Leitfaden: "Arsentransfer aus belasteten Böden in

Abschlussbericht
Vorhaben B 1.10 „Arsentransfer aus belasteten Böden in Nahrungsund Futterpflanzen“ des Länderfinanzierungsprogramms Wasser,
Boden, Abfall, Teil Boden der Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft
Bodenschutz (LABO)
Datum:
31. Mai 2012
Auftraggeber:
Ministerium für Landwirtschaft, Umwelt und
Verbraucherschutz Mecklenburg-Vorpommern
Auftrag vom:
20. August 2009
Ansprechpartner:
Dr. Ingo Müller (Sächsisches Landesamt für Umwelt,
Landwirtschaft und Geologie)
Marie Heusler (Ministerium für Landwirtschaft, Umwelt
und Verbraucherschutz Mecklenburg-Vorpommern)
Auftragnehmer:
ahu AG Wasser · Boden · Geomatik, Aachen
Technische Universität Dresden
Projektbearbeitung:
Dipl.-Geogr. Carolin Kaufmann-Boll, Dr. Silke Höke
Dr. Silvia Lazar (ahu AG)
Dr. Carsten Brackhage, Prof. Dr. E. Gert Dudel
(TU Dresden)
Aktenzeichen:
10089 / LABOAS
Ausfertigung Nr.:
Abschlussbericht
ahu AG Wasser · Boden · Geomatik, Vorstand: Dr. H.-Georg Meiners
Kirberichshofer Weg 6, 52066 Aachen, Telefon: +49 241 900011-0, Fax: +49 241 900011-9
TU Dresden, Institut für Allgemeine Ökologie und Umweltschutz, Prof. Dr. E. Gert Dudel
Pienner Straße 7, 01735 Tharandt, Telefon: +49 35203 3831390, Fax: +49 35203 3831399
LABO-Vorhaben B 1.10
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INHALT
1
2
3
4
5
Einleitung
Wissenschaftlicher Stand zum Arsentransfer Boden – Pflanze
2.1 Einfluss der P-Verfügbarkeit
2.2 Akkumulation und Speziierung von Arsen
2.3 Aufnahmemechanismen für Arsen
2.4 Toxizität und Toleranzmechanismen
2.5 Bedeutung von Mykorrhiza-Pilzen
2.6 Schlussfolgerungen
Erfahrungen der Vollzugspraxis
3.1 Bezugsrahmen und -literatur
3.2 Vorliegende Erfahrungen mit Arsen in Boden und Nutzpflanze
3.3 Defizite
3.4 Schlussfolgerungen
Aussagekraft und Aufwand von Arsenspezies-untersuchungen
Konzeption und Ergebnisse der Gefäß- und Feldversuche
5.1 Gefäßversuche – Material und Methoden
5.1.1
5.1.2
5.1.3
5.1.4
5.1.5
5.1.6
5.2
45
5.2.1
5.2.2
5.2.3
46
48
Veränderung pH-Wert und Elementgehalte im Substrat
Veränderung der Bodenlösung
Einfluss der Versuchsvarianten auf Biomasse und Sproß/WurzelVerhältnis
Einfluss der Versuchsvarianten auf den Elementgehalt der Pflanzen
Transfer und Verteilung in der Pflanze
52
54
60
Gefäßversuche – Ergebnisse Ackernutzung
62
5.3.1
5.3.2
5.3.3
62
65
5.3.4
5.3.5
6
7
8
34
36
39
40
42
43
Gefäßversuche – Ergebnisse Grünlandnutzung
5.2.4
5.2.5
5.3
Versuchsdesign
Substrat – Beschaffung, Vorbereitung und Charakterisierung
Substrat – Messparameter und Aufbereitung
Pflanzen - Pflanzung und Kulturbedingungen
Pflanzen - Messparameter und Aufarbeitung
Statistische Auswertung
2
3
4
4
7
10
12
13
15
15
15
25
27
28
33
33
Veränderungen pH-Wert und Elementgehalt im Substrat
Veränderungen der Bodenlösung
Einfluss der Versuchsvarianten auf Biomasse und Sproß/WurzelVerhältnis
Einfluss der Versuchsvarianten auf den Elementgehalt der Pflanzen
Transfer und Verteilung in der Pflanze
5.4 Feldversuche
5.5 Feldversuche – Ergebnisse Bodenanalyse
5.6 Feldversuche – Ergebnisse Pflanzenanalysen und Transfer
Fazit
Literatur
Abkürzungsverzeichnis
1
72
76
84
88
89
91
93
95
100
LABO-Vorhaben B 1.10
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EINLEITUNG
ahu AG
Von Juli 2010 bis Mai 2012 wurde das Vorhaben B 1.10 „Arsentransfer aus
belasteten Böden in Nahrungs- und Futterpflanzen“ bearbeitet. Die
Förderung erfolgte im Rahmen des Länderfinanzierungsprogramms
Wasser, Boden, Abfall, Teil Boden der Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft
Bodenschutz (LABO). Ausgangspunkt für die Bearbeitung waren die
Ergebnisse des LABO-Vorhabens B 4.07 „Ermittlung und Beurteilung des
Mobilisierungspotenzials von Arsen in Böden“.
Ziel des Vorhabens war es, weiterführende praxisgerechte Hinweise, z.B.
Bewirtschaftungsempfehlungen, für die Beurteilung eines möglichen
Übergangs von Arsen vom Boden in Nahrungs- und Futterpflanzen zu
geben. Soweit hinreichend konkrete Gefährdungen identifiziert werden,
sollten diese mit praktischen Lösungsansätzen minimiert werden. Das
wesentliche Endprodukt des Vorhabens ist ein vollzugs- und
anwendungsorientierter
Leitfaden,
der
auf
dem
aktuellen
wissenschaftlichen Kenntnisstand sowie auf vorhandenen Erfahrungen
beim Umgang mit Bodenbelastungen durch Arsen in Bund und Ländern
aufbaut. Darüber hinaus wurden vertiefende, Gefäß- und Feldversuche
konzipiert und durchgeführt, um die vorhandenen Erkenntnisse weiter zu
erhärten. Die Ergebnisse der Versuche werden im vorliegenden Bericht
ausführlich beschrieben und sind in die Kenaussagen des Leitfadens
eingeflossen.
Auf Anregung des unterstützenden und projektbegleitenden Arbeitskreises
wurden in den Leitfaden Musterempfehlungen für Landwirte integriert, die
von den Unteren Bodenschutzbehörden und Landwirtschaftsbehörden als
Vorlage für eine lokale Empfehlungsbroschüre verwendet werden können.
Der vorliegende Abschlussbericht dient zur Ergebnisdokumentation und
ergänzt den erarbeiteten Leitfaden Arsentransfer aus Böden in Nahrungsund Futterpflanzen – Gefahrenbeurteilung und Maßnahmen. Er enthält die
Ergebnisse der Literaturrecherche, die vorliegenden Erfahrungen aus der
Vollzugspraxis der Länder, eine Gegenüberstellung des Aufwands und des
Nutzens von Arsenspeziesuntersuchungen sowie das Konzept zur
Durchführung der Gefäß- und Feldversuche und ihre Ergebnisse.
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LABO-Vorhaben B 1.10
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WISSENSCHAFTLICHER
BODEN – PFLANZE
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STAND
ZUM
ARSENTRANSFER
TU Dresden
Die wissenschaftlichen Untersuchungen widmen sich in der Regel den
mechanistischen Erklärungen der As-Aufnahme und -Akkumulation in
Pflanzen sowie den entsprechenden Toleranzmechanismen und der
Toxizität. Die für die Einschätzung des Transfers im Nahrungsnetz so
wichtige Quantifizierung steht fast immer im Hintergrund. Daher sind aus
diesen Studien zwar die Einflussgrößen für einen Arsentransfer zu
ermitteln, oft aber nicht die Größenordnung, mit der diese wirksam werden.
Dies hängt selbstverständlich auch damit zusammen, dass das komplexe
Zusammenwirken der vielen Faktoren in Abhängigkeit der spezifischen
Standortverhältnisse keine generalisierenden Aussagen zulässt.
Die meisten wissenschaftlichen Untersuchungen zu Arsen in Pflanzen gibt
es über Reis (Oryza sp.). Als großflächig angebaute Nahrungspflanze in
Gebieten mit erhöhter Arsenbelastung steht er im Fokus der weltweiten
Sorge um Gefahren durch erhöhten Arsentransfer im Nahrungsnetz.
Dagegen sind für weitere Getreidearten und Futtergräser nur wenige
Untersuchungen bekannt.
Arsen liegt in der pflanzlichen Umwelt (Boden, Atmosphäre/Staub, Wasser)
in verschiedenen Spezies vor. Die häufigsten sind Arsenat(III) (auch
Arsenit) und Arsenat(V). Entsprechend der Speziierung z. B. im Boden
bzw. in der Bodenlösung wird Arsen durch die Pflanzen unterschiedlich
aufgenommen. Dies wirkt sich auf das Akkumulationsverhalten aus, zeigt
sich in unterschiedlichen Aufnahmemechanismen für unterschiedliche
Arsenspezies und steht damit auch unter dem Einfluss unterschiedlicher
Boden- bzw. Umgebungsparameter. Bodenparameter, die von den meisten
Untersuchungen als wesentlich eingestuft werden, sind:
Redoxpotenzial,
pH-Wert,
P-Gehalt (pflanzenverfügbarer P, damit P-Düngung),
Verfügbare andere Nährstoffe (wichtig für die Stöchiometrie in den
Pflanzen),
Menge an organischem Kohlenstoff im Boden.
Weitere direkte oder indirekte Einflussgrößen resultieren daraus (u. a.
Arsenspeziierung) bzw. aus der gegenseitigen Beeinflussung von Boden
und Pflanze. Im Folgenden wird zusammenfassend auf die vielen
empirischen Studien zum Einfluss der P-Verfügbarkeit auf das Aufnahmeund Akkumulationsverhalten von Arsen durch Pflanzen eingegangen, bevor
weitere Aspekte des Arsentransfers vom Boden in die Pflanzen behandelt
werden.
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Wissenschaftliche Erkenntnisse zur Freisetzbarkeit von As aus dem Boden
unter verschiedenen Standortbedingungen – insbesondere des Redoxpotenzials – wurden bereits im Vorgänger-Projekt der LABO B 4.07 „Ermittlung und Beurteilung des Mobilisierungspotenzials“ aufgearbeitet (siehe
Overesch et al. 2008). Rinklebe & Du Laing 2011 zeigen ein Modell, wie
unter Einbezug von biotischen und abiotischen Redoxvorgängen sowie von
Eisen, die Mobilität, Dynamik, Bioverfügbarkeit, Toxizität, letztlich also das
Vorkommen und der Verbleib von Arsen in der Umwelt gesteuert werden.
Diese biogeochemischen Prozesse führen zur Bildung oder Zerstörung
arsenhaltiger Trägerphasen und verändern die Spezies und
Bindungsformen des Arsens. Praxisrelevante Aspekte hierzu wurden in den
Leitfaden Arsentransfer aus Böden in Nahrungs- und Futterpflanzen –
Gefahrenbeurteilung und Maßnahmen eingearbeitet.
2.1
Einfluss der P-Verfügbarkeit
Die Abhängigkeit der Arsenaufnahme und Translokation/Akkumulation von
der P-Verfügbarkeit im Substrat/in der Nährlösung wird in vielen Studien
beschrieben (z. B. Meharg et al. 1994a; Meharg & Macnair 1994; Meharg
et al. 1994b; Geng et al. 2006; Zhao et al. 2010). In den meisten Fällen
wurde die P-Verfügbarkeit nicht im Einzelnen nachgewiesen, sondern nur
eine P-Düngung vollzogen. Das Ergebnis bleibt trotzdem in fast allen Fällen
das Gleiche: Erhöhte P-Verfügbarkeit bzw. stärkere P-Düngung führt zu
einer verminderten Aufnahme und Akkumulation von Arsen in der Pflanze
(kompetitive Hemmung). Die mechanistischen Erklärungen dafür werden in
den nächsten Kapiteln beschrieben. In welchem Umfang beispielsweise
eine P-Düngung bei landwirtschaftlichen Nutzpflanzen zur Reduzierung der
Arsenaufnahme führt, wurde von Serfling & Klose 2008 getestet. Sie konnten eine um 41 % geringere Arsenkonzentration in der Gesamtpflanze von
Sommergerste bei Vergleich zwischen P-gedüngten und nicht gedüngten
Varianten feststellen. Allerdings waren für die As-Konzentrationen im Korn
keine Unterschiede feststellbar. Eine extrem weit über den Pflanzenbedarf
hinaus gehende „Sanierungsdüngung“ mit Phosphat scheint hingegen
einen gegenteiligen Effekt auszulösen: Marschner et al. (2010) berichten in
diesem Zusammenhang über eine deutliche Steigerung der As-Mobilität im
Boden und einer erhöhten Aufnahme in Gemüsepflanzen, insb. Kopfsalat
nach Einbringen großer Mengen an Triplesuperphosphat.
2.2
Akkumulation und Speziierung von Arsen
Artspezifische Unterschiede
Verschiedene Pflanzenarten zeigen ein sehr unterschiedliches Aufnahmeund Akkumulationsverhalten bezüglich Arsen. Auf nicht kontaminierten
Böden liegen die Pflanzengehalte in oberirdischen Kompartimenten
zumeist unter 1 mg kg-1 Trockengewicht (TG) (Cullen & Reimer 1989;
Kabata-Pendias & Pendias 1992). Untersucht man Boden und oberirdische
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LABO-Vorhaben B 1.10
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Pflanzenkompartimente am gleichen Standort, werden normalerweise
Transferfaktoren (TF) von < 0,1 gefunden. Viele Pflanzen einschließlich
Nahrungs- und Futterpflanzen vermeiden daher offensichtlich
die
Aufnahme. Wichtiger aber noch ist die in der Regel geringe Translokation
von den Wurzeln in oberirdische Kompartimente. Auf der anderen Seite
gibt es als Arsen-Hyperakkumulatoren bezeichnete Pflanzen, die auf
kontaminierten Standorten bis zu 2 % ihrer oberirdischen Biomasse an
Arsen akkumulieren (Ma et al. 2001; Zhao et al. 2009). Dieses Phänomen
ist bisher beschränkt auf bestimmte Farnarten (z. B. die Saumfarnart Pteris
vittata). Daneben sind einige Pflanzenarten bekannt, die relativ tolerant
gegenüber erhöhten Arsenkonzentrationen im Gewebe sind, wie
Schachtelhalm-(Equisetum)-Arten (Meharg 2003), Douglasie (Pseudotsuga
menziesie) (Haug et al. 2004) oder auch die Brassicaceae Isatis
capadocica (Karimi et al. 2009). Diese Arten kommen auf kontaminierten
Standorten vor und zeigen dann erhöhte As-Konzentrationen (Toleranz, s.
Kapitel 2.4). Untersuchungen, inwieweit diese Arten als Zeigerpflanzen für
As-belastete Flächen dienen können, fehlen derzeit. Alle bisher genannten
Arten kommen auch auf unbelasteten Flächen vor. Hinweise für eine
entsprechende Belastung erhält man möglicherweise nur über die
Artenzusammensetzung an einem Standort. Dabei ist die Überlagerung mit
Effekten durch andere Kontaminanten zu berücksichtigen und vielfach
schwierig. Ergänzend ist zu erwähnen, dass auch bei Wasserpflanzen
(aquatischen Makrophyten) Robinson et al. 2006 und Mkandawire & Dudel
2005 auf As-belasteten Standorten in Neuseeland und Deutschland
erhöhte
As-Konzentrationen
feststellen
konnten.
Eingehende
Untersuchungen inklusive Gefäßversuchen im Gewächshaus zeigten, dass
dies allerdings ein Resultat physiko-chemischer Adsorptionsprozesse an
der Oberfläche von untergetauchten Pflanzenteilen und Wurzeln ist, was
durch die Bildung u. a. von Fe-Präzipitaten („Fe plaques“) eben dort
ermöglicht wird.
Fazit: Es gibt große artspezifische Unterschiede, aber es sind nur wenige
„Hyperakkumulatoren“ bekannt. Die meisten Pflanzenarten schränken
zumindest den Transfer in die oberirdischen Organe anteilig ein.
Sortenspezifische Unterschiede
Es gibt immer wieder Hinweise in der Literatur auf sortenspezifische
Unterschiede im Verhalten bezüglich Arsenaufnahme und -akkumulation,
wobei sich bisher vorliegende Arbeiten zumeist auf Reis, Sommergerste
und Winterweizen beschränken. Wesentliche Ergebnisse liefern
Untersuchungen zu Reis (Zhang et al. 2008; Norton et al. 2009a; Norton et
al. 2009b). Die Arsenkonzentrationen in Reiskörnern von 13 Sorten
unterschieden sich auf unterschiedlichen Standorten in Bangladesh, Indien
und China jeweils beim Vergleich an einem Standort signifikant bei
Konzentrationen von 0,11 – 0,84 mg kg-1 (Norton et al. 2009a). In
Deutschland wurden von Serfling & Klose 2008 Gefäßversuche mit 20
Winterweizensorten und 10 Sommergerstesorten durchgeführt. Die
Arsenkonzentration in der Gesamtpflanze variierte zwischen den
Sommergerstesorten bei gleichem Substrat nach 4 Wochen Wachstum
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LABO-Vorhaben B 1.10
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zwischen 5,5 – 8,1 mg kg-1, wobei kein signifikanter Unterschied zwischen
den Sorten festzustellen war. Zwischen den Winterweizensorten waren
dagegen die As-Konzentrationen signifikant unterschiedlich. Sie lagen
substratabhängig zwischen 3,9 und 7,0 bzw. 5,6 und 8,3 mg kg-1. Bei
einem Sortenunterschied von bis zu 44 % kann so die Sortenwahl und
damit die genetische Prädisposition einen nicht zu vernachlässigenden
Einfluss auf den As-Gehalt in relevanten Nutzpflanzen haben. Nicht klar
zum Ausdruck in diesem Bericht kommt, ob es sich bei Bezug auf
„Gesamtpflanze“ um den gesamten oberirdischen Teil handelt, oder
wirklich die gesamte Pflanze gemeint ist (einschließlich Wurzel, und wenn
mit Wurzel, ob diese dann gewaschen wurde). Die As-Konzentrationen im
Korn von Winterweizen sind ebenfalls sortenabhängig signifikant
unterschiedlich mit Werten von 0,6 – 1,0 mg kg-1 TM. Dies entspricht auch
in der Größenordnung den Ergebnissen bei Reiskörnern. In
Gefäßversuchen sowohl als Hydrokultur-Ansatz als auch Substrat-Ansatz
mit zwei Sorten Winterweizen fanden Geng et al. 2006 hoch signifikante
Unterschiede der As-Konzentrationen zwischen den Sorten sowohl für die
oberirdischen als auch die unterirdischen Pflanzenteile. Schließlich ist zu
erwähnen, dass auch zwei Sorten Tomaten nach Exposition mit
unterschiedlichen As-Spezies ein signifikant unterschiedliches Verhalten
zeigten. Dies betraf sowohl das Pflanzenwachstum als auch das
Akkumulationsverhalten von Arsen in den einzelnen Pflanzenteilen.
Fazit: Die Sortenwahl scheint eine Einflussgröße zur Verringerung der AsKonzentrationen in Getreide und anderen Nutzpflanzen zu sein. Das bisher
untersuchte Sortenspektrum sollte allerdings ergänzt und auf weitere
relevante Nutzpflanzen (z. B. Mais) ausgedehnt werden.
Arsenspeziierung in Pflanzen
Studien einer ganzen Reihe von Pflanzen sowohl im terrestrischen als auch
im aquatischen Bereich (Wasserpflanzen) an Standorten mit erhöhten AsKonzentrationen in der Umwelt haben gezeigt, dass – quantitativ gesehen
– im Wesentlichen anorganische Arsenspezies (Asi) in den Pflanzen zu
finden sind (Koch et al. 2000; Kuehnelt et al. 2000; Geiszinger et al. 2002).
Sowohl Arsenat(III) als auch Arsenat(V) werden dabei nachgewiesen und
das Verhältnis dieser beiden anorganischen Spezies variiert von
Pflanzenart zu Pflanzenart. Allerdings werden von Zhao et al. 2010 die
Resultate z. T. angezweifelt, da durch entsprechende Probengewinnung
(chemische Extraktionsverfahren) und Aufbereitung (Gefriertrocknung)
Arsenat(III) leicht zu Arsenat(V) oxidiert wird. Andere Untersuchungen
unter kontrollierten Bedingungen zeigen, dass vornehmlich Arsenat(III) als
anorganische Spezies in Pflanzen vorliegt (Pickering et al. 2000; Dhankher
et al. 2002; Raab et al. 2005). Die Untersuchungen an Acker-Schmalwand
(Arabidopsis thaliana) als auch Ruten-Kohl (Indischer Senf) (Brassica
juncea) zeigen darüber hinaus, dass Arsenat(III) in Komplexbindung mit
den Sulfhydryl-Gruppen thiol-reicher Peptide wie Glutathion und
entsprechenden Phytochelatinen (pflanzliche Chelatbildner) vorliegt
(Pickering et al. 2000; Dhankher et al. 2002).
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Neben den anorganischen Spezies gibt es eine Reihe methylierter AsSpezies wie Monomethylarsonsäure (MMA), Dimethylarsinsäure (DMA)
und Trimethylarsinoxid (TMAO). Die Konzentrationen der methylierten
Arsenspezies sind in der Regel niedrig, können aber z. B. bei alleiniger
Verfügbarkeit dieser Spezies in der Bodenlösung bis über 70 % des
gesamten Arsens in der Pflanze ausmachen (Zhao et al. 2010). Schon in
frühen Studien zur Arsenspeziierung in Pflanzen weisen Nissen & Benson
1982 darauf hin, dass methylierte Spezies in den pflanzlichen Zellen auch
selbst entstehen können, speziell wenn Stress durch Nährstoffmangel (in
diesem Fall durch P und N) entsteht.
Schließlich werden in höheren Pflanzen neben einigen unbekannten AsSpezies noch Arsenozucker, Arsenocholine und Arsenobetaine gefunden
(Koch et al. 2000; Kuehnelt et al. 2000). Während in marinen Algen Arsen
hauptsächlich als Arsenozucker vorliegt (Castlehouse et al. 2003), sind die
Konzentrationen in höheren Pflanzen niedrig und es ist unklar, ob diese in
den pflanzlichen Zellen gebildet oder aufgenommen werden (Zhao et al.
2010).
Fazit: Quantitativ spielen die anorganischen As-Spezies mit bis zu 90 %
Anteil am gesamten As-Gehalt die wesentliche Rolle im pflanzlichen
Gewebe, gefolgt von den methylierten Spezies MMA und DMA. Die
Verteilung der analytisch nachweisbaren Spezies wird auch durch die
Probenahme und -aufbereitung maßgeblich beeinflusst. Daher sind viele
Untersuchungsergebnisse nicht direkt vergleichbar.
2.3
Aufnahmemechanismen für Arsen
Arsenspeziierung in der Rhizosphäre
Das Milieu der Rhizosphäre kann stark unterschiedlich zu den
umgebenden Bodenverhältnissen sein. Dies ist besonders unter anaeroben
Verhältnissen und damit für Feuchtgebietspflanzen gegeben, wie wir sie
auch in als Grünland genutzten Auenbereichen vorfinden. Unter
wassergesättigten Bedingungen liegt Arsen hauptsächlich als Arsenat(III)
vor. In der Rhizosphäre kann Arsenat(III) dagegen mit Hilfe des über
Aerenchymgewebe von Makrophyten transportierten und dann durch
Rhizome und Wurzeln ausgeschiedenen Sauerstoffs zu Arsenat(V) oxidiert
werden. Zusätzlich wird Eisen oxidiert und präzipitiert als sog. „Fe plaque“
(zumeist Fe(OH)3) auf der Wurzeloberfläche. Arsenat(V) zeigt eine hohe
Affinität zum „Fe plaque“, was einen signifikanten Effekt auf die
Absorptionskinetik von Arsen hat (Chen et al. 2005). Bei Reiswurzeln mit
„Fe plaque“ wurde eine verminderte Aufnahme von Arsenat(V), aber eine
verstärkte Aufnahme von Arsenat(III) festgestellt.
Unter aeroben Bedingungen ist Arsenat(V) die im Wesentlichen von den
Pflanzen aufgenommene anorganische Arsenspezies. Allerdings gibt es
Hinweise auf das Vorhandensein auch von Arsenat(III) unter diesen
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LABO-Vorhaben B 1.10
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Bedingungen (Ultra et al. 2007; Vetterlein et al. 2007), was als Folge von
Wurzelausscheidungen (u. a. organische Säuren, saure Phosphatasen)
diskutiert wird (Xu et al. 2007; Logoteta et al. 2009). Ausgeschiedenes
Arsenat(III) wird in der Rhizosphäre entweder zu Arsenat(V) oxidiert oder
wieder resorbiert.
