions Control Action Programme und SECURE - Self Enforced Control of Use to Reduce Emissions). Um einen Eindruck der HBCD-Belastung von Biota an deutschen Küsten zu gewinnen wurden Poolproben von Silbermöweneiern dreier Standorte in der Nord- und Ostsee im Rahmen eines retrospektiven Monitorings untersucht. In Silbermöweneiern von den beiden Nordseestandorten Trischen und Mellum schwankten die HBCD-Konzentrationen (Summe aller Diastereomere ) zwischen 13,8 und 74,8 ng/g Fett (Trischen) und 4,17-107 ng/g Fett (Mellum). Eier von der Ostseeinsel Heuwiese wiesen HBCD-Gesamtgehalte von 25,1- 98,7 ng/g Fett auf. Von den drei Hauptdiastereomeren in technischem HBCD wurde nur alpha-HBCD in allen Eiproben nachgewiesen. Die Konzentrationen von beta- und gamma-HBCD bewegten sich dagegen meist im Bereich der Nachweisgrenze. In allen Proben war die Konzentration von (-)-alpha-HBCD geringfügig höher als die von (+)-alpha-HBCD. Die zeitlichen Konzentrationsverläufe waren an allen drei Probenahmeflächen ähnlich: Bis zum Jahr 2000 stiegen die Konzentrationen an, danach ist eine deutliche Abnahme zu erkennen. Silbermöweneier aus Trischen wiesen zwischen 1988 und 2008 mittlere Konzentrationen von 7,7-41,1 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD und 5,9-31,2 ng/g Fett (+)-alpha-HBCD auf. Nach 2000 nahmen die Gehalte signifikant ab und erreichten im Jahr 2008 Werte unterhalb der Ausgangsgehalte von 1988. Etwas höhere Belastungen fanden sich in Eiern aus Mellum. Hier lagen die Konzentrationen der beiden alpha-HBCD Enantiomere bei 2,1-66 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD bzw. 1,7-40,8 ng/g Fett (+)-alpha-HCBD. Auch hier nahmen die Konzentrationen nach 2000 ab, die Abnahme war aber weniger ausgeprägt als in Trischen. Erst im Jahr 2008 waren die Konzentrationen auf etwa 50% der Werte von 2000 gesunken. Die mittlere Belastung von Möweneiern von der Ostseeinsel Heuwiese lag zwischen 1998 und 2008 bei 13,3-52,0 ng/g Fett (-)-alpha-HBCD und 11,6-44,7 ng/g Fett (+)-alpha-HBCD. Eine signifikante Abnahme zeigt sich hier nach 2002. Im Jahr 2008 lagen die Konzentrationen deutlich unterhalb der Werte von 1998. Obwohl in technischem HBCD gamma-HBCD dominiert, findet sich in Möweneiern fast ausschließlich alpha-HBCD. Dieser Befund bestätigt frühere Untersuchungen. Als mögliche Gründe werden drei Faktoren diskutiert: (1) eine bessere Bioverfügbarkeit von alpha-HBCD wegen seiner höheren Wasserlöslichkeit, (2) eine Biotransformation von gamma- und beta-HBCD zu alpha-HBCD und (3) eine rasche Metabolisierung von gamma- und beta-HBCD, so dass es zu einer Anreicherung des langsamer abbaubaren alpha-Diastereomers kommt. Die beobachtete Abnahme der HBCD-Belastung in Möweneiern an allen drei Umweltprobenbank-Standorten deutet darauf hin, dass die Maßnahmen zur Emissionsreduktion greifen und/oder dass der Verbrauch von HBCD in den letzten Jahren rückläufig ist. Aktualisiert am: 12.01.2022 Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche Datenrecherche
Beitrag im Rahmen der FKTG: Zur Anwendung des geoWK-11 „Kriterium zur Bewertung des Schutzes des ewG durch das Deckgebirge“ wird in BGE (2020j) ausgeführt: „Aufgrund der Wasserlöslichkeit von Steinsalz erfolgte die Anwendung im Vergleich zu den anderen Wirtsgesteinen unterschiedlich. Ausschlaggebend für die Bewertung von Steinsalz ist ein punktuelles Auftreten „ungünstiger“ Verhältnisse, während für kristalline Wirtsgesteine und Tongesteine ein flächiges Auftreten „ungünstiger“ Verhältnisse ausschlaggebend für die Bewertung ist. Kristalline Wirtsgesteine werden grundsätzlich als grundwasser- und erosionshemmend angesehen. Dies wird in der zusammenfassenden Bewertung entsprechend berücksichtigt.“ Diese Vorgehensweise ist in Anlehnung an den Indikator „Potenzialbringer“ (geoWK-2) nicht nachvollziehbar. Demnach sind „GW-Leiter in Nachbarschaft zum Wirtsgestein (hier: Tonstein/ewG) vorhanden“ als „nicht günstig“ zu bewerten, unabhängig davon, ob diese Verhältnisse punktuell oder flächenhaft bestehen. Es wird nicht erläutert, wie sich punktuelle und flächenhafte Gegebenheiten quantitativ voneinander unterscheiden. Das StandAG fordert hier explizit die Isolation des Wirtsgesteins Tongestein von GW-führenden Schichten. Nicht plausibel ist die Bewertung, dass Kristallingesteine trotz des potenziellen Vorhandenseins von Klüften von BGE grundsätzlich als grundwasserhemmend eingestuft werden. Stellungnahme der BGE: Fachliche Einordnung: Die BGE kann die Kritik nicht nachvollziehen. Begründung: Die Gebiete wurden als Ganzes bewertet. Bei großflächigen Gebieten, wie sie im Tongestein vorliegen, die nur lokal „bedingt günstige“ oder „ungünstige“ Verhältnisse aufweisen, sind die günstigen Flächen ausreichend groß, um ein mögliches Endlager aufzunehmen. Entsprechend beschrieben für Kriterium 11 „Schutz durch das Deckgebirge“ ist dies in Kapitel 5.6.1.4 des Fachberichts zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020k) und in Kapitel 7.11 der Arbeitshilfe zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020a). // Der Indikator „Potenzialbringer“, in dem das „Vorhandensein von Gesteinsschichten mit hydraulischen Eigenschaften und hydraulischem Potenzial, die die Induzierung beziehungsweise Verstärkung der Grundwasserbewegung im einschlusswirksamen Gebirgsbereich ermöglichen können“ bewertet wird, wurde in Schritt 1 Phase I pauschal für alle Gebiete mit „günstig“ bewertet. Entsprechend beschrieben ist dies in Kapitel 5.6.1.1 des Fachberichts zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020k) und in Kapitel 7.2.3.2 der Arbeitshilfe zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020a). Eine nähere Betrachtung der Grundwasserhorizonte erfolgt erst in Schritt 2 Phase I. Seite 21-22: Die Kriterien 2 „Konfiguration der Gesteinskörper“ und 11 „Schutz des Deckgebirges“ wurden für alle Wirtsgesteine anhand ortspezifischer Daten bewertet. Da also ortsspezifische Daten vorliegen, mussten keine günstigen Annahmen getroffen werden. Entsprechend beschrieben für Kriterium 11 „Schutz durch das Deckgebirge“ ist dies in Kapitel 5.6.1.4 des Fachberichts zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020k) und in Kapitel 7.11 der Arbeitshilfe zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien (BGE 2020a). Die Kartendarstellungen der Teilgebiete in Ergänzende Kartendarstellungen zur Anwendung der geowissenschaftlichen Abwägungskriterien gemäß § 24 StandAG im Rahmen von § 13 StandAG illustrieren dabei die Bewertungsgrundlage […] Initiale Rückmeldung im Rahmen der FKTG: nicht vorhanden. Stellungnahme einer externen Prüfstelle:nicht vorhanden.