Fazit: Die Analyse der Bodenverhältnisse führt nicht in jedem Fall zu einer
genauen Einschätzung der möglichen Aufnahme durch die Pflanze. Im
Zweifelsfall ist eine Pflanzenanalyse anzuschließen.
Aufnahme und Transport in der Pflanze
Die im Wesentlichen von den Pflanzen über die Wurzeln aufgenommenen
Arsenspezies sind Arsenat(V), Arsenat(III), Monomethylarsonsäure (MMA)
und Dimethylarsinsäure (DMA).
Arsenat(V) wird über Phosphattransportersysteme (Systeme u. a.
bestehend aus Membranproteinen zum Transport von Phosphat durch die
Zellmembran) aufgenommen. Zu diesem Schluss kommt man zum einen
durch physiologische Untersuchungen, die eine starke Reduzierung der
Arsenaufnahme durch Anwesenheit von Phosphat belegen (Ullrich-Eberius
et al. 1989; Abedin et al. 2002; Mkandawire et al. 2006). Zum anderen
zeigen Mutanten des Acker-Schmalwands (Arabidopsis thaliana) mit
defektem Phosphattransportsystem stärkere Toleranz gegenüber
Arsenat(V) (Gonzalez et al. 2005; Catarecha et al. 2007). Verschiedene
Phosphattransportersysteme zeigen unterschiedliche Affinitäten zu
Arsenat(V). Beispielsweise wird für die Saumfarnart Pteris vittata (ArsenHyperakkumulator) eine höhere Affinität für Arsenat(V) gegenüber Pflanzen
ohne Hyperakkumulator-Eigenschaften beschrieben (Wang et al. 2002;
Poynton et al. 2004).
Im Gegensatz zu Arsenat(V) ist die arsenige Säure (H3AsO3) des
Arsenat(III) bei pH-Werten < 8 zu mehr als 94 % nicht dissoziiert. Pflanzen
nehmen daher Arsenat(III) vornehmlich als As(OH)3 auf. Die Eintrittsstellen
sind, ähnlich wie bei Mikroorganismen und auch tierischen Zellen,
intrinsische Proteine des Plasmalemmas (Zellmembran), eine Unterfamilie
der Aquaporine. Für die im Zusammenhang mit Arsentransport als NIPs
(nodulin 26-like intrinsic proteins) beschriebenen Aquaporine konnte in
mehreren Studien die Durchlässigkeit für Arsenat(III) beschrieben werden
(Bleeker et al. 2006; Isayenkov & Maathuis 2008; Ma et al. 2008; Kamiya et
al. 2009). Dabei handelt es sich um eine ganze Reihe verschiedener NIPs,
die diese Eigenschaft zeigen. Eine Übersicht dazu mit Referenzen findet
sich bei Zhao et al. 2010. Wichtig für den Transport ist die Tatsache, dass
spezielle NIPs an der proximalen Seite von Exodermis- und
Endodermiszellen für die Abgabe von Arsenat(III) in Richtung Xylem
(Gefäßteil der Leitbahnen) und damit den Ferntransport verantwortlich sind.
Dies wurde zumindest so für Reis nachgewiesen (Ma et al. 2008).
Interessant ist, dass diese NIPs eigentlich die Aufnahme von Si aktiv
steuern und somit eine Beeinflussung der As-Aufnahme durch Si möglich
8
LABO-Vorhaben B 1.10
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ist, was mittlerweile durch einige Untersuchungen mit Si-Düngung belegt
wurde (Bogdan & Schenk 2008; Li et al. 2009b).
Methylierte Arsenspezies wie MMA und DMA entstehen im Wesentlichen
durch die Aktivität von Mikroorganismen im Substrat/Sediment. Die
Aufnahme dieser Spezies, zumindest unter den kontrollierten Bedingungen
einer Hydrokultur, wurde in mehreren Studien nachgewiesen (Marin et al.
1992; Marin et al. 1993; Carbonell-Barrachina et al. 1998; CarbonellBarrachina et al. 1999; Abedin et al. 2002). Eine Aufnahme in die
pflanzlichen Zellen durch Diffusion durch das Plasmalemma (Zellmembran)
kommt allerdings kaum in Frage (Cullen & Nelson 1992). Li et al. 2009a
konnten an Reis zeigen, dass undissoziierte methylierte Arsenspezies über
das Aquaporin Lsi1 in die Wurzelzellen aufgenommen werden. Da MMA
und DMA geringere Dissoziationskonstanten als Arsenat(III) haben, ist die
Aufnahme stark vom äußeren pH-Wert abhängig. Je geringer der pH-Wert,
desto höher die Aufnahme von MMA und DMA, was einhergeht mit einem
höheren Anteil an undissoziierten Molekülen.
Im Xylemsaft und damit im Ferntransport der meisten untersuchten
Pflanzen dominiert Arsenat(III). Dies führt zu der Vermutung, dass dies
auch die Spezies ist, die hauptsächlich von den Wurzelzellen an den
Xylemsaft abgegeben wird (Zhao et al. 2009). Auch bei alleiniger Gabe von
Arsenat(V) wird hauptsächlich Arsenat(III) im Xylem transportiert, was mit
der Tatsache zusammenpasst, dass Wurzeln über eine hohe Kapazität zur
Reduktion von Arsenat(V) verfügen (Pickering et al. 2000; Xu et al. 2007).
Wenig ist bekannt über den Transport im Phloem.
Fazit: Die Untersuchung von Arsenspezies in der Bodenlösung gibt zwar
einen Hinweis, ob mehr methylierte oder anorganische Arsenspezies
aufgenommen werden bzw. werden können, hat aber keine Bedeutung für
eine quantitative Aussage zum Aufnahmeverhalten und den tatsächlich in
der Pflanze vorhandenen mehr oder weniger toxischen Spezies.
Arsenmetabolismus in der Pflanze
Die wesentlichen in der Pflanze stattfindenden metabolischen Prozesse
sind sicherlich die Oxidation/Reduktion anorganischer Arsenspezies und
die hier schon erwähnte Reduzierung von Arsenat(V) zu Arsenat(III) sowie
die Methylierung. Daneben spielen die im Zusammenhang mit der Toxizität
bzw. Detoxifikation stehenden Bindungen/Komplexierungen z. B. mit
Sulfhydryl-Gruppen von Proteinen eine Rolle, auf die aber im nächsten
Kapitel eingegangen wird.
Die Methylierung von anorganischen Arsenspezies in der Pflanze wurde
schon von Nissen & Benson 1982 wahrscheinlich gemacht (s. Kap. 2.2).
Sie setzten radioaktives 74As (Arsenat(V)) in Gefäßversuchen als
Düngelösung ein und fanden unter P- und N-limitierten Bedingungen 74As
in der Pflanze auch in methylierten Spezies wieder. Bei ausreichender Pund N-Versorgung konnten kaum methylierte Spezies nachgewiesen
9
LABO-Vorhaben B 1.10
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werden. In einigen neueren Untersuchungen unter HydrokulturBedingungen wurden jeweils anorganische Arsenspezies der Lösung
zugesetzt und in pflanzlichem Gewebe als auch im Xylemsaft konnten
anschließend methylierte As-Spezies in geringen Mengen nachgewiesen
werden (Quaghebeur & Rengel 2003; Mihucz et al. 2005; Raab et al.
2005). Wie die Methylierung tatsächlich abläuft, kann von den aufgeklärten
Reaktionsfolgen bei Pilzen abgeleitet werden (Bentley & Chasteen 2002).
Mit Arsenat(III) als Ausgangssubstrat folgen bis zum volatilen
Trimethylarsin drei vergleichbare Methylierungsschritte. Diese werden über
die S-adenosyl-L-methyltransferase katalysiert, wobei jeweils S-adenosylL-methionin (SAM) als Methyl-Donor fungiert. Die Aktivität einer SAMabhängigen As-Methyltransferase konnte auch in Blattextrakten von Rotem
Straußgras (Agrostis capillaris, früher Agrostis tenuis) festgestellt werden
(Wu et al. 2002), einem Süßgras, das auch in Deutschland auf eher
trockenen Grünlandflächen weit verbreitet ist. Es entsteht im ersten Schritt
MMA(V). In den Mikroorganismen (Pilzen) ist nach Reduzierung zu
MMA(III) der nächste Methylierungsschritt zu DMA(V) nachgewiesen. Nach
erneuter Reduktion (DMA(III)) wird noch einmal zu TMAO(V) methyliert,
was wiederum zum volatilen TMA(III) reduziert wird (Qin et al. 2009). In
Pflanzen ist bisher nur von Reiswurzeln bekannt, dass sie MMA(V) zu
MMA(III) reduzieren können (Li et al. 2009a). Nicht bekannt ist, ob Pflanzen
volatile Komponenten wie TMA(III) metabolisieren (Zhao et al. 2010) und
so möglicherweise Arsen verlieren.
Inwieweit die auch in Pflanzen zu findenden Arsenozucker, Arsenocholine
und Arsenobetaine in den Pflanzen selbst metabolisiert werden oder als
solche aufgenommen werden, ist bisher nicht geklärt (Geiszinger et al.
2002).
Fazit: Offensichtlich ist die Methylierung in der Pflanze quantitativ von
geringer Bedeutung. Damit ist eine Reduktion durch Volatilisierung
(Ausgasung in die Atmosphäre) wahrscheinlich mengenmäßig
vernachlässigbar. Die energieaufwendige Reduktion von Arsenat(V) zu
Arsenat(III) führt möglicherweise zu reduziertem Wachstum.
2.4
Toxizität und Toleranzmechanismen
Die Toxizität von Arsen ist in starkem Maße abhängig von seiner
Speziierung in der Pflanze. Arsenat(V) als Phosphat-Analogon hat einen
starken Einfluss auf den Phosphatmetabolismus und damit z. B. auf die
Phosphorylierung und die ATP Synthese (Zhao et al. 2010). Dies führt zur
Störung des Energiehaushalts der Pflanzen und damit beispielsweise zu
Wachstumsreduktionen. Für Arsenat(III) ist ein Effekt auf die Struktur und
katalytische Funktion von Proteinen/Enzymen durch Bindung an SulfhydrylGruppen beschrieben (Ullrich-Eberius et al. 1989). Dies wiederum hat
Einfluss auf die biochemischen Prozesse innerhalb der einzelnen Zellen
und kann ebenfalls zu Wachstumsreduktionen bis hin zum Absterben von
Zellen und dann Geweben (im Extremfall zum Absterben der ganzen
Pflanze) führen. Es wird vermutet, dass die meisten beschriebenen
toxischen Effekte durch Arsenat(V) eigentlich auf die Wirkung von
10
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Arsenat(III) zurückgehen, da Arsenat(V) in der Pflanze relativ schnell zu
Arsenat(III) reduziert wird (s. o.) und damit keine relevanten Arsenat(V)Konzentrationen im Cytoplasma der Zellen erreicht werden (Bertolero et al.
1987).
Die Exposition von Pflanzen mit anorganischen Arsenspezies führt zur
Bildung von Sauerstoffradikalen. Dies induziert oxidativen Stress und führt
zu entsprechenden Reaktionen der pflanzlichen Zellen (Mylona et al. 1998;
Requejo & Tena 2005). Beispielsweise kommt es durch erhöhte
Arsenat(III)-Konzentrationen zur vermehrten Bildung von Enzymen des
antioxidativen Systems (Superoxid-Dismutase, Katalase, Gluthathion-STransferase), aber auch nicht-enzymatischer Antioxidantien wie Ascorbat
und Glutathion. Glutathion dient gleichzeitig als Vorläufer zur Bildung von
Phytochelatinen, deren Bildung ebenfalls durch anorganische Arsenspezies
induziert wird. Dies wiederum verringert die Menge an Glutathion, die als
Antioxidans zur Verfügung steht. Schließlich ist beschrieben, dass die
anorganischen Arsenspezies in Pflanzen weiter zu methylierten Spezies
(z. B. MMA, DMA) metabolisiert werden können, was zu weiterem
oxidativen Stress führt. Wie die Stressreaktionen artspezifisch ablaufen, ist
im Einzelfall noch zu untersuchen.
Toxizitätsgrenzen für Arsen ohne Differenzierung in die vorliegenden
Arsenspezies liegen für die meisten Pflanzen zwischen 1 und 100 mg
Arsen kg-1 TG in den oberirdischen Kompartimenten (Kabata-Pendias &
Pendias 1992). Davon ausgenommen sind Hyperakkumulatoren wie der
Saumfarn Pteris vittata, die erst ab 5.000 – 10.000 mg kg-1 Arsen in den
Wedeln Anzeichen von Toxizität zeigen (Zhao et al. 2002; Singh et al.
2006; Wei & Chen 2006).
Toleranzmechanismen beginnen mit der Vermeidung der Arsenaufnahme.
Dies ist von einigen Pflanzen auf As-kontaminierten Standorten
beschrieben, die die Aktivität des Phosphor-Transporter-Systems
unterdrücken und so weniger Arsen (in diesem Fall Arsenat(V)) aufnehmen
(Meharg & Hartley-Whitaker 2002). Wird Arsen in größeren Mengen aufgenommen, stehen mehrere Möglichkeiten der Detoxifikation zur Verfügung:
Zum einen kann Arsen komplexiert werden. Arsen induziert sehr stark die
Phytoochelatin-Synthese (Sneller et al. 1999; Schmöger et al. 2000) (s. o.).
Wird die Phytochelatin-Synthese künstlich blockiert (z. B. durch Lbuthionin-sulfoxim), erreicht man dadurch eine Hypersensitivität sowohl für
Arsenat(V) als auch für Arsenat(III) (Schmöger et al. 2000; Schat et al.
2002; Bleeker et al. 2006). Ähnliches wird auch von einem ArabidopsisMutanten ohne Phytechelatin-Synthese beschrieben (Ha et al. 1999). Im
Wesentlichen sind es die Sulfhydryl-Gruppen des Cysteins der
Phytochelatine, die mit Arsenat(III) komplexieren. Die Detoxifizierung über
Komplexbildung mit Phytochelatinen gilt im Wesentlichen für NichtHyperakkumulatoren. Dagegen besitzen die hyperakkumulierenden Farne
wie Pteris vittata andere Toleranzmechnismen (s. u.).
Die Phytochelatin-Arsenat(III)-Komplexe können dann als weiterer Schritt in
der Detoxifikation in die Vakuole transportiert und dort gespeichert werden
11
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
(Kompartimentierung).
Für
Hefe
wurde
ein
entsprechendes
Transportersystem identifiziert. Am Tonoplast von Wurzelzellen des
wolligen Honiggrases (Holcus lanatus) wurde der Transport
entsprechender Komplexe ebenfalls beobachtet (Bleeker et al. 2006). Wie
genau der Transport abläuft und welche Proteine beteiligt sind, ist bisher
nicht vollständig geklärt.
In den Zellen der Wedel der Saumfarnart Pteris vittata ist Arsen auch in
den Vakuolen abgelagert, allerdings als anorganisches Arsenat(III) (Lombi
et al. 2002; Pickering et al. 2006). Es wird ein stark energieabhängiger
Transport vermutet, der bisher nicht aufgeklärt wurde, aber wahrscheinlich
den Schlüssel für die Hyperakkumulation darstellt.
Als letzter möglicher Toleranzmechnismus kommt die aktive Ausscheidung
von Arsen durch Wurzelzellen in Frage. Dies wurde als Möglichkeit in einer
neueren Studie mit dem wolligen Honiggras (Holcus lanatus) für
Arsenat(III) dargestellt (Logoteta et al. 2009).
Fazit: Die meisten höheren Pflanzen besitzen keine ausgeprägten
Toleranzmechanismen
gegenüber
Arsen
bzw.
höheren
Arsenkonzentrationen in der Umwelt. Entsprechend sind die
Toxizitätsgrenzen niedrig und zudem abhängig von der Arsenspeziierung in
der Pflanze.
2.5
Bedeutung von Mykorrhiza-Pilzen
In der Regel sind Pflanzen, die auf Standorten mit As-Kontaminierung
wachsen, mykorrhiziert (Meharg et al. 1999; Sharples et al. 2000a;
Sharples et al. 2000b). Von Meharg et al. 1994b konnte gezeigt werden,
dass resistente Phänotypen des wolligen Honiggrases (Holcus lanatus)
gegenüber nicht-resistenten Phänotypen signifikant stärker mykorrhiziert
waren. In Untersuchungen von Sharples et al. 2000a wurde nachgewiesen,
dass der Pilzsymbiont Hymenoscyphus ericae eine entscheidende Rolle
bei der Kolonisation von arsenkontaminierten Bergbaustandorten (z.B.
Halden, Aufbereitungsplätze) durch Besenheide (Calluna vulgaris) spielt.
Der Mechanismus beruht dabei auf einer verstärkten Ausscheidung von
Arsenat(III) durch den Pilzsymbionten, ein Mechanismus für
Arsenresistenz, wie er auch für Bakterien und Hefe beschrieben wurde
(Meharg & Hartley-Whitaker 2002).
Dagegen werden für die Saumfarnart Pteris vittata als Hyperakkumulator in
mykorrhizierten Varianten noch einmal erhöhte Arsenaufnahmen
gegenüber nicht mykorrhizierten Varianten beschreiben (Al Agely et al.
2005; Liu et al. 2005).
Schließlich stellen Serfling & Klose 2008 fest, dass die Mykorrhizierung von
Sommergerste zwar zu einer leichten Erhöhung der Arsenkonzentration in
12
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
der Gesamtpflanze geführt hat, aber keine Unterschiede für die
Arsengehalte im Korn festzustellen sind.
Fazit: Die derzeit vorliegenden Erkenntnisse zeigen positive und negative
Effekte der Mykorrhiza auf die Arsenaufnahme und reichen nicht aus, um
Schlussfolgerungen für die Gefahrenabwehr abzuleiten. Zudem ist die
Mykorrhizierung in der Praxis für die Grünlandnutzung nicht zu
beeinflussen (vgl. Kap. 2.6).
2.6
Schlussfolgerungen
Die P-Düngung und hier speziell der Einfluss auf unterschiedlichen
Standorten (mit entsprechend unterschiedlichen Verhältnissen) ist art- und
sortenspezifisch z. T. widersprüchlich belegt und daher weiter zu
untersuchen und deren Effekte weiter zu evaluieren.
Wenig bekannt ist bisher über die Wechselwirkung von verringertem
Redoxpotenzial und P-Düngung. Hierzu sind weitere Untersuchungen
dringend nötig. Speziell die Quantifizierung dieser beiden Komponenten
unter unterschiedlichen Bedingungen (Pflanzenart/-sorte, Höhe und
Qualität der Arsenbelastung) ist zu untersuchen. Die angestrebten
Gefäßversuche sollen hierzu einen ersten Beitrag leisten.
Die Spezies-Analyse in den Pflanzen ist nur sinnvoll zur Unterscheidung
der toxikologisch relevanteren anorganischen Arsenspezies und den
weiteren Arsenverbindungen. Der Zusammenhang zwischen dem
Vorkommen bestimmter Arsenspezies im Boden und in der Pflanze ist nicht
eindeutig herzustellen, da es im Zuge der Aufnahme und Translokation in
der Pflanze zu einer veränderten Speziierung kommen kann (speziell
Reduktion von Arsenat(V) zu Arsenat(III). Außerdem ist die Methylierung
von Arsen durch Pflanzen zwar nachgewiesen, hat aber möglicherweise
quantitativ keine Bedeutung.
Interessant sind die wenigen Hinweise auf den Einfluss anderer
Stressoren, wie weiterer Nährstoffmangel durch Makro- und
Mikronährstoffe. Über die Wirkung komplexerer Belastungen mit Arsen als
einem Stressor neben anderen, z. B. Schwermetallen, gibt es bisher keine
eindeutigen Hinweise und dies ist deswegen in Zukunft ein weiteres weites
Forschungsfeld.
Toleranzmechanismen gegenüber erhöhten Arsenkonzentrationen in der
Umwelt, wie Vermeidung, Komplexierung oder Ausscheidung, besitzen die
meisten höheren Pflanzen nicht. Die Toxizitätsgrenzen sind niedrig und
abhängig von der Arsenspeziierung in der Pflanze.
Schließlich hat die Mykorrhizierung zwar einen Effekt, ist aber in der Praxis
für die Grünlandnutzung nicht zu beeinflussen, da sich standortbedingt
immer eine entsprechende Pilzflora einstellt. Bei z. B. Getreidenutzung
13
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
(Korngewinnung) ist die Mykorrhizierung möglicherweise ohne Bedeutung,
da es für die Arsengehalte im Erntegut keine oder nur geringe
Unterschiede gibt.
14
LABO-Vorhaben B 1.10
3
31.5.2012
ERFAHRUNGEN DER VOLLZUGSPRAXIS
ahu AG
Für einen Überblick über die Optionen des behördlichen Handelns und das
rechtskonforme Vorgehen, wurden die Erfahrungen der Vollzugsbehörden
des Bodenschutzes und landwirtschaftlicher Institutionen ausgewertet.
3.1
Bezugsrahmen und -literatur
Um einen einheitlichen Bezugsrahmen für den Ablauf von
Gefährdungsabschätzungen und den Untersuchungsablauf zu definieren,
baut der Leitfaden Arsentransfer aus Böden in Nahrungs- und
Futterpflanzen – Gefahrenbeurteilung und Maßnahmen in erster Linie auf
die Vorgaben des BBodSchG 1998 und der BBodSchV 1999 auf.
Allgemeine Arbeitshilfen zur Bewertung des Pfades Βoden – Nutzpflanze
bei schädlichen Bodenveränderungen auf landwirtschaftlich genutzten
Flächen wurden zusammengestellt, um im Leitfaden darauf zu verweisen.
Enthaltene Hinweise für Arsen sind in den Leitfaden eingeflossen. Der
Leitfaden für den Arsentransfer Boden – Nutzpflanze wird als Ergänzung zu
diesen Arbeitshilfen angesehen und ersetzt diese nicht.
3.2
Vorliegende Erfahrungen mit Arsen in Boden und Nutzpflanze
Die Erfahrungen der Vollzugsbehörden bei der Bearbeitung von Fragen
zum Arsentransfer Boden – Nutzpflanze wurden auf Grundlage der in
Tabelle 3-1 aufgeführten Berichte und ergänzenden Recherchen bei
ausgewählten Stellen der Länder1 ausgewertet.
In vier Bundesländern liegen umfangreiche, speziell auf Arsenbelastungen
in Böden ausgerichtete Untersuchungen und Handlungskonzepte für die
Bodenschutzbehörden vor (BY, BW, NW, SN). Handlungsempfehlungen für
betroffene Landwirte zum Umgang mit erhöhten Arsengehalten in Böden
stehen darüber hinaus in BY (Erdinger, Freisinger, Dachauer Moos), BW
(Regierungsbezirke Karlsruhe, Freiburg), NW (Kreise Coesfeld Borken) und
in SN (Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie, Sächsische
Landesanstalt für Landwirtschaft) zur Verfügung (vgl. Tab. 3-1). Die
1
Regierungspräsidium Freiburg - Referate Gewässer/Boden und
Futtermittelüberwachung (BW), Niedersächsisches Ministerium für Umwelt und
Klimaschutz, Niedersächsisches Landesamt für Bergbau, Energie und Geologie,
Landwirtschaftskammer Niedersachsen, Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt
und Landwirtschaft (SN), Landesdirektion Chemnitz (SN), Landesamt für Umwelt
und Verbraucherschutz NRW, Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft
und Geologie, Bayerisches Landesamt für Umwelt.
15
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Handlungsempfehlungen beziehen häufig auch andere Wirkungspfade wie
z. B. Boden – Mensch ein und erweitern damit den Kreis der Betroffenen
(z. B. Haus- und Gartenbesitzer).
Im Vordergrund der Berichte stehen zumeist die Untersuchung des Bodens
und der Mobilisierbarkeit des darin gebundenen Arsens, die Arsenquellen
und der Umgang mit der Belastung durch angepasste Maßnahmen zur
Gefahrenabwehr. Einzelne Untersuchungen von Pflanzenmaterial liegen
sowohl in BY, BW und NW vor, während in SN systematische Feld- und
Gefäßuntersuchungen zur Sortenabhängigkeit der Arsenaufnahme von
Futter- und Getreidepflanzen durchgeführt wurden.
Zur Einschätzung der Aussagekraft der Ammoniumnitrat-Extraktion gemäß
BBodSchV bei Arsen wurden von den Vertretern der Länder in der
projektbegleitenden Arbeitsgruppe Überschreitungen des Prüfwertes für
den Schadstoffübergang Boden - Nutzpflanze auf Ackerbauflächen im
Hinblick auf Wachstumsbeeinträchtigungen recherchiert.