Beitrag im Rahmen der FKTG: Ich dachte Steinsalz eignet sich nicht wegen der nicht möglichen Rückholbarkeit? Stellungnahme der BGE: Dieser Hinweis wurde nach der Fachkonferenz beantwortet. Der Antwort ist nichts hinzuzufügen. Initiale Rückmeldung im Rahmen der FKTG: Sehr geehrte/r Teilnehmer/in, Salzgestein wird im Standortauswahlgesetz mit Bezug auf den Stand von Wissenschaft und Technik als eines von drei möglichen Wirtsgesteinen für ein Endlager für hochradioaktive Abfälle genannt. Jedes der drei Wirtsgesteine hat spezifische Vor- und Nachteile. Das Wirtsgestein weist eine Reihe von Eigenschaften auf, die eine Endlagerung von hochradioaktiven Abfällen ermöglichen oder begünstigen. Zu den Eigenschaften von Steinsalz als potentielles Wirtsgestein gehört die hohe Wärmeleitfähigkeit. Diese ermöglicht es, die von den hochradioaktiven Abfällen ausgehende Nachzerfallswärme schnell abzuleiten. Des Weiteren weist Steinsalz unter Druck plastische Eigenschaften auf, die es ermöglichen, entstandene Risse und Hohlräume im Gestein durch sogenanntes „Kriechen“ zu verschließen und horizontale und/oder vertikale Bewegungen des umgebenden Gebirges ohne zu brechen auszuhalten. Weiterhin ist Steinsalz hydraulisch dicht und somit undurchlässig gegenüber Gasen und Flüssigkeiten. Zu den weniger günstigen Eigenschaften von Steinsalz als potentielles Wirtsgestein gehören die hohe Wasserlöslichkeit und das geringe Rückhaltevermögen langzeitsicherheitsrelevanter Radionuklide. Die Darstellung der Maßnahmen, die eine Rückholung der radioaktiven Abfälle in der Betriebsphase sicherstellen und die zur Ermöglichung einer Bergung nach der Verschlussphase getroffen werden sollen, erfolgt im Rahmen der vorläufigen Sicherheitsuntersuchungen. Welche Maßnahmen ergriffen werden sollen, wird im Rahmen der Arbeiten in Schritt 2 der Phase I und den weiteren Phasen des Standortauswahlverfahrens erarbeitet werden. Mit freundlichen Grüßen BGE Stellungnahme einer externen Prüfstelle:nicht vorhanden.
Passive Probenahme spürt Chemikalien in Flüssen sicher auf Eine Studie im Auftrag des UBA kommt zu dem Ergebnis, dass sogenannte Passivsammler sehr nützlich für die chemische Gewässerüberwachung sind. Diese Probenahmetechnik arbeitet mit Silikonstreifen und ist konventionell genommenen Wasserproben häufig überlegen, da sie auch sehr niedrige Konzentrationen, kurzzeitige Stoffeinträge und unbekannte Einleitungen in Gewässer nachweisen kann. Im Projekt „Anwendung von Passivsammlern in Überwachungsprogrammen gemäß WRRL und MSRL – Identifizierung von Kontaminationsschwerpunkten, Referenzstandorten und neuen Schadstoffen (AnPassa)“ hat das Umweltbundesamt ( UBA ) in Zusammenarbeit mit der Bundesanstalt für Gewässerkunde (BfG) Passivsammler zur Ermittlung von Kontaminationsquellen und Stoffmustern in Flüssen erprobt. Exemplarische Feldstudien in Flüssen zeigen, dass Passivsammler kontaminierte von weniger kontaminierten Standorten unterscheiden und die Quellen der Verunreinigungen oder zeitliche Veränderungen von Stoffkonzentrationen aufdecken können. So konnte in diesem Projekt beispielsweise ein Kontaminationsschwerpunkt von umweltschädigenden polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen ( PAK ) in einem Zufluss der Saar identifiziert werden. Die mit Passivsammlern ermittelten Gehalte für PAK stimmen mit den Konzentrationen dieser Stoffe in Muscheln, die von der Umweltprobenbank des Bundes ermittelt wurden, überein. Das bestätigt Forschungsergebnisse zur Wasserbeprobung mit Passivsammlern als „künstliche Muschel“. Ein Screening von 140 Pflanzenschutzmittelwirkstoffen zeigt ein weiteres Anwendungsfeld für ereignisbezogene Messungen in landwirtschaftlich geprägten Gewässern. Die Studie liefert wichtige Hinweise zur praktischen Handhabung, zur Installation im Gewässer und zur Vor- und Aufbereitung sowie Lagerung im Labor. Die Berechnung der Stoffkonzentration und qualitätssichernde Maßnahmen gemäß DIN EN ISO 5667-23:2011-06 werden ebenfalls diskutiert. Funktionsweise von Passivsammlern Passivsammler reichern Stoffe mit geringer Wasserlöslichkeit über mehrere Wochen direkt aus dem Gewässer an. Treibende Kraft ist der Verteilungskoeffizient zwischen Wasser- und Sammlerphase. Chemikalien diffundieren aus dem Wasser in den Passivsammler und reichern sich dort an. Nach einer bestimmten Sammeldauer werden die Passivsammler im Labor mit Lösemittel extrahiert und die Stoffkonzentrationen analysiert. Auf diese Weise wird der integrierende Gehalt der Stoffe ermittelt. So lassen sich auch Stoffe nachweisen, die wegen ihrer niedrigen Konzentrationen im Wasser schwer zu bestimmen wären. Temporäre Einträge während des Sammelns werden ebenfalls erfasst.
Zur Erfassung der Effekte von Pflanzenschutzmitteln (PPP) auf Bodenorganismen ist eine korrekte Berechnung der initialen Konzentration (PECsoil) von wesentlicher Bedeutung. Die PECsoil ist abhängig von der räumlichen und zeitlichen Verteilung der PPP, die durch physikochemische (Kow, Wasserlöslichkeit, Abbaubarkeit) und Bodenkennwerte (pH-Wert, organischer Gehalt, Bodenart etc.) mitbestimmt werden. Die potentiellen Effekte auf Bodenorganismen werden zudem durch räumliche und zeitliche Verteilung der Bodentiere als auch durch ihre spezifische Sensitivität gegenüber der Chemikalie bestimmt. Eine neue Herangehensweise zur Bestimmung von relevanten Umwelt-Konzentrationen in Abhängigkeit von der bevorzugten Aufenthaltstiefe der Organsimen wird zur Zeit diskutiert. Zu Überprüfung dieser Herangehensweise wurden zwei Outdoor Terrestrische Mesokosmos Studien (TME) durchgeführt, um das Verhalten der Pestizide im Boden über die Zeit zu untersuchen und gleichzeitig die Exposition und die Effekte auf Bodenorganismen zu messen. Zudem wurde eine Indoor TME-Studie unter Verwendung radioaktiv markierter Substanzen durchgeführt, um den Gehalt an nicht-extrahierbaren Rückständen zu ermitteln. Für die Studie [1] (outdoor) und [2] (indoor) wurden die beiden Insektizide Lindan (log Kow > 3) und Imidacloprid (log Kow < 1) mit unterschiedlichen physiko-chemischen Eigenschaften eingesetzt. Für die Studie [2] wurden die gleichen Stoffe mit radioaktiver Markierung verwendet. In Studie [3] (outdoor) wurde das Pestizid Carbendazim verwendet, welches bei bestimmten Konzentrationen regenwurmtoxisch ist. Die Ermittlung der statistischen Signifikanz der Effekte erfolgte mit Hilfe unterschiedlicher univariater und multivariater statistischer Methoden. Aus der gemeinsamen und zusammenführenden Betrachtung der gesamten Ergebnisse werden Handlungsempfehlungen für die Risikobewertung von Bodenorganismen abgeleitet. Quelle: Forschungsbericht
Tief im Inneren der Erde Quelle: BASE Bei der geologischen Tiefenlagerung werden Atomabfälle über einen Schacht ins Erdinnere gebracht Zur Lagerung radioaktiver Abfälle in tiefen geologischen Gesteinsschichten wird ein Endlagerbergwerk errichtet und die Abfälle werden eingelagert. Danach wird es dauerhaft verschlossen. Geologische und technische Barrieren, die die Abfälle umschließen, sollen sie über Jahrtausende sicher abschirmen. Für die langfristige Sicherheit sind stabile geologische Formationen von besonderer Wichtigkeit. Der Bundestag hat sich 2017 mit breiter Mehrheit für die Endlagerung in tiefen Gesteinsschichten ausgesprochen. Das Standortauswahlgesetz legt detailliert fest, wie die Suche ablaufen soll und in welcher Form sich Bürger:innen daran beteiligen können. Anforderungen an den Standort Es gibt viele Daten darüber, wie es in Deutschland unter der Erde aussieht. Sie werden in der ersten Phase der Endlagersuche von der Bundesgesellschaft für Endlagerung mbH ausgewertet. Gebiete, deren Untergrund beschädigt oder gefährdet ist, kommen als Endlagerstandort nicht in Frage. Damit werden Bergbaugebiete und Gegenden, in denen Vulkane aktiv waren oder die Gefahr von Erdbeben besteht, ausgeschlossen. Auch Wasser ist ein Problem. Radioaktive Stoffe dürfen nicht durch Wasserpfade an die Erdoberfläche gelangen. Schließlich geben die Abfälle auch im Endlager noch Wärme ab. Das Gestein soll sie gut ableiten können. Die Suche konzentriert sich auf diejenigen Teilgebiete, welche die günstigsten geologischen Eigenschaften aufweisen. An geeignete Standorte werden Mindestanforderungen gestellt. 