Die Erfahrungen
zusammengefasst.
aus
der
Vollzugspraxis
werden
nachfolgend
Tab. 3-1:
Berichte und Empfehlungen insbesondere für Arsen in Boden und
Pflanzen aus der Vollzugspraxis der Länder
Land
Bericht
Inhaltl. Bezug
BY
Hinweise zum Umgang mit naturbedingt erhöhten Arsengehalten
in Böden des Erdinger, Freisinger und Dachauer Mooses (für
Landwirte, Verbraucher, Bauherren) erstellt von Regierung von
Oberbayern (2008) in Zusammenarbeit mit den bayerischen
Fachbehörden LfU, LfL, LGL.
Handlungsempfehlungen
für Betroffene
Handlungsempfehlungen für kommunale und staatliche Behörden
zum Umgang mit arsenbelasteten Böden im Erdinger, Freisinger
und Dachauer Moos erstellt von Regierung von Oberbayern (2004) in
Zusammenarbeit mit den bayerischen Fachbehörden LfU, LfL, LGL.
Dieses Merkblatt ist im bayerischen behördeninternen Netz verfügbar.
Handlungsempfehlungen
für Betroffene
Untersuchungen über die Arsenaufnahme von Grünlandpflanzen
auf belasteten Böden im Erdinger Moos im Jahresbericht
Jahresbericht 2004 und 2005 der Landesanstalt für Landwirtschaft
Institut für Agrarökologie, ökologischen Landbau und Bodenschutz
Untersuchungen
Pflanzenaufnahme
Flughafen München - Planfeststellungsverfahren 3. Start- und
Landebahn. Boden- und Rohstoffmanagement (2007)
Gefährdungsabschätzung
Boden – Mensch und
Boden-GW; nicht Boden –
Nutzpflanze
BW
Merkblatt für den Gemüseanbau auf schwermetallbelasteten Böden Handlungsempfehlungen
(Stand Januar 2011). Landratsamt Emmendingen.
für Landwirtschaft
Merkblatt für den Anbau von Nahrungs- und Futterpflanzen auf
schwermetallbelasteten Böden. Landratsamt Emmendingen (Stand
2011)
Pflichtenhinweise für
Landwirte
Arsen in Böden und Gesteinen im Regierungsbezirk Karlsruhe.
Status, Bewertung, Konsequenzen herausgegeben von LUBW
Landesanstalt für Umwelt, Messungen und Naturschutz BadenWürttemberg (2009)
Regionale Erfassung von
Verdachtsflächen und
Gefahrenbeurteilung
16
LABO-Vorhaben B 1.10
Land
31.5.2012
Bericht
Inhaltl. Bezug
Arsen in Böden – Hinweise zum Umgang mit naturbedingt erhöhten Handlungsempfehlungen
Arsengehalten im Oberboden des Kreises Borken (2010).
Gefahrenabwehr
Handlungsempfehlungen zur verschmutzungsarmen Nutzpflanzenernte. Landwirtschaft
Herausgegeben vom Kreis Borken und der LWK Nordrhein-Westfalen,
Kreisstelle Borken, Bezirksstelle für Agrarstruktur Münsterland.
NW
Arsen – Hinweise zum Umgang mit naturbedingt erhöhten
Handlungsempfehlungen
Arsengehalten in Böden (2006). Herausgegeben vom Kreis Coesfeld
für Betroffene
und der LWK Nordrhein-Westfalen, Kreisstelle Coesfeld, Bezirksstelle für
Agrarstruktur Münsterland.
SN
LABO
Bodenkundliche Untersuchung, Probenahme und Analytik von
Flächen mit prognostizierter Arsenanreicherung (2010).
Geologischer Dienst NRW. Dezember 2010.
Bodenchemische
Untersuchung
Bodenschutz; Schädliche Bodenveränderungen durch geogene
Arsenvorkommen (2008). Stellungnahme des LANUV NRW an den
Kreis Recklinghausen bzgl. des Stadtgebietes von Datteln
(unervöffentlicht).
Gefährdungsabschätzung,
Amtsinterne
Stellungnahme
Arsen in Böden des Kreises Borken – Untersuchung von
Pflanzenproben (2009). Gutachten der IFUA Projekt-GmbH im Auftrag
des Kreises Borken. November 2009.
Weitere
Sachverhaltsermittlung,
Amtsinternes Gutachten
Nachuntersuchungen zur digitalen Bodenbelastungskarte,
Clörather Mühle im Kreis Viersen. Gutachten der ahu AG im Auftrag
des Kreises Viersen, Amt für Wasser- und Abfallwirtschaft und
Kreisstraßen. März 2007.
Gefährdungsabschätzung,
Amtsinternes Gutachten
Fachgespräch „Maßnahmen bei großflächigen schädlichen
Bodenveränderungen – Wirkungspfad Boden – Pflanze und
Direktpfad Boden – Mensch – am 30. September und 1. Oktober
2003 beim BEW Essen. Dokumentation herausgegeben vom MUNLV,
AAV und LUA NRW (2003).
Ergebnisse eines
Fachgesprächs mit
besonderen Hinweisen zu
Arsen
Arsentransfer Boden – Pflanze – Entwicklung von Maßnahmen zur
Verhinderung des Arsentransfers im System Boden – Pflanze
(2008). Schriftenreihe des Landesamtes für Umwelt, Landwirtschaft und
Geologie Heft 32/2008.
Maßnahmen Boden –
Pflanze
Ermittlung und Beurteilung des Mobilisierungspotenzials von
Arsen in Böden. Abschlussbericht zum Projekt B 4.07 im
Länderfinanzierungsprogramm „Wasser, Boden und Abfall“
(Overesch et al. 2008)
Untersuchungen
Freisetzung aus Böden/
Redox
Arsen-Gesamtgehalte im Boden
Geeignete Voraussetzungen für eine As-Anreicherung im Boden finden
sich offensichtlich in:
- Niederungsböden mit As-Anreicherungen aus dem Grundwasser,
- Böden der Flussauen (Auenböden) und
- Böden aus Ausgangssubstraten mit erhöhten As-Gehalten.
Es treten verstärkt hohe As-Gehalte in den Talauen alter Bergbauregionen
der Mittelgebirge auf. Die Belastungen sind unabhängig davon, ob der
Bergbau in keltischer, römischer oder jüngerer Zeit stattfand. Solche
17
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Belastungen finden sich z.B. in den Regierungsbezirken Freiburg und
Karlsruhe, aber auch in Sachsen-Anhalt.
In belasteten Auenböden wird der Maßnahmenwert der BBodSchV von
50 mg kg-1 im Boden bei Grünlandnutzung häufig überschritten (z.B. in SN,
vgl. Kardel et al. 2011).
Die KW-löslichen As-Gehalte in Ackerböden liegen meist geringer als unter
Grünland. Die Arsengehalte im Boden schwanken kleinräumig stark in
Abhängigkeit der Standortbedingungen. Arsen ist im Boden häufig mit
Eisen vergesellschaftet.
Ammoniumnitratextrahierbare Arsen-Gehalte im Boden
Überschreitungen
des
Prüfwertes
im
AN-Extrakt
für
den
Schadstoffübergang Boden - Nutzpflanze auf Ackerbauflächen im Hinblick
auf Wachtumsbeeinträchtigungen treten in Baden-Württemberg auf
Ackerflächen und Sonderkulturen bei KW-extrahierbaren Gehalten über ca.
400 mg kg-1 auf. In Gärten sind bei Gesamtgehalten ab 100 mg kg-1
vereinzelt Überschreitungen feststellbar (vgl. Abb. 3-1).
Im Freistaat Sachsen finden sich in landwirtschaftlich genutzten Böden in
rund 10 % der bei der LfULG vorliegenden Oberbodenproben und in rund 5
% der Unterbodenproben mehr als 200 mg kg-1 As (Prüfwert
Pflanzenqualität).
Der
Prüfwert
für
mobile
Arsengehalte
für
Wachstumsbeeinträchtigungen von 0,4 mg kg-1 im Ammoniumnitrat-extrakt
wird in den Oberböden in 2,4 % und in den Unterböden in 1,8 % der
Gesamtproben überschritten (vgl. Tab. 3-2). Die Abb. 3-2 zeigt, dass eine
Differenzierung mit Blick auf Bodentypen, bei denen zeitweise
reduzierende Bedingungen erwartet werden können (Auenböden, Gleye,
Anmoore, Moore, Reduktosole) für die mineralischen Horizonte möglich ist.
Es wird deutlich, dass sich in diesen Böden häufiger höhere mobile Gehalte
finden als in Böden, die kein reduktives Milieu erwarten lassen. Diese
Aussage trifft auf Ober- wie Unterböden gleichermaßen zu. Ein
Zusammenhang zwischen den KW- und AN-Gehalten lässt sich jedoch
nicht herstellen (Mittlg. LfULG Sachsen 2011).
18
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Ackerland, Spargel, Hopfen, Sonderkultur,
Obst- und Weinbau
1400
n = 507
As (AN) [µg/kg]
1200
1000
800
600
Prüfwert BBodSchV
Wachtumsbeeinträchtigungen
400
200
0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
As (KW) [mg/kg]
Haus-, Klein- und Gemüsegarten
1400
n = 113
As (AN) [µg/kg]
1200
1000
800
600
Prüfwert BBodSchV
Wachtumsbeeinträchtigungen
400
200
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100 110 120
As (KW) [mg/kg]
Abb. 3-1:
Arsengehalte von Oberböden in Baden-Württemberg im AN- und
KW-Extrakt (Quelle: Datenzusammenstellung der LUBW 2011, nicht
flächendeckend).
19
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Tab. 3-2:
Arsen in landwirtschaftlich genutzten Böden im Freistaat Sachsen
(Quelle: Datenzusammenstellung LfULG Sachsen 2011)
Anzahl Proben
gesamt
-1
Anzahl > 200 mg kg As
[im KW-Extrakt]
-1
Anzahl > 0,4 mg kg As
[im AN-Extrakt]
Oberböden
11692
1117
281
Unterböden
9590
505
177
100,0
Freistaat Sachsen
Arsen in ldw. genutzten Böden (AN)
90,0
80,0
3857 min. Oberböden zeitweise reduzierend
3774 min. Oberböden nicht reduzierend
rel. Häufigkeit [%]
70,0
nicht reduzierend
zeitw. reduzierend
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
<25
25-50
50-100
100-200
200-400
400-1000
>1000
As-Konzentration, AN [µg/kg]
100,0
Freistaat Sachsen
Arsen in ldw. genutzten Böden (AN)
90,0
rel. Häufigkeit [%]
80,0
3846 min. Unterböden zeitweise reduzierend
2290 min. Unterböden nicht reduzierend
70,0
60,0
50,0
nicht reduzierend
zeitw. reduzierend
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
<25
25-50
50-100
100-200
200-400
400-1000
>1000
As-Konzentration, AN [µg/kg]
Abb. 3-2:
As-Konzentrationen im AN-Extrakt von Oberböden (oben) und
Unterböden (unten) verglichen zwischen nicht reduzierenden und zeitweise
reduzierenden Verhältnissen am jeweiligen Standort im Freistaat Sachsen. (Quelle:
Datenzusammenstellung der LfULG Sachsen 2011).
20
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
In landwirtschaftlich und forstlich genutzten Böden Bayerns treten auf
landwirtschaftlich genutzten Flächen keine Überschreitungen des
Prüfwertes für Wachstumsbeeinträchtigungen im Ackerbau von 0,4 mg kg-1
im AN auf. In der zugrunde gelegten, nicht flächendeckenden
Datenzusammenstellung der LfU Bayern (2011) liegen für Ackerflächen
jedoch nur vier Messwerte mit KW-Gehalten über 200 mg kg-1 und nur ein
Wert über 400 mg kg-1 vor. Von insgesamt 1.530 Proben zeigen 10 Proben
mehr als 0,4 mg kg-1 As im AN (max. 1,1 mg kg-1), wobei davon neun von
Waldstandorten aus dem Oberboden stammen. Von diesen neun
Waldstandorten zeigt keine Probe mehr als 50 mg kg-1 As im KW. Neben
den Waldstandorten zeigt eine Torfprobe unter Ödland mehr als
0,4 mg kg-1 As im AN. Auch diese Torfprobe weist keine auffällig hohen
Arsengehalte > 50 mg kg-1 im KW auf.
Bei Betrachtung aller verfügbare Datensätze von landwirtschaftlich
genutzten Böden betragen die KW-Maxima unter Acker 940 mg kg-1 und
unter Grünland 1610 mg kg-1. Es konnten keine Zusammenhänge zwischen
den AN- und KW-Gehalten für alle Datensätze (n=1.530) sowie für die
Nutzungen Acker (n=195) und Grünland (n=381) gefunden werden. Die
AN-Maxima betragen unter Acker 0,28 mg kg-1 und unter Grünland 0,26 mg
kg-1. Die hohen KW-Gehalte im Grünland stammen aus dem Erdinger und
Freisinger Moos. Dort führt ein arsenhaltiger Grundwasserstrom zu den
Anreicherungen im Boden. Da die Grundwässer häufig auch eisenhaltig
sind und zu einer stabilen Festlegung des Arsens führen, könnte dies die
geringen AN-Werte unter Grünland erklären. Möglicherweise nimmt auch
ein hoher pH-Wert im Grundwasserstrom darauf Einfluss.
Es konnten weiterhin keine Zusammenhänge zwischen KW- und den ANGehalten in Oberböden (n=499), Unterböden (n=466), Torfen (n=127)
sowie oxidierten (n=47) und reduzierten Gley-Horizonten (n=67) gefunden
werden. In den Oberbodenhorizonten wurden mit Ausnahme einiger
ebenfalls oberflächennaher Torfhorizonte die höchsten AN-Gehalte
gemessen, die jedoch stets unterhalb des Prüfwertes von 0,4 mg kg-1 für
Wachtumsbeeinträchtigungen liegen (ggf. Sonderfall Erdinger/Freisinger
Moos aufgrund der stabilen Anreicherung von As aus dem Grundwasser im
Oberboden). In den Unterbodenhorizonten2 wurden relativ geringe KW(max. ca. 117 mg kg-1) und AN-Konzentrationen (max. 0,1 mg kg-1)
beobachtet. In den Torfhorizonten liegen die KW-Werte mit zwei
Ausnahmen unter 300 mg kg-1 und die AN-Werte unter 0,3 mg kg-1. In den
Go-Horizonten liegen mit ≤ 0,1 mg kg-1 geringe AN-Gehalte vor. Auch die
As-KW-Werte sind mit nur einem Datensatz über 200 mg/kg moderat und
insgesamt liegen nur vier Proben über dem Maßnahmenwert von
50 mg kg-1 für Grünlandnutzung bzw. dem Prüfwert auf Ackerflächen und in
Nutzgärten bei zeitweise reduzierenden Bedingungen. Ähnlich verhält es
sich mit den Gr-Horizonten. Hier wird der Maßnahmenwert von 50 mg kg-1
nur in einer Probe überschritten und die AN-Gehalte betragen max.
0,1 mg kg-1.
2
In den Unterbodenhorizonten wurden alle A-, G-, H- und C-Horizonte sowie
reliktische und fossile Horizonte ausgeschlossen.
21
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Für 1.278 Datensätze wurden zudem die Zusammenhänge zwischen ANund KW-Gehalten von Arsen zu Fe-Dithionit, Fe-Oxalat, Feo/Fed-Quotient,
pH-Wert und Corg betrachtet. Auch hier sind keine Zusammenhänge
nachweisbar. Es deutet sich an, dass eine Zunahme der KW-Gehalte mit
zunehmenden Fed-Gehalten erfolgt und dass sich erhöhte AN-Aktivitäten
zeigen, wenn die Fe-Konzentrationen (Oxalat und Dithionit) sehr gering
sind; gesicherte monokausale Beziehungen sind hier jedoch nicht ableitbar.
Auch nach den Erfahrungen der LfL Bayern werden bei
Maßnahmenwertüberschreitung auf Grünland im AN-Extrakt sehr geringe
Arsengehalte gemessen (< 0,5 mg kg-1) (LfL Bayern 2005).
In Nordrhein-Westfalen liegen im Fachinformationssystem Stoffliche
Bodenbelastung (FIS StoBo) 39 As-Analysen (AN) von Ackerböden vor.
Sie stammen überwiegend aus dem Raum Bochum und dem
Einzugsgebiet der Ruhr. Alle Werte liegen im Bereich zwischen 0,01 und
0,1 mg kg-1, d.h. deutlich unter dem Prüfwert Boden-Pflanze für
Wachstumsbeeinträchtigungen von 0,4 mg kg-1. Der maximale KW-Gehalt
liegt bei 120 mg kg-1 (Mittlg. LANUV NRW 2011).
Arsentransfer Boden-Pflanze
Die Verschmutzung mit anhaftendem Boden stellt bei belüfteten Böden den
maßgeblichen Aufnahmepfad für Arsen dar und es besteht ein geringes
Risiko der Überschreitung des FutM-Höchstgehaltes über den
systemischen Pfad.
Bei gering verschmutztem Grünlandaufwuchs besteht kein oder nur ein
schwacher Zusammenhang zwischen den Arsengehalten (KW) im Boden
und den Arsengehalten im Aufwuchs und auch kein Zusammenhang der
Arsengehalte (AN) mit den Arsengehalten im Aufwuchs.
Eine Überschreitung des Höchstgehaltes der Futtermittelverordnung
(FutMV) für Einzelfuttermittel von 2 mg kg-1 bei 88 % TM kann auf
Standorten mit Arsenanreicherungen und einer Freisetzungsgefährdung
aufgrund von zeitweise reduzierenden Bedingungen nicht ausgeschlossen
werden. Allerdings können auch auf hoch belasteten Böden Lebens- und
Futtermittelpflanzen angebaut und geerntet werden, die die bestehenden
Grenzwerte einhalten. Überschreitungen des Arsen-Höchstgehaltes
werden im Rahmen von Futtermitteluntersuchungen selten festgestellt
(Erfahrungen aus SN: Kardel et al. 2011, mündl. Mittlg Landesdirektion
Chemnitz; Erfahrungen aus BW: mündl. Mittlg. Regierungspräsidium
Freiburg). Im Kreis Borken wurden in fünf untersuchten Grasproben
messbare Arsenkonzentrationen festgestellt. In zwei Fällen wurde dabei
der Höchstgehalt gemäß Futtermittelverordnung von 2 mg/kg deutlich
überschritten.
Demgegenüber
sind im
Kreis
Coesfeld keine
Überschreitungen im Futtermittel festgestellt worden (Erfahrungen aus NW:
IFUA 2008).
22
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Pflanzen nehmen Arsen i. d. R. aus dem Boden nicht oder nur in sehr
geringem Umfang über die Wurzel auf; eine Aufnahme über die Wurzel ist
jedoch in schlecht durchlüfteten Böden möglich. Anhaltspunkte für eine
Gefährdung der Futter- und Lebensmittelsicherheit werden nur kleinflächig
festgestellt. In Lebensmitteln bzw. verzehrbaren Pflanzenteilen wurden
messbare Arsengehalte vereinzelt z.B. bei Weizen geringfügig über der
Nachweisgrenze (Erdinger, Freisinger und Dachauer Moos, BY), bei
Rapskorn trotz Bodenbelastung < 0,03 mg/kg und Weizenkorn max. 0,06
mg/kg (88 % TM) (Ortenaukreis, BW) festgestellt. Zum Teil sind jedoch in
Lebensmitteln keine Arsengehalte messbar (Kreis Coesfeld, NW).
Es deutet sich an, dass die Pflanzenart und -sorte einen starken Einfluss
auf die Arsenaufnahme über die Wurzel hat (vgl. Kap. 2.2 und Serfling &
Klose 2008).
Das aufgenommene Arsen verteilt sich in den verschiedenen Pflanzenteilen unterschiedlich (Wurzel > Blätter oder Stängel > Früchte oder
Körner).
Wegen der vielfältigen Sorptionsmöglichkeiten, der pH- und RedoxAbhängigkeit der Freisetzung, der heterogenen Verteilung im Boden und
der ständig wechselnden Arsenspezies ist es schwierig, die Wirkung von
Maßnahmen zur Verringerung des Arsentransfers vom Boden in
Nutzpflanzen zu untersuchen.
Umgang mit Arsenbelastungen im Vollzug und Maßnahmen
Aufgrund der Vielzahl unterschiedlicher Einflussgrößen ist es nicht möglich,
von den Schadstoffgehalten im Boden hinreichend sicher auf die Gehalte
im Ernteprodukt zu schließen (Kardel et al. 2011, LfL Sachsen 2008).
Durch belastete Talfüllungen in alten Bergbauregionen liegt ein Erfordernis
zur besonderen Zusammenarbeit zwischen Bodenschutz- und
Altlastenbehörden mit den Stellen der Gesundheitsverwaltung, der
Abfallrechtsbehörde, der Futtermittelrechtsbehörde, Landwirtschafts-,
Lebensmittelrechts- sowie Baurechtsbehörde vor. Die Einbindung und
Mitwirkung der Gemeinden sowie die Information ihrer Bürger ist von
besonderer Bedeutung.
Zur Vereinfachung des Umgangs mit großflächigen As-Belastungen wird in
Baden-Württemberg an der Entwicklung gebietsbezogener Regelungen
gearbeitet, durch die unter vertretbarem Aufwand die gebotene Sicherheit
für die Bodenbewirtschafter, -nutzer, Bürger, Kommunen und Verwaltung
gewährleistet sowie der Vorsorge vor dem Entstehen schädlicher
Bodenveränderungen Rechnung getragen wird (Regierungspräsidium
Freiburg). Mit vergleichbaren Aufgaben sieht man sich in den
Bergbaugebieten des Harzes und Sachsens konfrontiert.
23
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Auf gefährdeten Standorten sind regelmäßige und repräsentative
Pflanzenuntersuchungen erforderlich und werden den betroffenen
Flächennutzern zur Anwendung empfohlen (LfL Sachsen 2006a,b, LUA
NRW 2006, Mittlg. Landratsamt Emmendingen). Die Vor-ErnteUntersuchung stellt in belasteten Gebieten eine effektive Maßnahme dar,
unerwünschte Belastungen z.B. von Getreide frühzeitig zu erkennen und zu
minimieren (in Sachsen seit 2004 empfohlen, vgl. Kardel et al. 2011).
Das Regierungspräsidium Freiburg hat auf schwermetallbelastetem
Grünland in zwei Tälern Kalkungsversuche durchgeführt und jeweils zu vier
Terminen die Gesamtgehalte (KW) und mobilen Arsengehalte (AN) im
Boden und die Gehalte im Aufwuchs untersuchen lassen. Die
Bodenprobeahmetermine lagen überwiegend im Sommer und Herbst. Bei
Gesamtgehalten von 27 bis 71 mg kg-1 As im KW treten zum letzten
Beprobungstermin Anfang September in beiden Tälern mobile
Arsengehalte von über 0,4 mg kg-1 auf. An den drei vorherigen Terminen
lagen in beiden Untersuchungsgebieten die mobilen Arsengehalte unter
0,025 mg kg-1. Die Ursache für die höheren Gehalte zum letzten
Beprobungstermin ist unklar. Eine Abnahme mobiler Arsengehalte oder der
Arsengehalte im Aufwuchs durch die Kalkung deutet sich (aus den Werten
für As) nur bedingt an. Bei Cd, Zn und Pb zeigt sich nach der Kalkung
eindeutig eine Reduktion der AN-Gehalte. Ein Zusammenhang zwischen
mobilem Bodengehalt und Arsengehalt im Aufwuchs ist nicht erkennbar.
Dieser potenzielle Zusammenhang wird vermutlich überdeckt durch
standortspezifische Einflüsse, Probenahmetermin, Verschmutzungsgrad
u.a. Auch der deutliche Anstieg der Arsengehalte im AN schlägt sich in
keiner Weise in den Pflanzengehalten nieder. Zweifel an der
Verhältnismäßigkeit von kategorischen Nutzungsverboten aufgrund mobiler
Bodengehalte wurden damit erhärtet. Die Qualität von Futteraufwüchsen
lässt sich nicht ausschließlich anhand von Bodengehalten beurteilen. Die
Verwaltung benötigt für sachgerechte Entscheidungen, die dem Einzelfall
gerecht werden, Ermessensspielräume. Insgesamt untermauern die
Versuche, dass bei Grünlandnutzung die Heranziehung von
Bodengesamtgehalten nach BBodSchV für die Bewertung des Pfades
Boden-Pflanze im Blick auf die futtermittelrechtlichen Grenzwerte sinnvoll
ist. Auch auf Böden, die die Maßnahmenwerte nach der BBodSchV
überschreiten, ist bei Anlage von futtermittelrechtlichen Maßstäben häufig
die Verwertung des Aufwuchses möglich. Eine Prognose allein anhand von
Bodenparametern, ob eine Futternutzung möglich ist, erscheint jedoch
vage (Mittlg. Regierungspräsidium Freiburg 2011).