300 Meter Gestein sollen zum Beispiel das Endlager von der Erdoberfläche trennen. Eine ausreichend mächtige Schicht aus Kristallingestein (z. B. Granit), Steinsalz oder Tongestein muss es umgeben. Die drei Wirtsgesteine Salz Steinsalz verfügt über günstige gebirgsmechanische Eigenschaften, die die Herstellung großer Hohlräume ohne speziellen Ausbau ermöglichen. Unter Druckbelastung verhält es sich plastisch, sodass die Entstehung von Klüften und Spalten weitgehend verhindert wird. Auch entstandene Risse heilen schnell wieder aus. Steinsalz besitzt darüber hinaus eine äußerst geringe Durchlässigkeit und kann somit gewährleisten, dass eingelagerte Abfallstoffe völlig umschlossen und abgekapselt werden. Ein weiterer Vorteil von Steinsalz ist die sehr hohe spezifische Wärmeleitfähigkeit, die Nachzerfallswärme ableitet. Aufgrund seiner Wasserlöslichkeit müssen Wasserzutritte ins Einlagerungssystem unbedingt vermieden werden. Ton Tonsteine fungieren in einem Gebirge oft als eine natürliche geologische Barriere. Diese günstigen Barriereeigenschaften von Ton entstehen infolge einer sehr geringen Permeabilität bzw. einer entsprechend geringen Gebirgsdurchlässigkeit, ihrer charakteristischen Plastizität sowie aufgrund ihrer Pufferfunktion. Zudem verfügen Tonsteine über eine überdurchschnittliche Rückhaltekapazität für Schadstoffe und Radionuklide . Jedoch sind diese günstigen Barriereeigenschaften nicht zwangsläufig an günstige Wirtsgesteinseigenschaften geknüpft, für die zusätzlich besondere mechanische und thermische Eigenschaften maßgebend sind. Granit Kristalline Gesteine wie zum Beispiel Granit zeichnen sich allgemein durch eine hohe Festigkeit aus. Jedoch neigt das Gestein zur Bildung von Rissen in unterschiedlicher Ausbildung. Im Endlagerkonzept für das Wirtsgestein Kristallin ist daher vorgesehen, dass ein Spezialbehälter eine wesentliche Barrierefunktion übernimmt. Infolge der möglichen Klüftigkeit innerhalb des Gesteins sowie einer geringen Fähigkeit, Radionuklide abzuschirmen, werden die Hohlräume zwischen den Spezialbehältern mit den radioaktiven Abfällen und dem Gebirge mit einer zusätzlichen geotechnischen Barriere verfüllt. Diese besteht aus Bentonit, einem quellfähigen Tonmineral. Der beste Wirt Wenn die Abfallbehälter irgendwann zerfallen sind, darf von einem Endlager keine Gefahr für die nachfolgenden Generationen an der Erdoberfläche ausgehen. Dabei spielt das Wirtsgestein eine entscheidende Rolle, also das Gestein, in dem die Abfälle für immer eingeschlossen werden sollen. Finnland errichtet derzeit eine Anlage im Granit, Fachleute sprechen von Kristallin. Die Schweiz und Frankreich erkunden Standorte in Tongestein. Granit, Salz und Ton gelten nach Expertenansicht als geeignetes Wirtsgestein für die Endlagerung . Alle drei Arten sind in Deutschland vorhanden. Keines der Gesteine ist für sich betrachtet besser oder schlechter. Bei der Bewertung kommt es immer auch darauf an, wie die Abfälle gelagert werden und wie das umgebende Gestein beschaffen ist. Jedes Gestein hat seine Vor- und Nachteile. Bauzeit und Fertigstellung des Endlagers Abhängig vom Endlagerkonzept Die Bauzeit ist unter anderem vom Endlager-konzept am Standort abhängig, das für eines der Wirtsgesteine entwickelt wird. Nach dem Bau werden die hochradioaktiven Abfälle in dem neu errichteten Bergwerk dauerhaft eingelagert. Bevor dies passieren kann, werden die Abfälle aus den bundesweiten Zwischenlagern zum Endlager transportiert und in spezielle Behälter umverpackt. Die Einlagerung wird voraussichtlich mehrere Jahrzehnte andauern. Rückholung der Abfälle Solange das Endlager in Betrieb ist, sind die Abfälle rückholbar – falls sich zum Beispiel aufgrund von Entwicklungen in Wissenschaft und Technik Alternativen zur Endlagerung in tiefengeologischen Schichten auftun. Mehr Anzeigen Weniger Anzeigen Nachdem alle Abfälle eingelagert sind, wird das Endlager verschlossen. Auch danach sollen die Abfälle für einen Zeitraum von 500 Jahren geborgen werden können. Mit Blick auf die Endlagersuche stehen alle Beteiligten bereits heute vor der Herausforderung, sich mit Zeiträumen auseinanderzusetzen, die bis weit in die Zukunft reichen. Dies zeigt die besondere Verantwortung der heutigen Generation, das Projekt Endlagerung auf einen guten Weg zu bringen. Informationen zum gesetzlichen Hintergrund Nachdem alle Abfälle eingelagert sind, wird das Endlager verschlossen. Auch danach sollen die Abfälle für einen Zeitraum von 500 Jahren geborgen werden können. Mit Blick auf die Endlagersuche stehen alle Beteiligten bereits heute vor der Herausforderung, sich mit Zeiträumen auseinanderzusetzen, die bis weit in die Zukunft reichen. Dies zeigt die besondere Verantwortung der heutigen Generation, das Projekt Endlagerung auf einen guten Weg zu bringen. Informationen zum gesetzlichen Hintergrund FAQ Wie ist der aktuelle Stand des Verfahrens? Werden auch Alternativen zur tiefengeologischen Lagerung in Deutschland untersucht? Können die hochradioaktiven Abfälle aus dem Endlager zurückgeholt werden? Nach welchen Kriterien wird der Endlagerstandort gesucht? Wie viele hochradioaktive Abfälle müssen endgelagert werden? Wie ist der aktuelle Stand des Verfahrens? Aktuell befindet sich das Standortauswahlverfahren in der ersten von drei Phasen. Der erste Schritt der Phase 1 ist bereits abgeschlossen: Das mit der Suche beauftrage Unternehmen, die Bundesgesellschaft für Endlagerung ( BGE ), hat geologische Daten der Länder gesammelt und ausgewertet. Den ersten Arbeitsstand hat die BGE in Form eines Zwischenberichts (2020) veröffentlicht und in der Fachkonferenz Teilgebiete mit der Öffentlichkeit diskutiert . Die BGE hat im Zwischenbericht 90 Teilgebiete ausgewiesen, die 54 Prozent des Bundesgebiets umfassen. Im weiteren Verlauf der ersten Phase wird das Unternehmen die Teilgebiete eingrenzen und Regionen vorschlagen, die es dann weiter untersuchen wird. Damit die Arbeit der BGE nachvollziehbar bleibt, plant die BGE eine jährliche Veröffentlichung von Arbeitsständen zur Eingrenzung der Teilgebiete. Die ersten Arbeitsstände wurden am 04.11.2024 veröffentlicht. Sie sind jedoch rein vorläufiger Natur und sollen einen Einblick in die Arbeitswerkstatt der BGE geben. Im nächsten Arbeitsschritt führt die BGE u. a. repräsentative vorläufige