Im Fall hoher Arsenbelastungen im Boden wird z.B. im
Bodenplanungsgebiet
„Raum
Freiberg“
in
Sachsen
und
im
Regierungsbezirk Freiburg die Verantwortung des Landwirts hinsichtlich
seiner Pflichten als Lebensmittel- und Futtermittelunternehmer eindeutig
klargestellt. Dazu dient ein Merkblatt bzw. die Verordnung zur Festlegung
des Bodenplanungsgebietes. Liegt ein Grund zur Annahme vor, dass ein
abgegebenes Lebensmittel nicht den gesetzlichen Anforderungen genügt,
besteht im Regierungsbezirk Freiburg eine aktive Mitteilungspflicht an die
Behörden. Es wird deutlich hervorgehoben, dass bereits ein fahrlässiger
Verstoß gegen die Bestimmungen des Lebensmittelrechts eine Straftat
darstellt. Hinsichtlich des Futtermittelrechts wird darauf hingewiesen, dass
24
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
wer fahrlässig oder vorsätzlich gegen die Vorschriften verstößt,
ordnungswidrig handelt (Mittlg. Regierungspräsidium Freiburg 2011,
Landesdirektion Chemnitz 2011).
Zur Verminderung der Verschmutzung von Ernteprodukten sind jeweils
angepasste Maßnahmen für unterschiedliche Bewirtschaftungssysteme
geeignet; sie sind zusammengestellt in Elsässer et al. 2004 (LABOVorhaben B 4.03). Daneben können Anbau-, Dünge- und
Nutzungsänderungen
zur
Verminderung
einer
systemischen
Arsenaufnahme in Ernteprodukte beitragen (am umfassendsten aufgeführt
in Serfling & Klose/LfL Sachsen 2008):
- Auswahl von Sorten mit möglichst geringer As-Aufnahme;
- P- Düngung bis 25 kg ha-1 unabhängig vom P-Gehalt
(nach CAL Methode);
- Erhöhung des pH-Wertes im Boden bis in einen neutralen Bereich
(≈ pH 6 -7);
- Vermeidung von Staunässe;
- Beseitigung von Verdichtungen beispielsweise durch tiefwurzelnde
Zwischenfrüchte;
- gute Durchlüftung des Oberbodens, wenn sich dort die höchsten
As-Konzentrationen befinden;
- Meiden älterer bodennaher Pflanzenteile bei der Verwendung als
Futter.
3.3
Defizite
Wenige Vollzugserfahrungen liegen vor für:
-
die Einflussfaktoren, die eine systemische Aufnahme steuern wie z. B.
Nährstoffzustand und Sortenabhängigkeit (Ausnahme: Untersuchungen
der LfL Sachsen zu Sortenabhängigkeit, Mykorrhizierung und
Phosphor-Düngung, siehe Serfling & Klose / LfL Sachsen 2008),
-
die Definition von Kriterien für die Gefahrenabschätzung (z. B. wie
lange herrschen im Boden reduzierende Bedingungen und wie wird
dies bewertet),
-
die Anwendung alternativer Extraktionsverfahren zum Ammoniumnitrat
zur Ermittlung mobiler (leicht freisetzbarer) Arsenanteile im Boden wie
z.B. Ammoniumsulfat (Wenzel et al. 2001), Ammoniumacetat oder
Ammoniumoxalat (Mattusch & Wennrich 1998),
25
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
-
den Einsatz von weiterführenden, i. d. R. aufwändigen Untersuchungsansätzen wie z. B. sequentieller Extraktion zur Ermittlung
unterschiedlich mobiler Arsenanteile im Boden (von schwach adsorbiert
bis residual in Mineralen nach Wenzel et al. 2001) oder
Sickerwasserbeprobung,
-
die Reproduzierbarkeit von Arsenuntersuchungen in Pflanzen je nach
Probenahmeverfahren (z. B. auch zum Einfluss von Waschverfahren),
-
die Anwendung einer angepassten Probenentnahme aus reduzierten
Horizonten (die Ergebnisse des LABO-Projekts B 4.07 deuten darauf
hin, dass die Probenvorbehandlung unter Schutzgas sich nicht
maßgeblich auf die Ergebnisse für mobile Arsengehalte im Boden
auswirkt) und
-
den Einfluss des Witterungsverlaufs (z. B. stellt sich die Frage nach
einer höheren Arsenanreicherung in Pflanzen in sehr nassen Jahren).
Keine Erfahrungen aus der Vollzugspraxis sind bekannt für
-
die Untersuchung und Bewertung von verschiedenen Arsenspezies,
-
die praktische Umsetzung von Maßnahmen mit veränderten Anbaustrategien
mit
Pflanzen
geringen
Anreicherungspotenzials
(Anbauempfehlungen für Getreide- und Gemüsesorten leiten sich
derzeit insbesondere aus den lebensmittelrechtlichen Höchstwerten für
Blei und Cadmium ab, z.B. Landratsamt Emmendingen 2001) sowie
-
die Nutzung von Indikatoren wie Zeigerpflanzen und Pflanzenschäden
zur Erfassung von Verdachtsflächen und zur Gefahrenbeurteilung.
Unterschiedliche Erfahrungen sind festzustellen im Hinblick auf
-
angewendete Methoden zur Erfassung von Verdachtsflächen und zur
räumlichen Differenzierung,
Stichprobenhafte Analysen von Ober- und Unterböden im Bereich naturbedingt
erhöhter Arsengehalte im Bereich arsenführender Gesteine (BW, Reg.bez. Karlsruhe);
Bodenanalysen und flächenhafte Darstellung von Arsengehalten der Oberböden in
Digitalen Bodenbelastungskarten (NW); Ausweisung von Bodenplanungsgebieten
(Harz/Goslar - Neufassung 2011), Raum Freiberg / Erzgebirge (2011)
-
die angewendeten Methoden zur Ermittlung des Verschmutzungsgrads
in Gefährdungsabschätzungen,
Unterschiedliche Konventionen: Während in BW und NW wie in Elsässer et al. (2004)
3 % als unvermeidbar gilt (LUBW 2011, Kreis Borken 2009, Kreis Coesfeld 2009), wird
in BB unter günstigen Bedingungen ein Anteil von 1 % angenommen (LUA
Brandenburg 2010).
-
die angewendeten Methoden zur Ermittlung / Abschätzung eines
Transfers Boden – Pflanze,
Messung mobiler Anteile oder sequentielle
Regressionsfunktionen; untersuchte Pflanzenteile
26
Extraktion
Abschätzung
mit
LABO-Vorhaben B 1.10
-
die Handlungsempfehlungen unter
Abhängigkeit der Arsenfreisetzung.
31.5.2012
Berücksichtigung
der
pH-
z. B. Empfehlung von Ziel-pH-Werten in NW-Kreisen Coesfeld und Borken; Empfehlung
der Demobilisierung der Schadstoffe durch Kalkung auf pH 6,5 bis 6,7 auf Grünland im
Oberharz (LWK NI); kein Nutzen einer Aufkalkung für Arsen in aid 2009 und
unveröffentlichten Versuchsergebnissen des RP Freiburg; Empfehlung der Erhöhung
des pH-Wertes im Boden bis in einen neutralen Bereich in Serfling & Klose/LfL Sachsen
2008; Hinweis, dass eine Aufkalkung sogar eine Erhöhung der Arsenmobilität in Böden
bewirken kann in MUNLV, AAV & LUA NRW 2003 sowie Kiesewalter & Röhricht 2008.
3.4
Schlussfolgerungen
Aus den Vollzugserfahrungen bei der Erfassung von Verdachtsflächen, der
Gefahrenbeurteilung (Orientierende Untersuchung, Detailuntersuchung)
sowie der Gefahrenabwehr wurden – unter Berücksichtigung der
Erkenntnisse der Literaturrecherche und den Ergebnissen der Gefäß- und
Feldversuche – Empfehlungen für den Leitfaden Arsentransfer aus Böden
in Nahrungs- und Futterpflanzen abgeleitet.
Als Schlussfolgerung der Diskussion der Werteregelungen der BBodSchV
in der projektbegleitenden Arbeitsgruppe wurde festgestellt, dass der
Maßnahmenwert für Grünland von 50 mg kg-1 (KW) und der Prüfwert für
Ackerbau von 200 bzw. abgesenkt von 50 mg kg-1 (KW) sachgerecht sind.
Der Prüfwert für Acker im Hinblick auf mögliche Wachstumsbeeinträchtigungen in Höhe von 0,4 mg/kg (AN) wird nach derzeitigen
Erfahrungen als bedingt sachgerecht angesehen (i.d.R. zu geringe
Extraktionsausbeute und geringer Zusammenhang mit As-Konzentrationen
in Pflanzenkompartimenten). Der Wert ist jedoch bei der derzeit
bestehenden Rechtslage im Vollzug anzuwenden.
27
LABO-Vorhaben B 1.10
4
31.5.2012
AUSSAGEKRAFT UND AUFWAND VON ARSENSPEZIESUNTERSUCHUNGEN
ahu AG, TU Dresden
Arsen liegt je nach dem physiko-chemischen Umgebungsmilieu in
unterschiedlichen Wertigkeiten und Verbindungen vor (vgl. Kap. 2). Unter
oxidierenden Bedingungen wird zumeist die Oxidationsstufe V erreicht,
unter reduzierenden Bedingungen liegt Arsen zumeist dreiwertig als
Arsen(III) vor. Neben den anorganischen Spezies, kann Arsen auch in
organischer Bindung vorliegen. Elementares Arsen ist in Böden und
Pflanzen nicht stabil. Die toxikologische Wirkung und das Verhalten von
Arsen in der Umwelt sind von der vorhandenen Spezies abhängig (vgl.
Tabellen 4-1 und 4-2).
Tab. 4-1:
Wesentliche Arsenspezies in Böden und Pflanzen
Spezies
Summenformel
Bemerkungen
Anorganische Verbindungen
Arsenat (III) (auch
Arsenit)
H3AsO3
Arsenat (V)
H2AsO4
im Boden vorherrschende Verbindung
in anaeroben Böden
-
im Boden vorherrschende Verbindung
in aeroben Böden
Organische Arsenverbindungen (methylierte Spezies)
Monomethylarsonsäure
(MMA (V))
CH3AsO(OH)2
vereinzelt in Bodenlösungen vererzter
Gebiete; erhöhte Flüchtigkeit
Dimethylarsinsäure
(DMA (V))
(CH3)2As(O)OH
vorherrschende Spezies in
pestizidbehandelten Böden;
erhöhte Flüchtigkeit
Im Folgenden wird bei Angabe von MMA oder DMA immer die Wertigkeit
(V) angenommen (die Wertigkeit (III) in diesen Verbindungen ist
entsprechend den Milieubedingungen nicht sehr stabil, Gong et al. 2001).
Tab. 4-2:
Toxizität verschiedener Arsenspezies
(Quelle: www.speciation.net, EVISA)
-1
Spezies
DL50* (mg kg )
Arsenat(III)
14
Arsenat(V)
20
Arsin
3
MMA
700 – 1.800
DMA
700 – 2.600
Arsenocholin
> 10.000
Arsenobetain
> 10.000
*Dosis lethalis50 für Ratten: Konzentration, die zum Tod von 50 % einer Rattenpopulation führt
28
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Im Folgenden wird die Aussagekraft von Speziesanalysen für Arsen dem
dafür erforderlichen Aufwand gegenübergestellt. Die Praktikabilität im
Rahmen von bodenschutzrechtlichen Amtsermittlungen (§ 9 Abs. 1
BBodSchG) bzw. im Rahmen von Detailuntersuchungen (§ 9 Abs. 2
BBodSchG) wird geprüft und bewertet.
Anwendungsbereiche
Die Notwendigkeit der Unterscheidung von Arsenspezies bei der
Bewertung des toxikologischen oder ökotoxikologischen Potenzials ist im
medizinischen Bereich allgemein anerkannt. Eine häufige Anwendung ist
die As-Speziierung in Urinproben. Zur Praxis der Lebensmitteluntersuchung gehört die Bestimmung von anorganischem Arsen in
Algen
und
des
als
Arsenobetain
vorliegenden
Arsens
in
Fischereierzeugnissen und in Krusten-, Schalen- und Weichtieren (vgl.
Amtliche Sammlung von Untersuchungsverfahren nach § 64 Lebensmittelund Futtermittelgesetzbuch LFGB). Hinsichtlich der Arsenspeziesuntersuchung in Boden und Pflanzen sind die Erkenntnisse jedoch derzeit
noch lückenhaft.
Im Ergebnis der Untersuchung eines breiten Spektrums von
Grünlandpflanzenarten (insgesamt 29) bezüglich ihres Gehaltes an
organischen und anorganischen Arsenspezies sind bis zu 90 % des
extrahierbaren As-Gehaltes aus den toxischen Spezies As(III) und As(V)
zusammengesetzt und nur ca. 10 % aus mindertoxischen organischen
Verbindungen (MMA und DMA, unbekannte organische Spezies). Dabei
konnte keine Abhängigkeit des Vorkommens organischer Spezies vom
Standort und von der Pflanzenart festgestellt werden. Die an der Pflanze
anhaftenden Bodenpartikel erhöhte nicht den Gehalt organischer Spezies
in der Pflanze (LfL Sachsen 2006b).
Indirekte Rückschlüsse von Bodeneigenschaften auf die im Boden oder der
Pflanze vorliegenden Arsenspezies sind schwierig. So können mittels PtElektroden im ungestörten Boden gemessene Redoxpotenziale nicht für
quantitative Aussagen über auftretende Arsenspezies herangezogen
werden. Dies liegt zum einen daran, dass generell durch Redox-Elektroden
Redoxspezies nur dann erfasst werden, wenn sie in der Messlösung
ausreichend hoch konzentriert sind und wenn das beteiligte Redoxpaar
elektrodenwirksam ist, d. h. in ausreichender Geschwindigkeit Elektronen
auf die Elektrode überträgt. Zum anderen weichen besonders unter
reduzierenden Bedingungen die Redoxpotenziale, welche in der
Bodenlösung gemessen wurden, deutlich (bis zu 400 mV) von den im
ungestörten Boden gemessenen Werten ab (Overesch et al. 2008). Zudem
ist der Zusammenhang zwischen dem Vorkommen bestimmter
Arsenspezies im Boden und in der Pflanze nicht eindeutig, da es im Zuge
der Aufnahme und Translokation in der Pflanze zu einer veränderten
Speziierung kommen kann (vgl. Kap. 2).
29
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Verfahren zur Arsen-Speziesbestimmung
Die Bestimmung von As-Spezies ist prinzipiell in der wässrigen Phase
(z. B. Bodenlösung, Grundwasser, Eluat) möglich. Analysen an Pflanzen
oder der Bodenfestphase erfordern eine vorangehende Elution, bei der die
As-Spezies erhalten bleiben. Oxidativ aufgeschlossene Proben kommen für
die As-Speziierung nicht in Frage. Die Bestimmung einzelner organischer
As-Spezies ist derzeit äußerst aufwändig und in der Laborpraxis nicht
standardisiert. In der Regel wird As(III) und As(V) bestimmt und der Rest
als organisch angesprochen. As-Speziierung in Boden und Pflanze ist
Gegenstand aktueller Forschung und kommt derzeit vor allem auf
Rüstungsaltlasten zum Einsatz (arsenorganische Kampfstoffe). Nur wenige
Laboratorien führen derzeit Analysen zur As-Speziierung durch.
Ein generelles genormtes Verfahren zur Arsen-Speziesbestimmung
existiert bislang nicht. Aktuell in der Praxis eingesetzte Verfahren sind:
Arsenanalyse mit Hydridtechnik nach EN ISO 11969, wobei der in
der Norm vorgesehene spezieshomogenisierende Aufschluss durch
eine speziesselektive Hydridgenerierung nach Anderson et al. (1986)
ersetzt ist. Definierte Millieubedingungen ermöglichen die selektive
Erfassung von As (III). Anwendungsbeispiel: Overesch et al (2008).
As(V) dort als Differenz zum Gesamt-Arsen.
Ionenchromatographische Trennung mit plasmamassenspektrometrischer Detektion. Anwendungsbeispiel: LfL
Sachsen / Haßler und Klose 2006b. Dort wurde die Methode nach
Kohlmeyer et al. 2002 eingesetzt. Diese funktioniert mit einem sauren
Eluenten unter Zuhilfenahme eines Ionenpaar-Reagenzes und
ermöglicht die Erfassung von As(III), As(V) und mehrerer organischer
Spezies. Basis-Arbeiten zu dieser Technik: Mattusch & Wennrich 1998
und Francesconi et al. 2002.
(Die Methode ist an der TU Dresden verfügbar.)
Photometrische Arsenanalyse mit Silberdiethylthiocarbamat nach
DIN EN 26595, wobei der in der Norm vorgesehene
spezieshomogenisierende Aufschluss durch eine speziesselektive
Hydridgenerierung ersetzt ist (z. B. Labor Wessling, Hannover).
As-Speziierung ist zum Teil mit einem sehr viel höheren logistischen
Aufwand für Probenvorbereitung, Analyse, Technik und Sicherheit im
Vergleich zur Gesamtarsenanalyse verbunden. Die Kosten für
Arsenspeziesuntersuchungen in Boden- und Wasserproben bzw. Pflanzen
schwanken erheblich, da schon bei der Extraktion/Aufbereitung je nach
Probe verschiedene analytische Probleme zu umgehen sind (z. B. Analyse
unter Schutzgasatmosphäre, da Arsenspezies nicht redoxstabil sind).
Zudem hängt der jeweilige Preis stark vom untersuchten Kompartiment ab
(Wasser am preiswertesten, Boden je nach Eluierbarkeit, Pflanzen am
aufwändigsten). Zudem preisbestimmend sind die zu bestimmenden
Bindungsformen (organisch >> anorganisch), die Extraktion und
30
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Eluierbarkeit, die Anzahl analysierter Proben, die eingesetzte Technik (z. B.
ICP-MS, HPLC) und der Einsatzbereich (Forschung Gutachterliche
Praxis).
Über Erfahrungen mit der Analyse von As-Spezies verfügen3:
Universitäten und Forschungseinrichtungen:
o
o
o
o
o
o
o
o
o
o
TU Dresden (Prof. Dudel)
TU Freiberg (Entwicklung Routine-Methode Pflanze)
Prof. Küper, München (Entwicklung Routine-Methode Pflanze)
Universität Bayreuth, Bayreuther Zentrum für Ökologie und
Umweltforschung, Prof. Matzner, G. Ilgen
Universität Bayreuth, Umweltgeochemie, Prof. Planer-Friedrich
BOKU Wien, Prof. Gunda Koellensperger (Übergang Boden – Pflanze,
Ribosomübergang)
UFZ Leipzig (FB Ökotoxikologie, Umwelt Analytik, Dr. Mattusch, Dr.
Rainer Wennrich; Dr. Daus)
Universität Köln (Geographisches Institut, Prof. Tim Mansfeldt)
TU Bergakademie Freiberg (Geologie, Prof. Broder Merkel, Dipl.-Chem.
Peter Volke)
TU Berlin (Gesamtarsen über wellenlängen-dispersive
Röntgenfluoreszenzspektroskopie (WD-RFA), Brandt 2003)
Privatwirtschaftliche und behördliche Labore:
o
o
o
o
o
o
Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung BAM (Prof. Irene
Nehls, As-Proteinwechselwirkung)
Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe BGR
(Dr. Jens Stummeyer, Harazim Bodo; Bergbaualtlasten,
Methodenentwicklung)
IFE Analytik Leipzig (Dr. Michael Hanrieder)
Labor Wessling, Hannover (Hr. Habersaat, Hr. Symura in Bochum)
Toxlab Zentrallabors für Toxikologische Analysen Universität DuisburgEssen (http://www.toxlab.de/analytik/)
Staatliche Betriebsgesellschaft für Umwelt und Landwirtschaft BfUL (GB
6, Dr. Ralf Klose)
Bewertung von Aussagekraft und Anwendung
Die Unterschiede im chemischen Verhalten und in der Toxizität
verschiedener Arsenverbindungen (vgl. Tab. 4-1) führen zu der Annahme,
dass es für eine Gefahrenbeurteilung nützlich ist, die Konzentrationen der
einzelnen Spezies zu bestimmen statt nur den Gesamtgehalt an Arsen. Der
potenzielle Anwendungsbereich von Speziesanalysen liegt in der
Detailuntersuchung, wenn z.B. in einer abschließenden Gefährdungsabschätzung
die
Belastungsursache(n),
die
Möglichkeiten
der
3
Die Zusammenstellung basiert auf einer Literaturrecherche und telefonischen
Anfragen. Sie erhebt keinen Anspruch auf Vollständigkeit.
31
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Schadstoffausbreitung und die Exposition von Schutzgütern zu beurteilen
sowie geeignete Gefahrenabwehrmaßnahmen festzulegen sind.
Sinnvoll wäre eine Speziesuntersuchung jedoch nur dann, wenn zu
erwarten ist, dass Arsenspezies unterschiedlicher Toxizität in Pflanzen oder
Arsenspezies unterschiedlicher Aufnahmeeigenschaften im Bodenwasser
auftreten. Theoretisch könnte z. B. ein Gefahrenverdacht ausgeräumt
werden, wenn das Arsen im Ernteprodukt ausschließlich in Spezies mit
geringer Toxizität vorliegt (z. B. als organisch gebundene Spezies).
Gleichwohl könnte theoretisch ein Gefahrenverdacht durch einen Nachweis
von maßgeblichen Anteilen hoch toxischer Arsenspezies (z. B. As(III) und
As(V)) im Ernteprodukt belegt werden. Wie jedoch in Kapitel 2 beschrieben
gibt die Untersuchung von Arsenspezies in der Bodenlösung zwar einen
Hinweis, ob mehr methylierte oder anorganische Arsenspezies
aufgenommen werden bzw. werden können, sie lässt aber keine
quantitativen Aussagen zum Aufnahmeverhalten in die Pflanze zu.
In Landpflanzen kommen nach aktuellem Kenntnisstand im Wesentlichen
die beiden toxischen anorganischen Spezies As(III) und As(V) vor. Die
weniger toxischen organisch gebundenen Spezies (insbes. MMA und DMA)
treten nur in geringen Anteilen auf (vgl. Kap. 2.2). Für die in gemäßigtem
Klima angebauten Getreide- und Grünlandpflanzen beinhaltet die
Auftrennung von anorganisch und organisch gebundenen As-Spezies in
Pflanzen nach derzeitigem Stand somit nur eine geringe Aussagekraft. Der
Kenntnisstand sollte allerdings durch weitere Forschungsaktivitäten
erweitert werden. Im Hinblick auf die hohen Kosten und die bislang
fehlende Standardisierung der Probenvorbereitungs- und Analyseverfahren
wird eine As-Speziierung in der Bodenlösung und in Ernteprodukten derzeit
als nicht verhältnismäßig angesehen. Auch die Identifizierung von As(III)
und
As(V)
erbringt
keinen
bewertbaren
Mehrwert
für
die
Gefahrenbeurteilung, denn die Konzentrationen in Pflanzen, ab deren Höhe
einzelne As-Spezies toxisch wirken, sind bislang nicht bekannt.
Im rechtlichen Umfeld von Futtermittel- und Lebensmittelproduktion sowie
im Bodenschutz fehlen derzeit Beurteilungs- und Grenzwerte für
verschiedene Arsenspezies sowohl in der Bodenlösung als auch in
Pflanzen. Eine toxikologisch begründete und reproduzierbare Beurteilung
der Ergebnisse einer As-Speziesanalytik in Bodenlösung und
Ernteprodukten in der Praxis ist somit derzeit nicht erreichbar. Es ist jedoch
möglich, dass sich eine Auftrennung von anorganisch und organisch
gebundenen Arsenspezies künftig in den rechtlichen Regelungen zur
Futtermittelsicherheit niederschlagen wird4. Erst wenn sich dies konkret
abzeichnet, eine Beurteilungsmethodik und entsprechende standardisierte
Untersuchungsverfahren vorliegen, ist eine Anwendung dieser Verfahren in
der Praxis zu empfehlen.
4
siehe z. B. Aktivitäten der CEN/Technical Committee 327 „Animal feedingstuffs
– Methods of sampling ans analysis“ zur Methodenentwicklung zur Bestimmung
von anorganischem Arsen (As(III) + As(V))
32
LABO-Vorhaben B 1.10
5
KONZEPTION UND
FELDVERSUCHE
31.5.2012
ERGEBNISSE
DER
GEFÄß-
UND
TU Dresden
Die Konzeption der Gefäß- und Feldversuche wurde in enger Abstimmung
mit dem Projektbetreuer und dem projektbegleitenden Arbeitskreis erstellt.
Den Schwerpunkt der Arbeiten bildeten die Untersuchungen mittels
Gefäßversuchen, die durch angepasste Felduntersuchungen ergänzt
wurden.
Ziel der Untersuchungen war eine exemplarische Ergänzung von
Erkenntnissen zum Einfluss des Redoxpotenzials im Boden / in der Bodenlösung auf die Aufnahme von Arsen durch die Pflanzen. Hier bestehen
derzeit noch deutliche Wissenslücken (s. Kap. 2). Die Zielstellung ist mit
folgenden Kernfragen unterlegt:
1. Führt ein verringertes Redoxpotenzial im Boden zu einer
verstärkten Aufnahme von Arsen bei Getreide als auch bei
Grünlandpflanzen?
2. Wird der Effekt durch ein verändertes Redoxpotenzial im Boden
beeinflusst durch die Verfügbarkeit von Phosphat (Düngung)?
3. Sind die Effekte durch Redoxpotenzial und P-Verfügbarkeit
überlagert von anderen Effekten (z. B. N-Düngung, anderen
Bodeneigenschaften)?
5.1
Gefäßversuche – Material und Methoden
Um den Zielstellungen und gleichzeitig dem Aspekt unterschiedlicher
Arsenbelastungen zu entsprechen, wurde beschlossen, für die
Gefäßversuche Substrate unterschiedlicher Standorte aus verschiedenen
Bundesländern einzubeziehen. Vorzugsweise sollten Standorte ausgewählt
werden, zu denen Voruntersuchungen vorliegen und die gleichzeitig
momentan über eine entsprechende Messausstattung verfügen. Schließlich
war die derzeitige Nutzung als Grünland oder Ackerfläche ein weiteres
Auswahlkriterium.
33
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Drei Standorte für die Entnahme von Bodenmaterial für die Gefäßversuche
wurden ausgewählt:
1. Colditz in der Nähe einer Bodendauerbeobachtungsfläche (SN,
BDF 33, Grünland; Kontakt über Fr. Barth, LfULG SN);
2. Niederschopfheim im Ortenaukreis (BW, Acker; Kontakt über Hr.
Nöltner, LUBW);
3. Heubachniederung (NW, Grünland; Kontakt über Hr. Neite, LANUV
NRW).
5.1.1
Versuchsdesign
Es wurde vereinbart, Gefäßversuche mit Bezug zur Grünlandnutzung von
jenen mit Bezug zu Ackernutzung im Versuchsdesign zu trennen.
Der Gefäßversuch mit Bezug zur Grünlandnutzung beschränkt sich auf den
Einsatz von Deutschem Weidelgras (Lolium perenne, Sorte „KERATOS“).
Als Variablen (Faktoren) mit wenigstens zwei Faktorstufen wurden
Bodenfeuchte und Substrat der drei unterschiedlichen Standorte festgelegt.
Das Versuchsdesign ist in Tab. 5-1 dargestellt.
Tab. 5-1:
Versuchsdesign Gefäßversuch mit Bezug Grünlandnutzung.
Ausgewählte Pflanzenart: Lolium perenne (Sorte KERATOS). Es ist die im
Weiteren verwendete Bezeichnung (Bez.) und die Anzahl der Wiederholungen (n)
angegeben.
Bodenfeuchte
Bez.
Standort (Substrat)
mäßig feucht
70
100
(60 – 80 % Feldkapazität)
staunass
(periodischer Überstau)
Bez.
n
Colditz (SN)
Heubachniederung (NRW)
Niederschopfheim (BW)
Colditz
Heubach
Schopfheim
5
5
5
Colditz (SN)
Heubachniederung (NRW)
Niederschopfheim (BW)
Colditz
Heubach
Schopfheim
5
5
5
Der Gefäßversuch mit Bezug zur Ackernutzung beschränkt sich auf den
Einsatz von Winterweizen (Triticum aestivum; Sorte „AKTEUR“). Die
Sortenwahl fand auf der Grundlage von Ergebnissen von Serfling & Klose
(2008) statt. In dieser Untersuchung wird das Aufnahme- und
Akkumulationsverhalten von Arsen durch verschiedene Winterweizen- und
Sommergerstesorten beschrieben. Es zeigte sich, dass für die Sorte
„AKTEUR“
im
Vergleich
der
verschiedenen
Sorten
hohe
Arsenkonzentrationen
in
oberirdischen
Pflanzenkompartimenten
nachgewiesen werden konnten. Gleichzeitig ist diese Sorte im Anbau sehr
weit verbreitet. Beide Fakten zusammengenommen führten zur
Auswahlentscheidung.
34
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Als Variablen wurden hier vier Faktoren mit jeweils zwei Faktorstufen
einbezogen. Neben Bodenfeuchte und Substrat von nur zwei
unterschiedlichen Standorten wurde die Düngung einmal mit Phosphor (PZugabe) und ergänzend auch die Düngung mit Stickstoff (N-Zugabe)
variiert, um einerseits möglicherweise P-limitierte Bedingungen und
andererseits
ein
konstantes
N : P-Verhältnis
einzustellen
(s.
Fragestellungen).
Das Versuchsdesign ist in Tab. 5-2 dargestellt. Die Zahl 1 als Faktorstufe
der P- bzw. N-Zugabe steht für eine geringe bis normale Düngung, wie sie
durch den Landwirt entsprechend den Substrateigenschaften und der
vorgesehenen Kultur vorgenommen würde, die Zahl 2 für eine davon
abweichende variierte Düngung im Hinblick auf eine möglicherweise
geringere Arsenaufnahme (z.B. bei hoher P-Düngung) und Akkumulation.
Die farbliche Schattierung in Tab. 5-2 verdeutlicht mit den Orangetönen im
Gegensatz zu den Blautönen die Bodenfeuchtevarianten und mit der
jeweils unterschiedlichen Intensität die P-Varianten, was sich entsprechend
in den Grafiken des Ergebnisteils widerspiegelt.
Tab. 5-2:
Versuchsdesign Gefäßversuch mit Bezug Ackernutzung.
Ausgewählte Pflanzenart: Triticum aestivum (Sorte AKTEUR). Es ist die im
Weiteren verwendete Bezeichnung (Bez.) und die Anzahl der Wiederholungen (n)
angegeben.
Bodenfeuchte
Bez. Standort
(Substrat)
mäßig feucht
70
Colditz
P-Zugabe
-1 -1
kg ha a
Bez.
15
P1
150
P2
15
P1
150
P2
15
P1
150
P2
15
P1
150
P2
60 80 % Feldkapazität
Schopfheim
staunass
100
Colditz
periodischer Überstau
Schopfheim
N-Zugabe
-1 -1
kg ha a
120
1200
120
1200
120
1200
120
1200
120
1200
120
1200
120
1200
120
1200
Bez.
N
N1
N2
N1
N2
N1
N2
N1
N2
N1
N2
N1
N2
N1
N2
N1
N2
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
5
Eine künstliche Erhöhung der As-Konzentration (Spike) wurde nicht
vorgenommen, da genügend unterschiedlich real belastete Standorte zur
Verfügung standen.
Jede Versuchsvariante der Gefäßversuche sowohl mit Bezug zur
Grünlandnutzung als auch mit Bezug zur Ackernutzung wurde in 5-facher
Wiederholung angesetzt (s. Tabellen). Damit beläuft sich die Summe aller
angesetzten Gefäße mit Pflanzen auf 110. Zur Kontrolle wurden jeweils 6
Gefäße jeden Substrats ohne Pflanzen angesetzt.
35
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Für die Etablierung der Gefäßversuche wurden die notwendigen organisatorischen und logistischen Vorarbeiten im August und September 2010
durchgeführt.
5.1.2
Substrat – Beschaffung, Vorbereitung und Charakterisierung
Die Gewinnung der Substrate von den vereinbarten Standorten erwies sich
als organisatorische, logistische und zeitliche Herausforderung. Eine
schnelle Substratbeschaffung war von eminenter Wichtigkeit, um die
Gefäßversuche noch im Oktober 2010 etablieren und damit den
Winterweizen als junge Schösslinge überwintern lassen zu können
(Vernalisierung). Tatsächlich wurden die Substrate am 22.09.10 (Colditz),
03.10.10 (Heubachniederung) und 18.10.10 (Niederschopfheim) geerntet
und nach Tharandt auf das Ökologische Prüffeld verbracht.
Vom Standort Colditz wurde das Substrat aus einer Tiefe von 10–60 cm
entnommen.
Dies
entspricht
den
am
Aufschluss
der
Bodendauerbeoachtungsfläche 33 beschriebenen Horizonte aAh – IV aM.
Allerdings wurde am aktuellen Probenahmestandort für diesen Versuch (ca
100 m entfernt) eine stärkere Mächtigkeit des II aM Horizonts ohne die
beschriebenen linsenförmigen Holzkohleeinlagerungen festgestellt. Am
Standort Heubachniederung wurde das Substrat aus einer Tiefe von 15 60 cm gewonnen während am Probenahmestandort Niederschopfheim
das Substrat aus 0-30 cm Tiefe zwischen den Pflanzreihen eines
Maisackers geerntet wurde. Der Standort hier wurde so gewählt, dass er in
unmittelbarer Nähe (ca. 10 m Entfernung) zu einem vorher angelegten
Aufschluss mit ausführlicher Bodencharakterisierung lag (Vergleichswerte).
Colditz
Heubachniederung
Niederschopfheim
Abb. 5-1:
Gewinnung der Substrate von den festgelegten Standorten in den
Bundesländern Sachsen (Colditz), Nordrhein-Westfalen (Heubachniederung) und
Baden-Württemberg (Niederschopfheim).
Zur Vorbereitung des Versuchsansatzes wurden die Substrate auf 1 cm
gesiebt. Dazu mussten die schluffig-tonigen Substrate (vgl. Tab. 5-3) von
den Standorten Heubachniederung und Niederschopfheim durch
Ausbreiten auf gesäuberten PP-Platten zunächst in ihrem Feuchtegehalt
36
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
leicht reduziert werden, um siebgängig zu sein. Nach dem Sieben wurden
alle Substrate separat durch mindestens 3faches Umschichten ebenfalls
auf gesäuberten PP-Platten homogenisiert und danach jeweils 4 Proben
zur
Bestimmung
der
entsprechenden
Messparameter
des
Ausgangssubstrates entnommen. Zur besseren Übersicht in den folgenden
Darstellungen wird vereinbart, die entstandenen Mischsubstrate jeweils mit
„Colditz“, „Heubach“ und „Schopfheim“ zu bezeichnen.
Wie sich aus Tab. 5-3 ersehen lässt, ist nach der Substratvorbereitung das
verwendete Substrat aus Colditz ein mäßig saurer schwach schluffiger
Sand während das Substrat aus Heubach als mäßig saurer tonigschluffiger Lehm und das Substrat aus Schopfheim als schwach saurer
mitteltoniger Lehm zu bezeichnen ist.
Tab. 5-3:
pH-Werte, effektive Kationaustauschkapazität und Korngrößenverteilung des Ausgangssubstrats von den verschiedenen Standorten (n=4).
Parameter
Colditz
pH (H2O)
pH (CaCl2)
Heubach
6,01 ±0,07
5,33 ±0,05
-1
Lf (µS*cm )
KAK eff
Korngrößen
gS (2-0,63)
(Gew.%)
mS (0,63-0,2)
fS (0,2-0,063)
gU (0,063-0,02)
mU (0,02-0,0063)
fU (0,0063-0,002)
T (<0,002)
5,85 ±0,09
4,97 ±0,05
Schopfheim
6,68 ±0,06
5,96 ±0,07
32,5
±3,3
26,7
±0,7
45,8
±1,1
5,4
±0,4
14,6
±0,4
29,4
±1,3
1,8
67,3
17,4
4,7
2,5
1,3
4,9
±0,2
±1,9
±2,2
±1,7
±1,7
±1,0
±0,5
7,5
13,8
21,7
17,7
8,0
5,0
26,3
±1,1
±0,7
±0,9
±0,8
±0,3
±1,7
±1,7
5,4
12,5
12,1
13,2
10,5
7,7
38,5
±0,5
±0,5
±0,6
±1,0
±0,5
±1,2
±0,6
Die effektive Kationenaustauschkapazität der Substrate steigt in der
Reihenfolge Colditz<Heubach<Schopfheim. Dem entsprechen die
Relationen zwischen den Ca2+-Gehalten der drei Standorte. Die Substrate
Colditz und Heubach sind deutlich ärmer an Erdalkalielementen. Das
Substrat Heubach ist vergleichsweise arm an Mg. Das Substrat
Schopfheim ist sowohl Fe- als auch Ca-reich (vgl. Tab. 5-4). Der C-Gehalt
ist nur im Substrat Schopfheim etwas erhöht. Auffällig ist das weitere C/NVerhältnis im Substrat Colditz im Vergleich zu den anderen Substraten,
was an den niedrigeren N-Gehalten liegt. Andere hoch mit As
angereicherte Böden weisen aber noch deutlich höhere Corg-Gehalte (7,8 –
27,7 %) und Ca-Konzentrationen (Spannweite 7,4 - 27,9 % CaCO3-C) auf
(Kalk-Gley bzw. Kalkniedermoor mit kalkreicher Ockerauflage im Erdinger
Moos, Ebert 2005). Ein Vergleich mit den Böden, die im Vorläufer-Projekt
(LABO Projekt B4.07) für die Experimente zur As-Freisetzung bei Überstau
eingesetzt wurden, ist nicht möglich, weil im Bericht keine Angaben zu den
bodenchemischen Kenngrößen enthalten sind (Overesch et al. 2008).
Die Elementgehalte im KW-Extrakt zeigen z.T. stark erhöhte
Schwermetallkonzentrationen (Cu, Zn, Cd, Pb) im Substrat Colditz
gegenüber den anderen Substraten. Dies findet seine Entsprechung in den
37
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
mit AN-extrahierbaren Anteilen. Die As-Konzentration liegt dagegen im
Substrat Colditz am Niedrigsten, während für das Substrat Heubach die
höchsten Werte ermittelt wurden. Für die Substrate Heubach und
Schopfheim liegen die Werte im Bereich der in anderen Untersuchungen
am jeweils gleichen Standort ermittelten As-Konzentrationen. Speziell am
Standort Schopfheim sind die Werte mit den Untersuchungen am 10 m
entfernten Aufschluß vergleichbar. Am Standort Colditz sind z.T. höhere
As-Konzentrationen angegeben (Unterlagen SLfULG). Da hier die
Substratentnahme mehr als 100 m entfernt vom Aufschluß zur
Untersuchung der Bodendauerbeobachtungsfläche erfolgte, werden die
Unterschiede auf heterogene Standortverhältnisse zurückgeführt.
Tab. 5-4:
Cund
N-Gehalte,
C/N-Verhältnis
sowie
ausgewählte
Elementgehalte im Königswasserextrakt (KW-Extrakt) und Ammoniumnitratextrakt
(AN-Extrakt) des Ausgangssubstrats der verschiedenen Standorte (n=4)
Parameter
Colditz
C (%)
N (%)
C/N
Heubach
2,2 ±0,3
0,11 ±0,02
20,6 ±0,7
-1
KW-Extrakt
P
Ca
Mg
Al
Fe
Mn
Cu
Zn
Co
As
Cd
Pb
mg*g
-1
mg*g
-1
mg*g
-1
mg*g
-1
mg*g
-1
mg*g
-1
mg kg
-1
mg kg
-1
mg kg
-1
mg kg
-1
mg kg
-1
mg kg
AN-Extrakt
Cu
Zn
Co
As
Cd
Pb
µg*kg
-1
mg kg
-1
µg*kg
-1
µg*kg
-1
µg*kg
-1
µg*kg
-1
0,76
2,0
1,72
13,2
18,7
0,33
47,4
244
9,2
26,5
4,2
40,1
92,3
7,3
5,0
8,7
181
9,3
±0,04
±0,1
±0,04
±0,6
±0,6
±0,01
±2,0
±8
±0,5
±1,5
±0,3
±4,3
±16,7
±1,3
±0,7
±1,4
±36
±1,8
Schopfheim
2,3 ±0,1
0,18 ±0,01
12,8 ±0,2
3,2 ±0,1
0,35 ±0,01
9,1 ±0,1
3,2 ±0,1
2,24 ±0,03
0,57 ±0,02
18,9 ±0,8
158,9 ±3,7
0,61 ±0,01
3,1 ±0,3
63
±4
9,9 ±0,3
333
±11
0,52 ±0,04
13,0 ±0,8
1,12 ±0,13
4,6 ±0,1
2,8 ±0,6
34,4 ±1,7
59,1 ±1,7
0,41 ±0,02
14,9 ±0,4
58
±7
5,7 ±0,1
164 ±12
0,33 ±0,03
28,4 ±0,8
<NWG
0,48 ±0,1
15,5 ±4,8
29,1 ±2,8
14,8 ±1,7
0,28 ±0,24
1,1
0,12
10,6
26,6
2,1
0,31
±0,1
±0,01
±0,9
±5,4
±0,2
±0,30
Die sequentielle Extraktion nach Wenzel et al. 2001 zeigt wesentlich mit
NH4-Oxalatpuffer extrahierbare Anteile an As speziell für Substrat Colditz.
Zusammen mit Fraktion 4 (+Ascorbinsäure) werden damit in allen
Substraten über 50% des insgesamt enthaltenen As extrahiert.
38
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
350
100
(NH4)2SO4
(NH4)H2PO4
80
250
NH4-Oxalatpuffer
60
200
NH4-Oxalatpuffer + Ascorbinsäure
%
As [mg*kg-1TG]
300
150
HNO3/H2O2
40
100
20
50
0
0
Colditz
Heubach Schopfheim
Colditz
Heubach Schopfheim
Abb. 5-2:
Ergebnisse für die As-Konzentrationen nach sequentieller
Extraktion (Wenzel et al. 2001) für die einzelnen Ausgangssubstrate.
Nach Vorbereitung und Probenahme wurden die Substrate in weiße PPPflanzgefäße mit einem Volumen von 13 L verfüllt und in einem
Gewächshaus zur Pflanzung bereitgestellt.
5.1.3
Substrat – Messparameter und Aufbereitung
Die Messparameter im Substrat werden im Einzelnen in Tab. 5-5
aufgelistet. Ausgewählte Parameter wurden einmalig am Ausgangssubstrat
ermittelt. Zum Zeitpunkt der Ernte wurde die Elementbestimmung im KWExtrakt und im AN-Extrakt sowie die pH-Wert-Bestimmung wiederholt, um
Veränderungen zu dokumentieren. Während des Versuchs wurden nur die
Parameter Feuchte, Temperatur und Redoxpotenzial kontinuierlich
bestimmt. Die Feuchte und Temperatur wurde an ausgewählten Gefäßen
mit TDR-Sonden und Datenaufnahme über ein Loggersystem ermittelt. Alle
anderen Gefäße wurden täglich mit FDR-Sonden (ML-2x Theta-Sonden mit
HH2, Fa. Delta-T) kontrolliert. Ebenfalls an ausgewählten Gefäßen wurden
zur kontinuierlichen Messung des Redoxpotenzials Redox-Elektroden mit
einem Platinstab (Ø 1 mm, Länge 5 mm) nach Mansfeldt 2003 verwendet
(Bezugselektrode: Ag/AgCl-Referenzelektrode), die an einen Datenlogger
angeschlossen wurden.
39
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Tab. 5-5:
Messparameter Substrat mit Angabe der Methode sowohl zur
Durchführung wie auch zur Analyse. t0: Messung vor Versuchsbeginn; tn: Messung
am Versuchsende.
Allgemeine Parameter
pH-Wert
Leitfähigkeit (Lf)
KAKeff
Korngrößenverteilung
Feuchte
Temperatur
Redoxpotenzial
C_total
N_total
t0
X
X
X
X
kont.
kont.
kont.
X
X
t1
Kont.
Kont.
Kont.
t2
kont.
kont.
kont.
…
kont.
kont.
kont.
tn
Methode/Analyse
X
X
BZE HFA*
BZE HFA*
BZE HFA*
BZE HFA*
kont.
kont.
kont.
DIN ISO 10694
DIN ISO 13878
KW-Extrakt (nach EN 13657)
As_gesamt
P, Ca, Mg
Fe, Mn, Cu, Zn, Co, Cd, Pb
X
X
X
X
X
X
DIN EN ISO 17294-2
X
X
DIN EN ISO 17294-2
DIN EN ISO 11885
DIN EN ISO 11885
AN-Extrakt nach Anhang 1 BBodSchV
As_gesamt
Cu, Zn, Co, Cd, Pb
X
X
Sequentielle Extraktion
As_gesamt
X
Wenzel 2001
*BZE HFA: Bodenzustandserhebung – Handbuch Forstliche Analytik 2009
Bodenlösungsproben wurden mit Hilfe von 10 cm langen Mikro-Saugkerzen
gewonnen (Porengröße 0,1 µm, Fa. Eijkelkamp). In jeder Versuchsvariante
wurden damit 3 Gefäße bestückt (Budgetlimitation). Aus den Varianten mit
Überstau konnten in der Regel durchgängig Bodenlösungsproben
gewonnen werden. In den Varianten unter mäßig feuchten Bedingungen
wurden nur zu Beginn des Versuchs Mengen > 2 ml erhalten. Danach
waren speziell von den Substraten Heubach und Schopfheim keine
analysierbaren Probenmengen mehr zu gewinnen.
Folgende Messparameter wurden in der Bodenlösung bestimmt:
Parameter
Methode
Sulfat, Nitrat, Phosphat, Chlorid
As(III)*, As (V)*
As_gesamt, Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn, Co, Cd, Pb
DIN 38405
IC-ICPMS-Koppl.
DIN EN ISO 11885
*nur ausgewählte Proben
5.1.4
Pflanzen - Pflanzung und Kulturbedingungen
Das Deutsche Weidelgras (Lolium perenne „KERATOS“) als auch der
Winterweizen (Triticum aestivum „AKTEUR“) wurden als Versuchssaatgut
von den entsprechenden Anbietern bezogen.
In jedes Gefäß wurden anfänglich 20 Samen Anfang November gesetzt.
Der Winterweizen zeigte eine gute bis sehr gute Keimfähigkeit (>95%) mit
erstem Spitzen nach 14 Tagen. In diesem Zustand konnten die Gefäße
eingewintert werden. Dagegen war die Keimfähigkeit des Weidelgrases
deutlich geringer (<70%, einige Gefäße mit Totalausfall). Daher musste hier
40
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
im zeitigen Frühjahr nach Auflösung der Einwinterungsphase nachgesät
werden. Dies führte zu einer Entwicklungsverzögerung und damit einem
verzögerten Versuchsstart (erster Überstau am 29.06.11, s. Abb. 5-4) für
die Gefäße mit Bezug zur Grünlandnutzung. Sowohl Winterweizen als auch
Weidelgras wurden nach dem Schossen auf 16 Pflanzen pro Gefäß pikiert.
Keimung Nov. 2010
Einwinterung
Kleingewächshaus
Abb. 5-3:
Keimung,
Einwinterung
und
Kultivierungsstandort
in
Kleingewächshäusern mit gefilterter Luft der Versuchsgefäße auf dem
ökologischen Prüffeld des Instituts für Allgemeine Ökologie und Umweltschutz der
TU Dresden.
Die Düngung der Pflanzen erfolgte über in H2Odest gelöste Nährsalze mit
dem Gießen. Die Nährsalzzusammensetzung wurde entsprechend den
Versuchsvarianten variiert und mündete für den Versuch mit T. aestivum in
den in Tab. 5-6 dargestellten Applikationsmengen der einzelnen
Nährelemente.
Tab. 5-6:
Applizierte Mengen an Makronährelementen in den verschiedenen
Versuchsvarianten zur Düngung in den Gefäßversuchen. Angegeben ist zusätzlich
das N:P- und K:P-Verhältnis auf Basis der zugegebenen Stoffmenge pro Gefäß
-1 -1
und Jahr (mM Gef. a ).
Variante:
P1_N1
kg ha-1 a-1
N
P
K
Ca
Mg
N:P-Verh.
K:P-Verh.