Sicherheitsuntersuchungen durch und bewertet damit erstmalig im Verlauf des Standortauswahlverfahrens die Sicherheit eines möglichen Endlagers in den jeweiligen Teilgebieten. Ziel von Phase 1 ist Ermittlung von potenziellen Standortregionen , die das Unternehmen in Phase 2 weiter untersuchen wird. In allen Regionen wird das BASE Regionalkonferenzen einrichten, die eine umfassende und langfristige Beteiligung der regionalen Öffentlichkeit ermöglichen. Werden auch Alternativen zur tiefengeologischen Lagerung in Deutschland untersucht? Die Kommission Lagerung hoch radioaktiver Abfallstoffe („Endlagerkommission“) , die wesentliche Grundlagen für das heute gültige Standortauswahlgesetz geschaffen hat, hat sich intensiv mit Alternativen zu einer tiefengeologischen Lagerung in Deutschland auseinandergesetzt ( z. B. Langzeitoberflächenlagerung, technische Umwandlung, tiefe Bohrlöcher). Sie ist zu dem Schluss gekommen, dass nach heutigem Stand von Wissenschaft und Technik keine der Alternativen dieselbe Sicherheit garantieren kann wie der Einschluss in tiefe geologische Schichten. Der Export der Abfälle ins Ausland wurde sowohl von der Kommission als auch vom Deutschen Bundestag mit Blick auf die Verantwortung für die Abfälle und mögliche Risiken abgelehnt. Das BASE betreibt darüber hinaus aufgabenbezogene Forschung. Hierzu zählt auch die umfassende Beobachtung des Standes von Wissenschaft und Technik. Können die hochradioaktiven Abfälle aus dem Endlager zurückgeholt werden? Das Standortauswahlgesetz sieht vor, dass die Abfälle während der Betriebsphase des Endlagers rückholbar sein müssen. Nach der Errichtung des Endlagers wird dieses für einen Zeitraum von mehreren Jahrzehnten aktiv betrieben. In dieser Zeit werden alle hochradioaktiven Abfälle eingelagert und erste Kammern verfüllt. Sollte es nötig sein, die Abfälle in dieser Phase wieder aus dem Endlager herauszuholen, spricht man von der Rückholung. Nach der Phase des aktiven Betriebs wird das Endlager schließlich stillgelegt. Alle Schächte und Zugänge werden verfüllt und verschlossen und die gesamten übertägigen Anlagen zurückgebaut. Sollten spätere Generationen die Abfälle dennoch wieder aus dem Endlager herausholen wollen, spricht man von einer Bergung. Um diese grundsätzlich zu ermöglichen, müssen z. B. die Endlagerbehälter für mindestens 500 Jahre nach dem Verschluss des Endlagers stabil bleiben. Die Bergung kann z. B. durch das Auffahren eines zweiten Bergwerks in Nachbarschaft zu dem ursprünglichen Endlagerbergwerk erfolgen. Voraussetzung dafür sind die Wiederauffindbarkeit – das heißt die genaue Kenntnis der Lage der Abfälle zum Zeitpunkt der Einlagerung, die Identifizierbarkeit bestimmter Behälter bei Teilrückholung oder -bergung sowie der intakte Zustand der Behälter. Nach welchen Kriterien wird der Endlagerstandort gesucht? In einem ersten Schritt werden die im Standortauswahlgesetz formulierten Ausschlusskriterien wie Vulkanismus, Erdbeben und Bergbau geprüft. Regionen/Standorte, die eines dieser Kriterien erfüllen, sind nicht für ein Endlager geeignet. Im nächsten Schritt wird geprüft, welche Gebiete die sogenannten Mindestanforderungen erfüllen. Demnach sollen u.a. mindestens 300 Meter Gestein das Endlager von der Erdoberfläche trennen. Eine ausreichend mächtige