120
15
187,5
22,5
22,5
mM Gef.-1
a-1
42,1
2,4
23,5
2,8
4,5
17,7
9,9
P1_N2
kg ha-1 a-1
1200
15
187,5
22,5
22,5
mM Gef.-1
a-1
420,5
2,4
23,5
2,8
4,5
176,9
9,9
P2_N1
kg ha-1 a-1
120
150
187,5
22,5
22,5
mM Gef.-1
a-1
42,1
23,8
23,5
2,8
4,5
1,8
1,0
P2_N2
kg ha-1 a-1
1200
150
187,5
22,5
22,5
Dabei wurde N als NH4NO3, Ca als CaCl2+2H2O und Mg als MgSO4+7H2O
appliziert. P und K wurden entweder als K2HPO4, KH2PO4 und/oder KCl
zugegeben. Dies war notwendig, um jeweils die Zugabe von K in allen
Versuchsvarianten gleich zu halten. Die Festlegung der Düngemengen
erfolgte auf Grundlage der Düngeempfehlungen für entsprechende Böden
der zuständigen Fachbehörden der einzelnen Bundesländer (u.a. LfL
Bayern 2010). Die Variation in der P-Zugabe wurde nach den Ergebnissen
von Serfling & Klose 2008 variiert, die den Einfluß von P-Düngung auf die
Aufnahme von As mit Unterfußgaben von 10, 20, 30, 50, 75, 100, 200 und
400 kg*ha-1*a-1 testeten. Neben den Makronährelementen wurden keine
Mikronährelemente appliziert, da auch in der normalen Düngepraxis mit
mineralischem Dünger auf diese Böden keine weiteren Nährelemente
41
mM/Gef. a
420,5
23,8
23,5
2,8
4,5
17,7
1,0
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
aufgebracht würden. Außerdem deuten die Werte im KW-Extrakt bzw. ANExtrakt für die ermittelten Mikronährelemente nicht auf eine
Unterversorgung hin (vgl. Tab. 5-4).
Die Applikation von 2/3 der Nährelementmengen erfolgte im Versuch mit
T. aestivum am 21.04.2011. Das restliche Drittel wurde am 23.05.2011
zugegeben. Zur Düngung des Versuchs mit L. perenne wurden die
Nährelementmengen der Variante P1_N1 einmalig am 01.06.2011
appliziert.
29.3.
15.4.
29.4.
15.5.
29.5.
15.6.
29.6.
15.7.
29.7.
15.8.
24h Überstau
3. Mahd (Ernte)
24h Überstau
24h Überstau
24h Überstau
24h Überstau
2. Mahd
24h Überstau
24h Überstau
24h Überstau
1. Mahd
Düngung
Neusaat
Auswinterung
In den folgenden Abbildungen sind die Versuchsabläufe einschließlich
Düngetermine für die Versuche zur Grünlandnutzung mit L. perenne sowie
zur Ackernutzung mit T. aestivum zusammenfassend dargestellt.
29.8.
2011
29.3.
15.4.
29.4.
15.5.
29.5.
15.6.
Ernte
48h Überstau
24h Überstau
24h Überstau
3h Überstau
1. Düngung
2. Düngung
3h Überstau
Versuchsablauf im Versuch zur Grünlandnutzung mit L. perenne.
Auswinterung
Abb. 5-4:
29.6.
2011
Abb. 5-5:
5.1.5
Versuchsablauf im Versuch zur Ackernutzung mit T. aestivum.
Pflanzen - Messparameter und Aufarbeitung
Zu den verschiedenen Mahdterminen des Grünlandversuchs wurden die
Pflanzen in 3-5 cm Höhe über dem Substrat abgeschnitten und als Proben
in Papiertüten verpackt (Sproßproben). Zur 3. Mahd erfolgte gleichzeitig die
Ernte der restlichen beiden Kompartimente Stoppeln (Sproß von
42
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Schnittstelle bis zum Wurzelansatz) und Wurzeln. Das Mahdgut (Sproß
ohne Stoppeln) der 3. Mahd wurde in 2 Fraktionen geteilt und eine Fraktion
gründlich mit H2Odest. gewaschen, die andere Fraktion ungewaschen
belassen. Die Wurzeln wurden ebenfalls vor der weiteren Aufbereitung
gründlich mit H2Odest. gewaschen.
Die Ernte der Pflanzen von T. aestivum erfolgte jeweils zur Totreife.
Oberirdisch erfolgte die Trennung zunächst in Ähren, Blätter und Stängel
(3 cm über dem Substrat abgeschnitten). Im Labor wurden dann die Körner
von den Spelzen getrennt. Für Stoppeln und Wurzeln wurde genauso wie
bei L. perenne verfahren. Die Probenvorbereitung der Pflanzenproben zur
weiteren Analyse erfolgte entsprechend den Methoden des Handbuchs
Forstliche Analytik 2005 (HFA 2005) in der Ergänzungsfassung 2009.
Ergänzend erwähnt sei nur, dass die Proben generell gefriergetrocknet
wurden, in Ausnahmefällen bei 70°C bis zur Gewichtskonstanz. Der
Aufschluß
der
Proben
erfolgte
mittels
mikrowellen-gestütztem
Druckaufschluß (MARS Express, Fa. CEM). In Vorbereitung zur Messung
der As-Spezies in den oberirdischen Kompartimenten Körner und Blätter
bzw. Sproß zum Zeitpunkt der Ernte wurden die Proben nach Zhu et al.
2008 extrahiert und innerhalb der nächsten 48h vermessen.
Folgende Messparameter wurden an den Pflanzenproben bestimmt:
L. perenne
Parameter
Frischgewicht
Trockengewicht
As_gesamt
As(III)*, As(V)*
C, N
P, Ca, Mg, Fe, Mn
Cu, Zn, Co
Cd, Pb
Sproß
X
X
X
X
X
X
X
X
Stoppeln
X
X
T. aestivum
Wurzeln
X
X
X
Körner
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Spelzen
X
X
Blätter
X
X
X
X
X
X
X
X
Stängel
X
X
X
Wurzeln
X
X
X
X
X
X
X
X
X
* nur ausgewählte Proben
Die Elementgehalte wurden entsprechend DIN EN ISO 11885 (P, Ca, Mg,
Fe, Mn, Cu, Zn, Co, Cd, Pb), DIN EN ISO 17294-2 (As_gesamt), DIN ISO
10694 (C), DIN ISO 13878 (N) bestimmt. Die As-Speziesanalytik folgt den
Angaben in Kap. 4 (IC-ICPMS-Kopplung).
Zur Qualitätssicherung der Probenaufbereitung und der Analyseverfahren
wurden Standardreferenzmaterialien eingesetzt (für Pflanzenproben:
GBW7604 (Pappelblätter), NIST 1575 (Kiefernnadeln), BCR101
(Weidelgras); für Bodenproben: GBW 7404).
5.1.6
Statistische Auswertung
Die Berechnung der statistischen Tests erfolgte mit dem Programmpaket
SPSS für Windows (Version 11.5.1). Für die Darstellung der Signifikanzen
wird folgende Vereinbarung getroffen:
43
LABO-Vorhaben B 1.10
Tab. 5-7:
31.5.2012
Verwendete Signifikanzniveaus, deren Bezeichnung und Symbole
Signifikanzniveau ((1-p)•100)
Bezeichnung
Symbol
p > 0,05
p ≤ 0,05
p ≤ 0,01
p ≤ 0,001
nicht signifikant
signifikant
sehr signifikant
hoch signifikant
n.s.
*
**
***
< 95 %
≥ 95 %
≥ 99 %
≥ 99,9 %
Zur Prüfung der Daten von den Gefäß- und Freilandversuchen auf
Normalverteilung wurde der zweiseitige Kolmogorov-Smirnov-Test für eine
Stichprobe verwendet (Siegel 1985). Dieser Test prüft den Grad der
Übereinstimmung zwischen einer kumulativen Häufigkeitsverteilung
entsprechend einer theoretischen Verteilung und einer beobachteten
kumulierten Häufigkeitsverteilung. Konnte keine Normalverteilung
festgestellt werden, wurden nichtparametrische Tests verwendet.
Regressionsanalyse und Diagramme
Regressionsgeraden sowie sämtliche Diagramme wurden mit dem
Programm XACT (Fa. SCILAB, Hamburg) erstellt. Das Programm gibt den
Korrelationskoeffizienten, die Varianz und die Standardabweichung der
Residuen sowie die Koeffizienten der Regressionsgeraden a und b aus.
Die neben Linien- und Balkendiagrammen verwendeten BoxplotDiagramme geben den Median (Querstrich), den Quartilbereich (grauer
Balken) sowie die Extremwerte (Endpunkte der Längsstriche) wider. Dieser
Diagrammtyp wurde gewählt, wenn unterschiedliche Stichprobengrößen
mit teilweise nicht absicherbarer Normalverteilung zusammen dargestellt
werden.
Nichtparametrische Tests
Wurde keine Normalverteilung gefunden und konnte auch durch
Lineartransformation (Logarithmierung) für die Werte der Variablen keine
Normalverteilung herbeigeführt werden, wurden nichtparametrische Tests
verwendet. In den hier vorgestellten Freilanduntersuchungen sowie in den
Gefäßversuchen konnten in den allermeisten Fällen Normalverteilungen
wahrscheinlich gemacht werden. Daher werden auch in der deskriptiven
Statistik in den meisten Fällen arithmetische Mittelwerte mit
Standardabweichungen angegeben. Allerdings wird von Bortz 1993; Bortz
2005 und Siegel 1985 generell empfohlen, bei sehr kleinen
Stichprobenumfängen
auf
nichtparametrische
statistische
Tests
zurückzugreifen. Im Falle von k unabhängigen Stichproben wurde mit der
Rangvarianzanalyse nach Kruskal-Wallis (H-Test oder auch Kruskal-WallisTest) die Nullhypothese untersucht, ob die Stichproben aus der gleichen
Population stammen. Wird die Nullhypothese abgelehnt, wurden paarweise
Vergleiche zur Differenzierung der Einzelunterschiede angeschlossen. Für
den Paar-Vergleich zweier unabhängiger Stichproben wurde der U-Test
nach Mann-Whitney verwendet. Mehrere abhängige Stichproben wurden
mit dem Friedman-Test untersucht. Dieser rangbasierte Test stellt das
nichtparametrische Äquivalent zu einer einfaktoriellen Varianzanalyse mit
Messwiederholungen für den Sonderfall nur einer Faktorstufe dar.
Einzelvergleiche bei abhängigen Stichproben wurden mit dem WilcoxonVorzeichenrang-Test (Wilcoxon-Test) untersucht. Als nichtparametrisches
44
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Korrelationsmaß wurde der Rang-Korrelationskoeffizient rS nach Spearman
verwendet.
Zwei- und Dreifaktorielle Varianzanalyse (ANOVA)
Für die Gefäßversuche mit in den meisten Fällen n=5 konnten in der Regel
normalverteilte Werte festgestellt werden. Da in fast allen Fällen
Varianzhomogenität (Levene-Test) gegeben war, wurde für den Versuch
mit Bezug zur Grünlandnutzung für die Untersuchung der Effekte der
Feuchtevariante (Feuchte) und des Substrats (Substrat) als unabhängige
Variablen (Faktoren) auf die jeweilige abhängige Variable eine
zweifaktorielle Varianzanalyse gerechnet. Im Versuch mit Bezug zur
Ackernutzung wurde zur Untersuchung der Effekte der Feuchtevariante
(Feuchte), der P-Zugabe und der N-Zugabe als unabhängige Variablen
(Faktoren) auf die jeweilige abhängige Variable eine dreifaktorielle
Varianzanalyse angewendet. Als Ergebnis angegeben werden die aus den
Quadratsummen sich ergebende Varianzaufklärung bezüglich der
untersuchten abhängigen Variablen durch die unabhängigen Variablen
(Haupteffekte) und deren Interaktion (Interaktionseffekt) in Prozent (erklärte
Streuung – „Erkl. Streuung“) sowie der zur Signifikanzprüfung notwendige
F-Wert einschließlich Signifikanz (Signif.). Die Varianzanalyse selbst gibt
nur an, ob insgesamt Unterschiede bezogen auf die einzelnen Faktoren
bestehen. Einzelvergleiche der jeweiligen Faktorstufen zur Überprüfung
von a priori Hypothesen wurden a posteriori mit dem konservativen
Scheffé-Test durchgeführt. Dieser Post-Hoc-Test (wie auch andere Tests
dieser Art) berücksichtigt die Tatsache, dass das α-Fehlerniveau der
Varianzanalyse nicht überschritten werden darf und eliminiert so die
Gefahr, dass es zu einer α-Fehlerkumulation kommt.
In Ausnahmefällen wurden die Mittelwerte zweier Stichproben mit dem tTest verglichen. Dieser überprüft die Nullhypothese, dass zwei
unabhängige
Stichproben
aus
Populationen
stammen,
deren
Erwartungswerte gleich sind. Neben der Unabhängigkeit der Stichproben
wird für den t-Test speziell bei kleinen Stichproben Normalverteilung und
Varianzhomogenität vorausgesetzt, was in den Fällen der Anwendung des
t-Tests gegeben war. Zur Überprüfung von Zusammenhangshypothesen
wurde für den Gefäßversuch die Produkt-Moment-Korrelation verwendet
(s.a. Bortz 2005). Soweit nicht anders angegeben, wurden alle Tests
richtungsneutral durchgeführt, d.h. zweiseitig getestet.
5.2
Gefäßversuche – Ergebnisse Grünlandnutzung
Im Ergebnisteil zum Gefäßversuch mit Bezug zur Grünlandnutzung wird
zunächst auf die Substrat- und Bodenlösungsparameter eingegangen,
bevor die biometrischen Parameter der Pflanzen sowie deren
Elementgehalte behandelt werden.
45
LABO-Vorhaben B 1.10
5.2.1
31.5.2012
Veränderung pH-Wert und Elementgehalte im Substrat
Ein Vergleich der pH-Werte der Substrate in den verschiedenen Varianten
zum Zeitpunkt der Versuchsernte mit denen der Ausgangssubstrate zeigt
keine Unterschiede. Allerdings ist für die Substrate „Heubach“ als auch
„Colditz“ jeweils ein signifikanter Unterschied zwischen den
Feuchtevarianten im pH(H2O) feststellbar. Für das Substrat „Schopfheim“
existiert dieser Unterschied nicht.
8
pH (H2O) - Ernte
7
7
6
6
5
5
4
4
70
100
Colditz
Anfang
8
70
100
Heubach
70
100
Colditz
Heubach Schopfheim
Schopfheim
Abb. 5-6:
Mittlere pH(H2O)-Werte im Substrat der verschiedenen Substratund Feuchtevarianten im Versuch mit L. perenne zum Zeitpunkt der Versuchsernte
(linke Grafik, n=5) im Vergleich zum pH(H2O) des Ausgangssubstrats (rechte
Grafik, n=4).
Der signifikante Unterschied im pH(H2O)-Wert für das Substrat „Heubach“
zwischen den beiden Feuchtevarianten ist bei Extraktion mit CaCl2 nicht
mehr erkennbar (s. Abb. 5-7).
8
pH (CaCl2) - Ernte
7
7
6
6
5
5
4
4
70
100
Colditz
Anfang
8
70
100
Heubach
70
100
Colditz
Heubach Schopfheim
Schopfheim
Abb. 5-7:
Mittlere pH(CaCl2)-Werte im Substrat der verschiedenen Substratund Feuchtevarianten zum Zeitpunkt der Versuchsernte (linke Grafik, n=5) im
Vergleich zum pH(CaCl2) des Ausgangssubstrats (n=4).
Auch hier konnten keine signifikanten Unterschiede zu den Werten des
Ausgangssubstrates festgestellt werden. Insgesamt deutet sich eine leichte
aber in keiner Weise signifikante Erhöhung der pH-Werte mit einer
periodischen Überstauung der Substrate an. Es ist bekannt, das der pHWert des Bodens, neben den weiteren aufgeführten Faktoren
(Redoxpotenzial, Nährstoffe/Oxyanionen) ein wesentlicher Faktor ist, der
die Ionenmobilität im Allgemeinen (Hinsinger et al. 2003), die As-Mobilität
im Besonderen und den Transfer in Pflanzen beeinflusst (Carbonell-
46
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Barrachina et al. 2000). Eine regulär signifikante Erhöhung der pH-Werte
im Boden in den Varianten mit periodischer Wassersättigung wurde nur in
den etwas kohlenstoffärmeren Böden mit weiterem C/N-Verhältnis (Colditz,
Heubach) nachgewiesen. pH-Wert-Veränderungen um mehr als eine
Einheit wurden sowohl in gut durchlüfteten als auch anoxischen Böden
beschrieben. Sie werden durch induzierten Nährstoffmangel (Phosphat
oder Fe, Hinsinger 2001) und durch die Form der N-Ernährung (Ammonium
vs. Nitrat: Marschner 2002) verursacht. Auch eine oxidative Versauerung
infolge der Sauerstoffausscheidung der Wurzeln und/oder Anreicherung
organischer Säuren u.a. infolge fermentativer Energiegewinnung in
Wurzeln und der Rhizosphäre bei längerem Überstau ist möglich (Blossfeld
et al. 2011). Auf den radialen Sauerstofftransfer von den Wurzeln in das
Milieu dürften sowohl die Porosität der Wurzeln als auch die
Durchlässigkeit des Bodens einen Einfluss haben, wovon wiederum der
Arsentransfer in die Pflanzen abhängig ist (Li et al. 2011). Bezüglich dieser
Parameter unterscheidet sich insbesondere das Substrat Colditz relevant
vom Substrattyp Schopfheim. In letzterem wurde in keinem Fall eine
signifikante pH-Veränderung beobachtet. Es ist anzunehmen, das nicht nur
(i) die Nitrifikation in diesem Bodentyp verstärkt wird und infolgedessen die
Pflanzen eher Nitrat als Ammonium aufnehmen (müssen), was zur pHAnhebung führt, und (ii) durch die bessere Sauerstoffversorgung auch die
Respiration im Wurzelraum und die dadurch verursachte Alkalinisierung
verstärkt wird, sondern dass auch durch die reduzierenden Bedingungen
(iii) verstärkt DOC und Fe(II) freigesetzt wird (s. Kap.5.2.2). Diese
Freisetzung ist offensichtlich eine Reaktion auf reduzierende Prozesse bei
„circum-neutralen“ (leichtsauren bis leicht basischen) Milieuverhältnissen,
wo die Deprotonierung der Hydroxylgruppen an den Mineraloberflächen zur
Verminderung der Oberflächenladung führt. Es kann angenommen werden,
das demzufolge die Fe(OH)n-Reduktion nicht der einzige Prozess ist der
zur Erhöhung der Spurenelementmobilität führt (Grybos et al. 2007).
Im KW-Extrakt sind für die Substrate Colditz und Schopfheim keine bzw.
leicht unterschiedliche(n) As-Konzentrationen zwischen den Werten im
Ausgangssubstrat und den Werten zum Zeitpunkt der Ernte festzustellen
(Abb. 5-8).
47
LABO-Vorhaben B 1.10
As [mg*kg-1 TG]
500
31.5.2012
KW-Extrakt - Ernte
Anfang
500
400
400
300
300
200
200
100
100
0
0
70
100
70
Colditz
100
70
Heubach
100
Colditz
Heubach Schopfheim
Schopfheim
Abb. 5-8:
As-Konzentration im KW-Extrakt der verschiedenen Substrate
und Feuchtevarianten zum Zeitpunkt der Ernte (linke Grafik, n=5) im Vergleich zum
Anfangsgehalt (rechte Grafik, n=4).
Dagegen sind die As-Konzentrationen im Substrat Heubach zum Zeitpunkt
der Ernte etwas erhöht, was mit einem leichten Masseverlust während der
Versuchsdauer zu erklären wäre.
AN-Extrakt - Ernte
20
0
70
100
Colditz
<NWG
20
<NWG
30
<NWG
30
10
Anfang
40
<NWG
As [µg*kg-1TG]
40
70
100
70
100
Heubach
10
0
Colditz
Heubach
Schopfheim
Schopfheim
Abb. 5-9:
As-Konzentration im AN-Extrakt der verschiedenen Substrate
und Feuchtevarianten zum Zeitpunkt der Ernte (linke Grafik, n=5) im Vergleich zum
Anfangsgehalt (rechte Grafik, n=4).
Im Ammoniumnitrat-Extrakt (AN-Extrakt) ist am Ende des Versuchs für die
Substrate Heubach und Schopfheim kein As mehr nachweisbar. Dagegen
zeigen die Werte für das Substrat Colditz in etwa das gleiche Niveau, wie
am Anfang. Wir vermuten, dass auf Grund der unterschiedlichen
bodenchemischen
Eigenschaften
einschließlich
der
pHund
Redoxverhältnisse und der Durchlüftung bedingt durch den Einfluss der
Pflanzen (Exsudation / Deposition Rhizosphäre) sich die Speziierung bzw.
Bindungsformen des As unterschiedlich verändert haben.
5.2.2
Veränderung der Bodenlösung
Erwartet wurde, dass sich durch die Überstauereignisse das
Redoxpotenzial absenkt und in dessen Folge Veränderungen in der
Bodenlösung und hier im speziellen der As-Konzentration ergeben.
48
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
500
70
Bodenfeuchte (G007)
As
60
As [µg*L-1]
50
300
40
200
30
20
100
Bodenfeuchte (Vol.%)
400
10
0
600
0
Colditz_G009
400
mV
200
0
-200
-400
-600
15.7.
22.7.
29.7. 1.8.
8.8.
15.8.
22.8.
29.8. 1.9.
Datum
Abb. 5-10:
Bodenfeuchte (Gefäß G007) und As-Konzentration in der
Bodenlösung (obere Grafik, n=3) sowie das Redoxpotenzial (untere Grafik, Gefäß
G009) des Versuchs mit Bezug zur Grünlandnutzung (L. perenne) in der Variante
Überstau (100) im Substrat „Colditz“. Grau angedeutet sind die jeweils 24 h
dauernden Überstauereignisse.
Leider waren für die Redox-Messung zwei Ausfälle der Datenlogger zu
beklagen. Insofern ist nur für den 3. Überstau der Abfall des
Redoxpotenzials im Substrat dokumentiert. Es wird hier trotzdem nach den
Erfahrungen im Versuch mit T. aestivum (s. Kap.5.3) davon ausgegangen,
dass der periodische Überstau zu den weiteren Terminen zur
wiederkehrenden Reduktion des Redoxpotenzials auf ein vergleichbares
Niveau geführt hat, was durch punktuelle Handmessungen (in der Grafik
nicht dargestellt) bestätigt wird. Es ist auch hier davon auszugehen, dass
im Analogieschluss zu den Messungen im Gefäßversuch mit T. aestivum
ein Anstieg des Redoxpotenzials nach dem jeweiligen Überstauereignis
immer weiter zeitverzögert auftritt.
Mit jedem Überstauereignis ist ein Anstieg der As-Konzentration in der
Bodenlösung des Substrats Colditz zu beobachten (vgl. Abb. 5-10). Bis
zum Beginn des nächsten Überstaus fällt die As-Konzentration wieder ab.
Wie sich diese tatsächlich zwischen dem Ende des einen und dem Beginn
des folgenden Überstaus verhält ist spekulativ. Festzuhalten ist in jedem
Fall, dass sich mit zunehmenden Überstauereignissen die AsKonzentration in der Bodenlösung im Verlauf des Überstaus immer stärker
erhöht. Allerdings ist im 7. Überstau diese Tendenz nicht mehr zu
beobachten. Ein in fast allen Belangen identisches Muster ist für die AsKonzentrationen in der Bodenlösung des Substrats Schopfheim
festzustellen (vgl. Abb. 5-11).
49
LABO-Vorhaben B 1.10
14
31.5.2012
Schopfheim
12
As [µg*L-1]
10
8
6
4
2
0
15.7.
22.7.
29.7. 1.8.
8.8.
15.8.
22.8.
29.8. 1.9.
Datum
Abb. 5-11:
As-Konzentrationen in der Bodenlösung des Versuchs mit Bezug
zur Grünlandnutzung (L. perenne) in der Variante Überstau (100) im Substrat
Schopfheim. Grau angedeutet sind die jeweils 24 h dauernden Überstauereignisse.
Allerdings liegt hier das Konzentrationsniveau um fast eine Größenordnung
niedriger verglichen mit den Werten des Substrats Colditz, obwohl die
Gesamtgehalte um ein Vielfaches höher sind. Trotzdem sind auch hier
höhere Werte mit den Überstauereignissen 6 und 7 zu erkennen während
die Werte mit dem 8. Überstauereignis wieder niedriger ausfallen. Dies
kann darauf hindeuten, dass mobilisierbares As abnimmt.
Für das Substrat Heubach liegen die As-Konzentrationen in der
Bodenlösung in weiten Teilen unter der Bestimmungsgrenze und sind
daher hier nicht darstellbar. Phosphor ist in der Bodenlösung weder als
Element (ICP-Messung) noch als Phosphat (IC-Messung) nachweisbar.
Abgesehen von dem sehr unterschiedlichen Konzentrationsniveau ist für
alle drei Böden charakteristisch, dass nur ein relativ kurzer Überstau von
24 Stunden, was einer Wassersättigung bei einem Starkregenereignis
entspricht, in wenigen Stunden zu einer massiven As-Freisetzung führt. Die
Geschwindigkeit spricht maßgeblich für einen physikochemisch
determinierten Prozess und weniger für eine biochemisch induzierte
Reaktion. Trotz der über viele Stunden oder sogar Tage lang anhaltenden
Wassersättigung im Boden und weiter absinkendem Redoxpotenzial bzw.
niedrigem Redoxpotenzial nimmt die As-Freisetzung deutlich ab. Dies ist im
Wesentlichen mit dem Nitratschwund durch Denitrifikation und
einsetzender mikrobieller Sulfatreduktion zu erklären. Der letztgenannte
Prozess könnte zur As-Festlegung in Form sulfidischer Minerale führen
(Blodau et al. 2008; Weber et al. 2010). Zudem wurde erst kürzlich
festgestellt, dass organische Substanz ein aktive Rolle bei der
Immobilisierung von As - via Festlegung über Bildung kovalenter
Bindungen zwischen As(III) und organischen S-Gruppen in
schwefelreichen staunassen Böden spielt (Langner et al. 2012). Die
spezifische Dynamik des As(III) im Vergleich zum As(V) kann als Beleg
dienen (vgl. Abb. 5-12). Hinzu kommt die direkt durch mikrobielle Aktivität
katalysierte As(V)-Reduktion (Yamamura et al. 2009) bzw. indirekt über die
reduktive Auflösung von Fe(III)-Oxihydraten (Burgin et al. 2011).
Offensichtlich ist die Desorption von As, von labilen Fe-Oxiden und der
Transport (die Mobilisierung) beim Einsetzen reduzierender Bedingungen
am stärksten. Mittlere Redoxpotenziale im positiven Bereich befördern die
50
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Arsenreduktion bei relativ geringem Fe(II)-Überschuss, wie Herbel &
Fendorf 2006 in einem batch-Experiment mit einer „ferihydrite-coated sand
preparation“ und Impfung mit Bakterien zeigen konnten. In der
Untersuchung in diesem Projekt wurde es erstmalig in einem naturnahen
System bewiesen und die Auswirkungen auf den Transfer in die Pflanzen
gezeigt (s.u.).
Es muss daher geschlussfolgert werden, dass dauerhafter Überstau
durchaus zu einer stabilen Arsenfestlegung und damit gering(er)en
Pflanzenverfügbarkeit führt. Wechselfeuchte Bedingungen (mehrfach
wiederholter Überstau) in einem dynamischen System führt - zumindest in
bestimmten Böden (s. Colditz) - trotz relativ geringem Gesamtgehalt an As
zu einer hohen potenziellen Pflanzenverfügbarkeit. Die gemessenen
Gehalte in den Pflanzen bestätigen diese Annahme. Das hat erhebliche
Konsequenzen für die Praxis, die bisher wohl nicht beachtet wurden.
Die Untersuchung der Speziierung von As in der Bodenlösung ergibt
zunächst, dass nur die anorganischen Spezies Arsenat(III) und Arsenat(V)
nachzuweisen sind. Nach den Ergebnissen zum Gesamtgehalt an As
(vgl. Abb. 5-10) ist eine Erhöhung auch der Konzentration der beiden AsSpezies zu erwarten. Für das Substrat Colditz (Abb. 5-12) ist deutlich
erkennbar, dass die Arsenat(III)-Konzentration mit zunehmender Dauer
eines Überstaus und damit unter zunehmend reduzierenden Bedingungen
stark ansteigt. Ebenso erkennbar wird aber auch, dass Arsenat(V) zwar
vorhanden ist, aber im Vergleich zu Arsenat(III) die Konzentration sich nicht
nennenswert erhöht, evtl. sogar abfällt. Die Erhöhung der As-Konzentration
in der Bodenlösung ist also im Wesentlichen auf eine Erhöhung der
Arsenat(III)-Konzentration zurückzuführen.
300
Colditz
250
Arsenat(III)
Arsenat(V)
µg*L-1
200
150
100
50
0
15.7.
22.7.
29.7. 1.8.
8.8.
15.8.
22.8.
29.8. 1.9.
Datum
Abb. 5-12:
Arsenat(III)- und Arsenat(V)-Konzentrationen in der Bodenlösung
zu den verschiedenen Zeitpunkten im Versuchsverlauf mit L. perenne im Substrat
Colditz (n=3). Grau angedeutet sind die jeweils 24 h dauernden
Überstauereignisse.
Dies konnte nach den Ergebnissen in anderen Veröffentlichungen erwartet
werden (s.Kap. 2) und wird hier deutlich bestätigt. Es ist darauf
hinzuweisen, dass trotz anhaltender Wasserübersättigung und einem
Redoxpotenzial um -400 mV über mehrere Tage sowohl die As-
51
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Gesamtgehalte als auch die As-Spezies-Konzentrationen in der
Bodenlösung bis zum folgenden Überstau wieder auf ein vergleichsweise
niedriges Ausgangsniveau abfallen.
Für die Substrate Heubach und Schopfheim war aufgrund schon sehr
geringer Gesamtgehalte von As in der Bodenlösung eine Messung der AsSpeziierung nur sehr eingeschränkt möglich. Die meisten Werte konnten
für das 7. Überstauereignis ermittelt werden und sind daher vergleichend
zwischen den Substraten in Abb. 5-13 dargestellt.
Colditz
Heubach
Schopfheim
µg*L-1
100
Arsenat(III)
Arsenat(V)
10
0
3
24
0
3
<NWG
<NWG
0,1
<NWG
<NWG
<NWG
1
24
0
3
24
h nach Beginn Überstau
Abb. 5-13:
Arsenat(III)- und Arsenat(V)-Konzentrationen in der Bodenlösung
zu Beginn (25.08.11) des Überstaus (0 h), nach 3 h und nach 24 h am Ende des
Überstaus (26.08.11) im Vergleich zwischen den verschiedenen Substraten (n=3;
an zwei Stellen n=1, da andere Werte unter der Nachweisgrenze).
Die Tendenz einer starken Erhöhung der Arsenat(III)-Konzentrationen in
der Bodenlösung mit der Dauer des Überstaus im Substrat Colditz ist
anhand der Daten für die anderen Substrate nicht zu verifizieren. Nach
24 h Überstau liegen in der Bodenlösung des Substrats Schopfheim sogar
die Arsenat(V)-Konzentrationen höher als die Arsenat(III)-Konzentrationen.
Da die Gesamtgehalte in diesen beiden Substraten wesentlich höher liegen
als für Colditz, ist von einer starken Fixierung im Substrat auszugehen, die
auch nicht durch z.B. ein Absenken des Redoxpotenzials über mehrere
Tage überwunden wird und zu einer höheren Mobilisierung führt. Trotzdem
können z.B. Pflanzen in der Rhizosphäre Mikromilieubedingung schaffen,
die zu einer Mobilierung und Aufnahme u.a. von As führen, aber mit den
angewandten Messmethoden (Mikrosaugkerzen) nicht erfasst wurden.
5.2.3
Einfluss der Versuchsvarianten
Sproß/Wurzel-Verhältnis
auf
Biomasse
und
Betrachtet man für die gesamte Biomasse (Phytomassezuwachs im
Versuchsverlauf) von L. perenne nur die jeweils mäßig feuchte Variante
(70) ist kein Unterschied für die unterschiedlichen Substrate festzustellen
(s. Abb. 5-14). Signifikant höhere Biomassen können auf allen Substraten
für die Überstau-Varianten (100) im Vergleich zu den mäßig feuchten
52
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Gesamtbiomasse [g TG]
Varianten festgestellt werden (vgl. Tab. 5-8). Keinen signifikanten Einfluss
hat das Substrat auf die Gesamtbiomasse.
Abb. 5-14:
Gesamtbiomasse von L. perenne im
Vergleich
zwischen
den
Versuchsvarianten (n=5). Die
Biomassen aller Mahdtermine
einschließlich
des
Erntetermins wurden addiert.
80
60
40
20
0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Schopfheim
Tab. 5-8:
Ergebnisse der zweifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Substrat“ und „Feuchte“ bezogen auf die abhängige
Variable Gesamtbiomasse von L. perenne (einschließlich aller Mahdtermine).
Gesamtbiomasse
Erklärte Streuung
Substrat
Feuchte
Substrat*Feuchte
Summe
2,1 %
55,1 %
7,0 %
64,2 %
F-Wert
Signifikanz
0,7
37,0
2,4
n.s.
***
n.s.
Allerdings liegen die Werte für den Phytomassezuwachs im
Versuchsverlauf auf dem Substrat Colditz tendenziell höher verglichen mit
den Überstauvarianten der anderen Substrate. Eine Interaktion der beiden
Faktoren Substrat und Feuchte ist ebenfalls nicht zu erkennen.
Sproß/Wurzel-Verhältnis
Das Sproß/Wurzel-Verhältnis, als Indikator für die Ressourcenallokation
und damit der Reaktion der Pflanze auf die Standortbedingungen, ist
zwischen den Feuchtevarianten des Substrats Colditz deutlich, zwischen
den Feuchtevarianten des Substrats Schopfheim mäßig aber signifikant
und zwischen den Feuchtevarianten des Substrats Heubach kaum
unterschiedlich. Neben diesem hoch signifikanten Einfluß des Faktors
Feuchte ist auch ein hoch signifikanter Einfluß des Substrats festzustellen.
Abb. 5-15:
Sproß/WurzelVerhältnis von L. perenne im
Vergleich
zwischen
den
Versuchsvarianten (n=5). Die
Sproßbiomasse
(Trockenmasse)
aller
drei
Mahdtermine
wurde
ins
Verhältnis zur Wurzelbiomasse
(Trockenmasse) zum Erntezeitpunkt gesetzt.
4
3
2
1
0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Schopfheim
53
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Tab. 5-9:
Ergebnisse der zweifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Substrat“ und „Feuchte“ bezogen auf die abhängige
Variable Sproß/Wurzel-Verhältnis von L. perenne (3. Mahd, Ernte).
Sproß/Wurzel-Verhältnis
Erklärte Streuung
Substrat
Feuchte
Substrat*Feuchte
Summe
23,3 %
39,8 %
11,1 %
74,2 %
F-Wert
Signifikanz
10,9
37,1
5,2
***
***
*
Die Einzelvergleiche (Scheffé-Test) zeigen jeweils signifikante
Unterschiede zwischen dem Substrat Schopfheim und den anderen beiden
Substraten, was im Wesentlichen an einem höheren Sproß/WurzelVerhältnis in der mäßig feuchten Variante des Substrats Schopfheim im
Vergleich zu den beiden anderen Substraten und an einem höheren
Sproß/Wurzel-Verhältnis in der Überstauvariante von Schopfheim im
Vergleich zum Substrat Heubach liegt. Dies wird auch an einer schwachen
aber noch signifikanten Interaktion beider Faktoren deutlich. Entweder ist
damit unter mäßig feuchten Bedingungen für Colditz keine
Nährstoffmobilisierung im notwendigen Maß möglich oder unter z.T.
staunassen
Verhältnissen
ergibt
sich
eine
ausreichende
Nährstoffmobilisierung.
5.2.4
Einfluss der Versuchsvarianten auf den Elementgehalt der
Pflanzen
Es ist zunächst herauszustellen, dass es unter den gegebenen
Versuchsbedingungen keine signifikanten Unterschiede zwischen
gewaschenen und ungewaschenen Proben bezüglich ihrer Elementgehalte
gibt (Tab. 5-10). Beispielhaft ist dies in Abb. 5-16 für die AsKonzentrationen im Sproß zum Zeitpunkt der Ernte gezeigt.
As [mg*kg-1 TG]
4
gew.
ungew.
3
2
1
Abb. 5-16:
Mittlere AsKonzentrationen im Sproß von
L. perenne (3. Mahd, Ernte) im
Vergleich zwischen
gewaschenen (gew.) und
ungewaschenen (ungew.)
Proben für die verschiedenen
Versuchsvarianten (n=5).
0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Schopfheim
Da die Gefäße in fahrbaren Klein-Gewächshäusern kultiviert und mit
gefilterter Luft ventiliert wurden, ist eine Verschmutzung durch Staub als
gering einzuschätzen. Zu befürchten war lediglich ein Aufspritzen von
Bodenpartikeln durch unvorsichtiges Gießen. Dies hat offensichtlich nach
Evaluierung der Ergebnisse nicht stattgefunden. Im Folgenden sind jeweils
die Elementgehalte der ungewaschenen Proben dargestellt.
54
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Tab. 5-10:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Substrat“, „Feuchte“ und „Behandlung“ (gewaschenungewaschen) bezogen auf die abhängige Variable As-Konzentration Sproß von
L. perenne (3. Mahd).
As-Konz. Sproß
Erklärte Streuung
Substrat
Feuchte
Behandlung
Interaktionen:
Substrat*Feuchte
Substrat*Behandlung
Feuchte*Behandlung
Substrat*Feuchte*Behandlung
Summe
F-Wert
Signifikanz
68,3 %
5,7 %
0,0 %
138,2
23,0
0,1
***
***
n.s.
13,5 %
0,4 %
0,0 %
0,3 %
88,1 %
27,3
0,8
0,2
0,5
***
n.s.
n.s.
n.s.
Betrachtet man die unabhängigen Variablen Substrat und Feuchte, ist für
beide zum Erntezeitpunkt (3. Mahd) ein hochsignifikanter Einfluss auf die
As-Konzentrationen im Sproß zu konstatieren. Wie schon aus Abb. 5-16
ersichtlich, sind die unterschiedlichen As-Konzentrationen im Wesentlichen
auf den Faktor Substrat mit einer erklärten Streuung von 68%
zurückzuführen. Der nachgeschaltete Scheffé-Test als Post-Hoc-Test
ergibt hoch signifikante Unterschiede (p<0,001) jeweils zwischen dem
Substrat Colditz und Heubach bzw. Schopfheim, nicht jedoch zwischen
Heubach und Schopfheim. Der Faktor Feuchte ergibt nur für das Substrat
Colditz einen signifikanten Unterschied.
Zu den unterschiedlichen Mahdterminen zeigen die As-Konzentrationen im
Sproß z.T. stark unterschiedliche Werte (vgl. Abb. 5-17). Zudem
schwanken die Werte innerhalb der Parallelproben für die Substrate
Heubach und Schopfheim zum 1. Mahdtermin am 09.06.2011 erheblich.
Die Ursache hierfür liegt in den speziell auf diesen Substraten notwendigen
umfangreicheren Nachsaaten und den damit in unterschiedlichem
Verhältnis entstandenen Mischproben aus jüngeren und etwas älteren
Pflanzen. Dies hat sich zum 2. Mahdtermin ausgeglichen. Aufgrund der aus
den starken Abweichungen resultierenden fehlenden Varianzhomogenität
wurde mit dem nichtparametrischen Friedman-Test für k-verbundene
Stichproben auf Unterschiede zwischen den Mahdterminen getestet. Hier
zeigen alle Feuchtevarianten mit Überstau (100) signifikante Unterschiede
(Tab. 5-11) während für die mäßig feuchten Varianten (70) keine
Unterschiede festgestellt werden können.
Tab. 5-11:
Ergebnisse des Friedman-Tests (Χ²-Wert mit Signifikanzniveau)
zu Unterschieden in der As-Konzentration im Sproß zu verschiedenen
Mahdterminen für die einzelnen Versuchsvarianten.
Vergleich Mahdtermine
Colditz
70
4,5 n.s.
100
6,4 *
Heubach
70
100
4,7 n.s.
6,0 *
55
Schopfheim
70
100
5,2 n.s.
8,4 *
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
As [mg*kg-1 TG]
6
1.Mahd
2.Mahd
3.Mahd
5
4
3
2
1
0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Schopfheim
Abb. 5-17:
Mittlere As-Konzentration im Sproß von L. perenne im Vergleich
zwischen den Mahdterminen für die verschiedenen Versuchsvarianten (n=5). Nach
der 2. Mahd wurden die Überstauereignisse 3 bis 8 realisiert.
Im Einzelvergleich für das Substrat Colditz in der Variante mit Überstau
(100) kann zunächst nach zwei Überstauereignissen (vor dem 2.
Mahdtermin) noch keine Erhöhung der As-Konzentration festgestellt
werden. Zwischen der 2. Mahd und der 3. Mahd wurden die weiteren 6
Überstauereignisse realisiert. Der Einzelvergleich zeigt hier einen
signifikanten Anstieg der As-Konzentrationen (Wilcoxon-Test, p<0,05).
Letzteres ist auch für die Substrate Heubach und Schopfheim abzusichern.
Zusätzlich ist für das Substrat Heubach auch zwischen der 1. Mahd und
der 2. Mahd und zwischen der 1. Mahd und der 3. Mahd ein signifikanter
Unterschied der As-Konzentrationen im Sproß zu sehen (p<0,05).
Unter den gegebenen Versuchsbedingungen ist es damit nicht unerheblich,
zu welchem Zeitpunkt Pflanzenproben gewonnenen werden. Im Laufe der
Vegetationsentwicklung/Ontogenese können sich Unterschiede ergeben
(vgl. Unterschiede 1. und 2. Mahd). Dies kann wiederum überlagert sein
von standörtlichen kurzfristigen Veränderungen, wie einer Änderung des
Redoxpotenzials im Substrat (vgl. 100er Varianten). Allerdings sind in allen
Fällen die Änderungen nicht sehr stark ausgeprägt. Eine Ausnahme bilden
die erhöhten As-Konzentrationen im Sproß zum Zeitpunkt der 3. Mahd auf
Substrat Colditz. Mit einer Erhöhung durch den Einfluss erniedrigten
Redoxpotenzials im Substrat bei schon generell hohen As-Konzentrationen
im Mahdgut wird der Grenzwert der Futtermittelverordnung (FutMV) von
2 mg kg-1 für Grünfutter hier im Gefäßversuch überschritten. Die
Feldversuche in Colditz zeigen dagegen keine Überschreitung (vgl.
Kap. 5.4), wobei die Werte aber z.T. über 1 mg kg-1 TG liegen. Für die
Varianten der Substrate Heubach und Schopfheim mit z.T. erheblich
höheren As-Gesamtgehalten im Substrat ist dies nicht der Fall. Für die
systemische Aufnahme allein und den folgenden möglichen Transfer im
Nahrungsnetz ist daher die Kenntnis der Gesamtgehalte im Substrat nicht
ausreichend für die Ableitung von Maßnahmen.
Die P-Konzentrationen im Sproß zu den verschiedenen Mahdterminen
zeigen in allen Varianten ein ähnliches Muster wie für As (vgl. Abb. 5-18)
mit jeweils niedrigsten Werten zum Zeitpunkt der 2. Mahd. Die höchsten
Werte sind in fast allen Fällen zur 1. Mahd zu beobachten. Interessant
56
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
festzustellen ist, dass die Überstauereignisse zu signifikant erhöhten PKonzentrationen im Sproß führen, vergleicht man die Werte der 3. Mahd
zwischen den Feuchtevarianten. Dies ist durchgängig für alle Substrate zu
beobachten.
P [mg*g-1 TG]
4
1.Mahd
2.Mahd
3.Mahd
3
2
1
0
70
100
70
Colditz
100
70
Heubach
100
Schopfheim
Abb. 5-18:
Mittlere P-Konzentration im Sproß von L. perenne im Vergleich
zwischen den Mahdterminen für die verschiedenen Versuchsvarianten (n=5). Nach
der 2. Mahd wurden die Überstauereignisse 2 bis 7 realisiert.
Der kompartimentspezifische Vergleich zeigt für L. perenne zum
Erntezeitpunkt deutlich erhöhte As-Konzentrationen in den Wurzeln
(vgl. Abb. 5-19). Dies ist durchgängig für alle Substrate zu beobachten.
Während es im Vergleich der Feuchtevarianten keinen Unterschied für die
Substrate Heubach und Schopfheim gibt, ist für das Substrat Colditz
sowohl für den Sproß als auch für die Wurzeln ein signifikanter Unterschied
zu sehen (t-Test, jeweils p<0,01).
Colditz
Heubach
Schopfheim
70
70
70
100
100
100
Spross
Wurzeln
Spross
Wurzeln
0,1
1
As
10
100
[mg*kg-1*TG]
0,1
1
As
10
100
[mg*kg-1*TG]
0,1
1
As
10
100
[mg*kg-1*TG]
Abb. 5-19:
Mittlere As-Konzentration in den Kompartimenten Sproß und
Wurzel von L. perenne zur 3.Mahd (Ernte) für die verschiedenen
Versuchsvarianten (n=5).
Der Überstau verursacht im Substrat Colditz nicht nur eine Mobilisierung in
die Bodenlösung, sondern dies führt auch zu erhöhten As-Konzentrationen
im Sproß der Pflanze. Für die Wurzeln ist das Konzentrationsniveau von As
speziell im Substrat Heubach aber z.T. auch im Substrat Schopfheim
(Feuchtevariante 70) gegenüber dem Substrat Colditz stark erhöht. Dies
steht nicht im Zusammenhang mit einer verstärkten messbaren
Mobilisierung in die Bodenlösung, entspricht aber den unterschiedlichen
Gesamtgehalten an As in den Substraten. Inwieweit insgesamt die
57
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
erhöhten Konzentrationen in den Wurzeln auf tatsächlich in die
Wurzelzellen inkorporiertes As zurückzuführen ist oder ein erheblicher Teil
auch an Zellwandbestandteilen anhaftet oder sogar nur an
Wurzeloberflächen präzipitiert (Fe-Plaque-Bildung) ist, kann hier nicht
unterschieden werden.
Colditz
Heubach
Spross
Schopfheim
70
70
70
100
100
100
Wurzeln
Spross
Wurzeln
0,01
0,1
1
10
Fe [mg*g-1*TG]
0,01
0,1
1
10
Fe [mg*g-1*TG]
0,01
0,1
1
10
Fe [mg*g-1*TG]
Abb. 5-20:
Mittlere Fe-Konzentration in den Kompartimenten Sproß und
Wurzel von L. perenne zur 3. Mahd (Ernte) für die verschiedenen
Versuchsvarianten (n=5).
Ein Hinweis ist allerdings über die Fe-Konzentrationen in den
Kompartimenten der Pflanzen zu erhalten. Diese zeigen das gleiche Muster
wie die As-Konzentrationen mit stark erhöhten Gehalten in/an den Wurzeln
(z.T. >10 mg g-1 TG !) für alle Substrate. Das unterschiedliche Niveau der
Fe-Gehalte entspricht wiederum den unterschiedlichen Gesamtgehalten an
Fe in den Substraten (vgl. Tab. 5-4). Auch für Fe ist kein Unterschied in
den Feuchtevarianten für die Substrate Heubach und Schopfheim
erkennbar. Auf Substrat Colditz zeigen sich dagegen für Fe wie schon für
As signifikante Unterschiede zwischen den Feuchtevarianten. Gleichzeitig
lässt sich hier ein hoch signifikanter Zusammenhang zwischen beiden
Elementkonzentrationen in den Wurzeln herstellen (s. Abb. 5-21). Dies ist
ein deutlicher Hinweis darauf, dass durch eine beschriebene Mobilisierung
von Fe unter teilweise reduzierenden Bedingungen mit anschließender
Fällung in/an Wurzeln unter oxischen Bedingungen in der Rhizosphäre
gleichzeitig mobilisiertes As gebunden und nicht in oberirdische
Kompartimente transportiert wird (s. Kap. 2). Da die Wurzeln gründlich
gewaschen wurden, kann man vermuten, dass wesentliche Prozesse der
Fe-As-Wechselwirkung im Apoplasten der Wurzelrinde stattfinden. Dies ist
speziell für die Substrate Heubach und Schopfheim mit sowohl erhöhten
Fe-Gehalten als auch erhöhten As-Gehalten wahrscheinlich. Fe wird von
den Pflanzen einerseits stark reguliert, da es intrazellulär an der HydroxylRadikal-Bildung beteiligt ist. Andererseits kann es auf vielen Böden ein
Mangelfaktor sein (geringe Pflanzeverfügbarkeit), was beispielsweise von
Gräsern mit der Ausscheidung von Phytosiderophoren (Chelator) und
Wiederaufnahme von Fe-Phytosiderophoren kompensiert wird (Kim &
Guerinot 2007). Unter bestimmten Umständen bilden sich im Apoplasten
der Wurzelrinde Fe-Pools (durch Fe-Fällungen) aus (Bienfait et al. 1985),
was hier der Fall sein dürfte. Diese treten dann in Wechselwirkung mit As
und führen zu den ermittelten Zusammenhängen.
58
As [mmol*kg-1 TG]
LABO-Vorhaben B 1.10
0,8
31.5.2012
0,8
Wurzel
0,6
R²=0,945**
0,6
0,4
0,4
R²=0,945***
0,2
0,2
0,0
0,0
R²=0,977**
0
50
100
150
25
50
75
100
Fe [mmol*kg-1 TG]
Fe [mmol*kg-1 TG]
Abb. 5-21:
Zusammenhang
zwischen der As- und
der Fe-Konzentration in
Wurzeln von L. perenne
auf Substrat Colditz zur
Ernte (3.Mahd). Linke
Grafik: alle Werte;
rechte Grafik:
ausgefüllte Marker =
Überstauvariante (100),
hohle Marker = mäßig
feuchte Variante (70).