Schicht aus Tongestein, Steinsalz oder Kristallingestein (z.B. Granit) soll die hochradioaktiven Abfälle umgeben. Nur Regionen bzw. Standorte, die alle Mindestanforderungen erfüllen, sind für ein Endlager geeignet. Zwischen den dann verbleibenden Gebieten werden weitere geowissenschaftliche Vor- und Nachteile abgewogen. Hierzu werden die im StandAG formulierten geowissenschaftlichen Abwägungskriterien angewendet. Beispielsweise wird geprüft, inwiefern radioaktive Stoffe über Wasserpfade an die Erdoberfläche gelangen könnten oder wie gut das Gestein, das die Abfälle umschließt, die gefährlichen Stoffe zurückhalten und so am Übergang in die Biosphäre hindern kann. Erst bei vergleichbaren geologischen Voraussetzungen werden die sogenannten planungswissenschaftlichen Abwägungskriterien angewendet. So sollen Naturschutzgebiete, Kulturdenkmäler oder dicht besiedelte Gebiete möglichst nicht beeinträchtigt werden. Die Ausschluss- und Abwägungskriterien sowie die Mindestanforderungen werden in jeder Phase des Standortauswahlverfahrens von der Bundesgesellschaft für Endlagerung mbH angewendet. Wie viele hochradioaktive Abfälle müssen endgelagert werden? Bis zum Ausstieg aus der Nutzung der Atomenergie werden voraussichtlich 1750 Behälter mit hochradioaktiven Abfällen anfallen. Dies entspricht einem Volumen von rund 27.000 Kubikmetern. Zum Thema Alternative und verworfene Entsorgungsoptionen hochradioaktiver Abfälle
Landesverwaltungsamt - Pressemitteilung Nr.: 043/08 Landesverwaltungsamt - Pressemitteilung Nr.: 043/08 Halle, den 17. April 2008 5. Informationsveranstaltung im Rahmen des Anhörungsverfahrens zur Ausweisung des Biosphärenreservats ¿Karstlandschaft Südharz¿ Die Mitarbeiter der Verwaltung des Biosphärenreservats laden am Mittwoch, den 23.04.2008, um 17:00 Uhr zur fünften Informationsveranstaltung im Rahmen des Anhörungsverfahrens zur Ausweisung des Biosphärenreservats ¿Karstlandschaft Südharz¿ ein, diesmal zum Thema ¿Geologische Besonderheiten und Fledermäuse im Karst¿ ein. Ort der Veranstaltung ist der Versammlungsraum in der Verwaltung des Biosphärenreservates in der Halleschen Straße 68 a in Roßla, neben dem Einkaufszentrum ¿Rosspassage¿ gelegen. Der Gipskarsthöhenzug am Südrand des Harzes prägt die Landschaft auf besondere Weise und hat auf Grund der Wasserlöslichkeit des Gipses eine Vielzahl von Karsterscheinungen herausgebildet. Das Karstgebiet ist zudem Lebensraum für eine Vielzahl von Fledermausarten, deren Erforschung in dem Gebiet eine lange Tradition hat. Die Verwaltung des Biosphärenreservats bietet allen Interessierten einmal wöchentlich am Standort der Verwaltung in Roßla Vorträge zu speziellen Themen an. Natürlich besteht auch darüber hinaus die Möglichkeit, Informationen zu erhalten und offene Fragen zu klären. Auskünfte sind jederzeit auch unter 034651/298890 in der Verwaltung des Biosphärenreservats erhältlich. Impressum: Landesverwaltungsamt Pressestelle Ernst-Kamieth-Straße 2 06112 Halle (Saale) Tel: +49 345 514 1244 Fax: +49 345 514 1477 Mail: pressestelle@lvwa.sachsen-anhalt.de Impressum LandesverwaltungsamtPressestelleErnst-Kamieth-Straße 206112 Halle (Saale)Tel: +49 345 514 1244Fax: +49 345 514 1477Mail: pressestelle@lvwa.sachsen-anhalt.de
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