Stellt man den Zusammenhang zwischen As- und Fe-Konzentrationen für
das Substrat Colditz getrennt für beide Feuchtevarianten her, ist ein
unterschiedlicher Anstieg der Regressionsgeraden zu erkennen (rechte
Grafik in Abb. 5-21).
Andere Untersuchungen legen ebenfalls die Vermutung nahe, dass As
tatsächlich
unter
staunassen/wechselfeuchten
Verhältnissen
in
erheblichem Maße von außen anhaftet und nicht aufgenommen ist (Zhao et
al. 2009). Dies wird ebenfalls mit Fe-Plaque-Bildung begründet, zu dem
speziell As(V) eine hohe Affinität zeigt.
Die As-Speziierung in der Bodenlösung spiegelt sich nicht in der AsSpeziierung im Sproß wider. Im Sproß sind höhere As(V)-Konzentrationen
zu finden, während in der Bodenlösung speziell während der
Überstauereignisse die As(III)-Konzentration ansteigt.
mg*kg-1 TG
2
Abb. 5-22:
Mittlere
As(III)- und As(V)Konzentrationen im Sproß
(3.Mahd) von L. perenne
im Vergleich zwischen den
Versuchsvarianten (n=5).
As(III)
As(V)
1
0,4
0,2
0,0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Schopfheim
Die Befunde hier stehen nicht im Einklang mit den Hinweisen aus der
Literatur. Dort wird vermutet, dass hauptsächlich As(III) in der Pflanze
vorkommt (neben möglicherweise organischen As-Verbindungen).
Inwieweit dies auf die Probenvorbereitung und das Extraktionsverfahren
zurückzuführen ist, muss diskutiert werden.
59
LABO-Vorhaben B 1.10
5.2.5
31.5.2012
Transfer und Verteilung in der Pflanze
Colditz
Heubach
Schopfheim
70
70
70
100
100
70
Sproß
Wurzeln
Sproß
Wurzeln
1
10
100
1
TF
10
100
TF
1
10
100
TF
Abb. 5-23:
Mittlere Transferfaktoren (TF) Boden – Pflanze für As bezogen auf
die As-Konzentrationen nach KW-Extrakt und die As-Konzentrationen in Sproß und
Wurzeln für alle Versuchsvarianten.
Ein Zusammenhang zwischen den As-Konzentrationen im AN-Extrakt und
den As-Konzentrationen in Sproß und Wurzel der einzelnen
Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der Ernte konnte nur für das Substrat
Colditz gerechnet werden. Für die anderen Substrate lagen die AsKonzentrationen im AN-Extrakt unter der Nachweisgrenze (s. Abb. 5-9).
Für das Substrat Colditz ist weder für den Sproß noch für die Wurzel ein
signifikanter Zusammenhang herzustellen (Sproß: r=-0,234 p>0,05; Wurzel:
r=0,104 p>0,05).
Die Verteilung innerhalb der Pflanzenkompartimente ist sowohl mit den
kompartimentspezifischen As-Konzentrationen als auch mit den
berechneten Transferfaktoren für die einzelnen Kompartimente angedeutet.
Allerdings wurde bislang der Biomassebezug nicht hergestellt. Nach
Kalkulation der As-Stoffmenge auf der Grundlage von As-Konzentrationen
und Biomasse lässt sich der prozentuale Anteile von As in den einzelnen
Kompartimenten und damit die genaue interne Verteilung berechnen.
100
Anteil an As in
Sproß
Wurzel
80
%
60
40
20
0
70
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Abb. 5-24:
Mittlerer
prozentualer Anteil der AsStoffmenge in Sproß
(Summe aller
Mahdtermine) und
Wurzeln an der gesamten
As-Stoffmenge in den
L. perenne-Pflanzen für
die unterschiedlichen
Versuchsvarianten.
Schopfheim
Für die Substrate Heubach und Schopfheim sind mehr als 90% der
gesamten As-Stoffmenge der Pflanzen in den Wurzeln zu finden. Die
höheren
As-Konzentrationen
in
den
Wurzeln
werden
im
Stoffmengenvergleich nicht durch die höhere Sproßbiomassen
ausgeglichen (vgl. Abb. 5-15). Dies gilt ebenfalls für die Varianten mit
60
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Substrat Colditz. Allerdings erreicht hier die Stoffmenge As im Sproß einen
Anteil von 20-30%. Dies ist auch das einzige Substrat, für das
Unterschiede zwischen den Feuchtevarianten existieren. Unter mäßig
feuchten Bedingungen wird prozentual mehr As in den Sproß verlagert.
In der Berechnung des Transfers im Nahrungsnetz spielt der Anteil der
Verschmutzung durch Staubablagerungen und aufgespritzten Boden eine
wesentliche Rolle. Der Maßnahmewert der BBodSchV für As im Boden mit
Grünlandnutzung von 50 mg kg-1 wurde unter der Maßgabe einer 3%igen
Verschmutzung des Grünschnitts mit anhaftendem Bodenmaterial bei
gleichzeitig angenommenem geringen Transfer über die Wurzelaufnahme
festgelegt. Legt man diese Annahme für den Versuch mit L. perenne
zugrunde und berechnet eine theoretische Verschmutzung des Mahdguts
(Sproß) mit den entsprechenden Substraten, ist die in Abb. 5-25
dargestellte Verteilung zwischen dem Anteil von As durch systemische
Aufnahme und dem Anteil durch Verschmutzung zu sehen.
Sproß (systemisch)
100
1.Mahd
2.Mahd
3.Mahd
70
70
70
1.Mahd
2.Mahd
Substrat (Verschmutzung)
3.Mahd
1.Mahd
2.Mahd
3.Mahd
70
70
70
80
%
60
40
20
0
100
Colditz
100
Colditz
100
Colditz
70
100
Heubach
70
100
Heubach
70
100
Heubach
100
100
100
Schopfheim Schopfheim Schopfheim
Abb. 5-25:
Prozentualer Anteil von As im Sproß (systemische Aufnahme) und
anhaftendem Substrat (Verschmutzung) im Mahdgut bei angenommener
Verschmutzung von 3% durch das Substrat für die unterschiedlichen
Versuchsvarianten getrennt nach Mahden.
Entsprechend den As-Konzentrationen im Substrat würden hier also auf
Substrat Colditz nur zwischen 20 und 30% des As durch Verschmutzung im
Nahrungsnetz weitergegeben. Mehr als 70% würde durch eine systemische
Aufnahme und Akkumulation in oberirdischen Pflanzenkompartimenten das
Nahrungsnetz erreichen. Dieser Anteil erhöht sich auf fast 80% unter
teilweise reduzierenden Bedingungen im Substrat (Variante 100 zur
3.Mahd), was für erhöhte As-Konzentrationen im Mahdgut sorgt.
Ganz anders sieht es auf den Substraten Heubach und Schopfheim aus.
Hier kommt der wesentliche Beitrag (80 - <90%) durch die Verschmutzung
mit kontaminiertem Substrat zustande, was eindeutig auf die höheren AsKonzentrationen im Substrat zurückzuführen ist.
61
LABO-Vorhaben B 1.10
5.3
31.5.2012
Gefäßversuche – Ergebnisse Ackernutzung
Entsprechend der Reihenfolge in der Darstellung der Ergebnisse werden
auch hier zunächst die Veränderungen der Substrat- und BodenlösungsParameter
dokumentiert
bevor
auf
die Messergebnisse
der
Pflanzenparameter eingegangen wird.
Zur Dokumentation der Versuchsbedingungen ist aus Abb. 5-26 ersichtlich,
dass sich die Bodenfeuchte beider Substrate mit den Überstauereignissen
auf z. T. über 60% erhöht und damit mehr als das Doppelte über der
maximalen Feldkapazität des Substrats Colditz (21 Vol.%) liegt. Das
Redoxpotenzial erniedrigt sich deutlich bis auf -400mV während aber auch
noch nach Überstau. Je mehr Überstauereignisse folgen, je länger verbleibt
das Redoxpotenzial im negativen Bereich.
70
Schopfheim 100 (G113)
Bodenfeuchte (%Vol.)
60
Colditz 100 (G063)
50
40
30
20
10
0
800
Colditz 100 (G061)
600
Colditz 70 (G031)
mV
400
Schopfheim 100 (G111)
200
0
-200
-400
-600
22.4.
29.4.1.5.
8.5.
15.5.
22.5.
29.5. 1.6.
8.6.
15.6.
22.6.
29.6.1.7.
2011
Abb. 5-26:
Bodenfeuchte und Redoxpotenzial im Versuchsverlauf zur
Ackernutzung mit T. aestivum beispielhaft für die angegebenen Gefäße (Gxxx) der
Überstauvarianten (100). Grau angedeutet sind Zeitpunkt und Dauer der
Überstauereignisse.
5.3.1
Veränderungen pH-Wert und Elementgehalt im Substrat
Der pH(H2O) im Substrat Colditz erfährt in den nur mäßig mit Stickstoff
gedüngten Varianten (N1) im Versuchsverlauf entweder keine oder nur
eine leichte (aber signifikante) Erhöhung (vgl. Abb. 5-27). Dagegen sind die
Varianten mit hoher Stickstoffdüngung unter mäßig feuchten Bedingungen
(70) leicht und unter staunassen Bedingungen (100) stark erniedrigt. Der
Einfluss unterschiedlicher P-Düngung ist kaum erkennbar.
62
LABO-Vorhaben B 1.10
7
31.5.2012
pH (H2O) - Ernte
7
6
6
5
5
4
Anfang
4
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
Colditz
100
Abb. 5-27:
Mittlere pH(H2O)-Werte im Substrat „Colditz“ der verschiedenen
Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der Versuchsernte (linke Grafik, n=5) im
Vergleich zum mittleren pH(H2O)-Wert des Ausgangssubstrats (n=4).
Die Unterschiede im pH(H2O) für die Versuchsvarianten sind im pH(CaCl2)
nicht mehr so stark ausgeprägt. Die Varianten unter mäßig feuchten
Bedingungen zeigen insgesamt keine Unterschiede mehr (Abb. 5-28).
7
pH (CaCl2) - Ernte
7
6
6
5
5
4
4
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Anfang
Colditz
Abb. 5-28:
Mittlere pH(CaCl2)-Werte im Substrat „Colditz“ der verschiedenen
Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der Versuchsernte (linke Grafik, n=5) im
Vergleich zum mittleren pH(H2O)-Wert des Ausgangssubstrats (n=4).
Dagegen bleibt für die staunassen Varianten (100) der Unterschied
zwischen den Stickstoffvarianten (N1, N2) bestehen.
Ein ähnliches Verhalten der pH-Werte ist auch für das Substrat Schopfheim
zu beobachten (Abb. 5-29). Verglichen mit den Werten des Substrats
Colditz liegen die pH-Werte höher (s. Kap. 5.1.2). Die nicht mit Stickstoff
gedüngten Varianten unterscheiden sich nicht vom Anfangswert. Dagegen
sind die N2-Varianten um eine pH-Einheit erniedrigt aber zwischen den
Feuchtevarianten nicht wesentlich unterschiedlich. Im Gegensatz zu den
pH-Werten des Substrats Colditz ist hier in den staunassen Varianten ein
Einfluss der Phosphordüngung sichtbar. Die P2-Varianten zeigen höhere
Werte als die P1-Varianten.
63
LABO-Vorhaben B 1.10
7
31.5.2012
pH (H2O) - Ernte
7
6
6
5
5
4
Anfang
4
P1_N1
P1_N2
P2_N1
70
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
Schopfheim
100
Abb. 5-29:
Mittlere
pH(H2O)-Werte
im
Substrat
„Schopfheim“
der
verschiedenen Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der Versuchsernte (linke Grafik,
n=5) im Vergleich zum mittleren pH(H2O)-Wert des Ausgangssubstrats (n=4).
Die pH(CaCl2)-Werte für das Substrat Schopfheim gleichen sich zwischen
den Stickstoffvarianten zwar etwas an (Abb. 5-30), sind aber in den mäßig
feuchten Varianten im Gegensatz zu den Werten des Substrats Colditz
immer noch unterschiedlich. Dies gilt ebenso für die staunassen Varianten.
Der Einfluss der P-Düngung ist hier kaum noch erkennbar.
7
pH (CaCl2) - Ernte
7
6
6
5
5
4
Anfang
4
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Schopfheim
Abb. 5-30:
Mittlere pH(CaCl2)-Werte im Substrat „Schopfheim“ der
verschiedenen Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der Versuchsernte (linke Grafik,
n=5) im Vergleich zum mittleren pH(H2O)-Wert des Ausgangssubstrats (n=4).
Im KW-Extrakt des Substrats Colditz sind, verglichen mit dem Anfangswert,
keine starken Veränderungen der As-Konzentrationen zu beobachten.
Einzig die P1_N2-Variante zeigt stärkere Schwankungen, die entweder auf
eine leicht inhomogene Verteilung des Substrats zwischen den Gefäßen
oder auf Inhomogenitäten im Zuge der Probenahme hinweisen.
64
LABO-Vorhaben B 1.10
As [mg*kg-1 TG]
40
31.5.2012
KW-Extrakt - Ernte
40
30
30
20
20
10
10
0
Anfang
0
P1_N1
P1_N2
P2_N1
70
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
Colditz
100
Abb. 5-31:
Mittlere As-Konzentrationen im Substrat Colditz nach KWExtraktion in den verschiedenen Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der
Versuchsernte (linke Grafik, n=5) im Vergleich zur mittleren As-Konzentration des
Ausgangssubstrats (n=4).
Ähnliches wie für das Substrat Colditz gilt auch für das Substrat
Schopfheim. Keine wesentlichen Veränderungen der As-Konzentrationen
im KW-Extrakt zum Erntezeitpunkt gegenüber dem Anfangswert sind
erkennbar. Allerdings gibt es in den staunassen Varianten eine leichte
Tendenz zu höheren Werten mit einer stärkeren P- bzw. N-Düngung.
As [mg*kg-1 TG]
250
KW-Extrakt - Ernte
250
200
200
150
150
100
100
50
50
0
Anfang
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Schopfheim
Abb. 5-32:
Mittlere As-Konzentrationen im Substrat Schopfheim nach KWExtraktion in den verschiedenen Versuchsvarianten zum Zeitpunkt der
Versuchsernte (linke Grafik, n=5) im Vergleich zur mittleren As-Konzentration des
Ausgangssubstrats (n=4).
Die Werte für den AN-Extrakt werden im Zusammenhang mit dem Transfer
in die Pflanze besprochen (s. Kap. 5.3.5)
5.3.2
Veränderungen der Bodenlösung
Zunächst konnte dokumentiert werden, dass die Bodenlösung, wie
erwartet, stark durch die Düngung mit Nährsalzen gelöst in H2Odest.
verändert wird. Die Nitrat-Gehalte, nicht jedoch die Phosphat-Gehalte (alle
Werte unterhalb der Nachweisgrenze, deshalb hier nicht dargestellt), sind
in beiden Substraten auch 11 Tage nach der Düngung noch um mehr als 3
Größenordnungen erhöht im Vergleich zu den Werten vor der Düngung (s.
Abb. 5-33, Abb. 5-34).
65
LABO-Vorhaben B 1.10
Nitrat [mg*L-1]
10.000
31.5.2012
vor Düngung
Bodenlösung - Colditz
nach Düngung
1.000
100
10
1
0,1
As [µg*L-1]
25
P1_N1
P1_N2
P2_N1
70
20
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
15
10
5
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Abb. 5-33:
As- und Nitrat-Konzentrationen in der Bodenlösung der einzelnen
Versuchsvarianten des Substrats „Colditz“ vor (12.04.11) und nach (04.05.11) der
Düngung (21.04.11) (n=3).
Dies trifft für alle Varianten mit starker N-Düngung zu. Eine nur leichte NDüngung führt hier nicht zu einer Erhöhung der Nitrat-Gehalte in der
Bodenlösung (N1-Varianten). Für die mäßig feuchten Varianten des
Substrats Schopfheim konnte beides nicht verifiziert werden, da hier über
die eingesetzten Mikrosaugkerzen keine ausreichende Menge an
Bodenlösung gewonnen werden konnte (vgl. Abb. 5-34).
Die As-Konzentration in der Bodenlösung des Substrats „Colditz“ zeigt in
fast allen Varianten niedrigere Werte nach der Düngung. Einzig in den
Varianten 70 P1_N2 und 100 P2_N1 sind stark streuende und in der
Tendenz höhere Werte zu beobachten. Aufgrund der Streuung ist
allerdings kein Unterschied zu den Werten vor der Düngung abzusichern.
66
LABO-Vorhaben B 1.10
1.000
31.5.2012
vor Düngung
Bodenlösung - Schopfheim
nach Düngung
Nitrat [mg*L-1]
100
n.a.
P2_N1
P2_N2
70
4
P1_N1
P1_N2
70
<NWG
n.a.
P1_N2
<NWG
n.a.
P1_N1
100
P2_N1
P2_N2
100
3
n.a.
P1_N1
P1_N2
P2_N1
P2_N2
70
<NWG
n.a.
0
n.a.
1
n.a.
2
n.a.
As [µg*L-1]
5
n.a.
0,1
n.a.
1
<NWG
10
P1_N1
70
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Abb. 5-34:
As- und Nitrat-Konzentrationen in der Bodenlösung der einzelnen
Versuchsvarianten des Substrats „Schopfheim“ vor (12.04.11) und nach (04.05.11)
der Düngung (21.04.11) (n=3). Von einigen Varianten unter mäßig feuchten
Bedingungen (70) konnte keine ausreichende Menge Bodenlösung gewonnen
werden (n.a.= nicht auswertbar).
Das Niveau der As-Konzentrationen in der Bodenlösung des Substrats
„Schopfheim“ liegt insgesamt niedriger im Vergleich zum Substrat „Colditz“,
wie das schon im Versuch zur Grünlandnutzung mit L. perenne
dokumentiert werden konnte. Tendenziell sind wie im Substrat Colditz auch
hier die As-Konzentrationen nach der Düngung erniedrigt (Abb. 5-34). Dies
ist jedoch aufgrund der fehlenden Werte in keiner Weise abzusichern.
In der Betrachtung des gesamten zeitlichen Verlaufs der AsKonzentrationen in der Bodenlösung über den Versuchszeitraum werden
nur die entscheidenden Überstauvarianten (100) dargestellt. In den mäßig
feuchten Varianten konnten im weiteren Versuchsablauf nur wenige Proben
gewonnen werden. Eine Veränderung mit fortschreitendem Versuch ist
nicht zu erkennen.
Die As-Konzentrationen in der Bodenlösung der Überstauvarianten zeigen
bei nur leichter N-Düngung (N1-Varianten) eine starke Abhängigkeit von
den Überstauereignissen (Abb. 5-35, Abb. 5-36). Mit zunehmender Dauer
des Überstaus und damit einer Erhöhung der Bodenfeuchte auf z.T. über
60 Vol.% und gleichzeitig einer Erniedrigung des Redoxpotenzials in den
Bereich von -400mV (vgl. Abb. 5-26) erhöhen sich auch in zunehmendem
Maße die As-Konzentrationen in der Bodenlösung. Speziell mit dem letzten
Überstauereignis über 48h sind im Verlauf des Überstaus deutlich
ansteigende Werte sowohl im Substrat Colditz als auch im Substrat
Schopfheim zu erkennen. Dies ist die gleiche Tendenz, wie sie schon für
die Bodenlösung im Versuch mit L. perenne nachgewiesen werden konnte
67
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
(vgl. Abb. 5-10). Vergleicht man die beiden Substrate, liegen trotz
wesentlich niedrigerer Gesamtgehalte die As-Konzentrationen in der
Bodenlösung im Substrat Colditz z.T. um mehr als das 3fache höher.
As [µg*L-1]
40
30
20
10
As [µg*L-1]
As [µg*L-1]
0
30
As [µg*L-1]
100 P1_N2
20
10
0
60
100 P2_N1
40
20
0
Bodenfeuchte (Vol.%)
Bodenlösung - Colditz
100 P1_N1
30
100 P2_N2
20
10
0
60
40
20
0
15.4.
29.4.
15.5.
29.5.
15.6.
29.6.
Datum
Abb. 5-35:
Zeitlicher Verlauf der mittleren As-Konzentration in der
Bodenlösung des Substrats „Colditz“ für die Varianten mit periodischem Überstau
(100) (n=3). Zum Vergleich ist in der untersten Grafik die Bodenfeuchte dargestellt.
Grau angedeutet sind die Überstauereignisse (2x 3h; 2x 24 h; 1x 48 h)
Dagegen ist in den N2-Varianten mit sehr hoher N-Düngung keine
Erhöhung der As-Konzentrationen in der Bodenlösung im Zusammenhang
mit Überstauereignissen und damit stark erniedrigtem Redoxpotenzial zu
beobachten.
Vergleicht man schließlich die Werte der beiden N1-Varianten des
Substrats Colditz im Überstau, so ist auch ein Einfluss der P-Düngung
68
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Bodenfeuchte (Vol.%)
As [µg*L-1]
As [µg*L-1]
As [µg*L-1]
As [µg*L-1]
erkennbar. Die As-Konzentrationen in der Bodenlösung sind mit starker PDüngung erhöht. Ein Vergleich für die N2-Varianten zeigt diesen
Unterschied nicht. In der Tendenz ist beides auch für das Substrat
Schopfheim erkennbar, aber nicht abzusichern.
10
Bodenlösung - Schopfheim
100 P1_N1
5
0
10
100 P1_N2
5
0
10
100 P2_N1
5
0
10
100 P2_N2
5
0
60
40
20
0
15.4.
29.4.
15.5.
29.5.
15.6.
29.6.
Datum
Abb. 5-36:
Zeitlicher Verlauf der mittleren As-Konzentrationen in der
Bodenlösung des Substrats „Schopfheim“ für die Varianten mit periodischem
Überstau (100) (n=3). Zum Vergleich ist in der untersten Grafik die Bodenfeuchte
dargestellt. Grau angedeutet sind die Überstauereignisse (2x 3h; 2x 24 h; 1x 48 h)
Änderungen der As-Konzentrationen in der Bodenlösung bei längeren
Überstauphasen von bis zu 48h sind damit dokumentiert. Dies steht im
Einklang mit dem erst verzögerten aber dann starken Abfall des
Redoxpotenzials. Entsprechend sind auch keine wesentlichen kurzfristigen
Änderungen der As-Konzentrationen innerhalb der ersten 3 Stunden nach
Beginn eines Überstaus festzustellen (vgl. Abb. 5-37, Abb. 5-38).
69
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
100
P1_N1
8
2,5
80
6
4
2
Sulfat [mg*L-1]
100
Nitrat [mg*L-1]
3,0
As [µg*L-1]
10
2,0
1,5
1,0
G 061
G 063
60
40
0,5
20
0
0,0
0
10
5.000
100
8
4.000
80
6
4
2
Sulfat [mg*L-1]
P1_N2
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
100
3.000
2.000
1.000
G 071
G 073
60
40
20
0
0
0
10
6
100
8
5
80
6
4
2
Sulfat [mg*L-1]
P2_N1
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
100
4
3
2
G 077
G 078
60
40
1
20
0
0
0
10
5.000
100
8
4.000
80
6
4
2
0
Sulfat [mg*L-1]
P2_N2
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
100
3.000
2.000
1.000
0
0
100
Zeit (min)
200
G 086
G 088
60
40
20
0
0
100
200
Zeit (min)
0
100
200
Zeit (min)
Abb. 5-37:
Arsen-, Nitrat- und Sulfat-Konzentrationen in der Bodenlösung zu
verschiedenen Zeiten nach Beginn des 2.Überstaus (01.06.11) in Gefäßen mit
Substrat „Colditz“. Einzelwerte von jeweils 2 Gefäßen (Gefäßnummer als Legende)
der unterschiedlichen Düngevarianten.
Dies gilt für alle Überstauvarianten beider Substrate zum Zeitpunkt des 2.
Überstaus am 01.06.2011. Ob sich für die späteren Überstauereignisse
kurzfristige Veränderungen innerhalb der ersten Stunden für die AsKonzentrationen in der Bodenlösung ergeben, wurde nicht dokumentiert.
Die Sulfat-Konzentrationen in der Bodenlösung zeigen ebenfalls für beide
Substrate keine erkennbare Tendenz in den ersten Stunden nach Beginn
eines Überstaus. Für die Nitrat-Konzentrationen ist eine Tendenz zu jeweils
niedrigeren Werten angedeutet. Für das Substrat Schopfheim sind in den
wenig mit N gedüngten Varianten (N1) die Werte zunächst messbar, liegen
dann aber unter der Nachweisgrenze von 0,1 mg L-1. In den N2-Varianten
deutet sich sogar eine Erhöhung an. Insgesamt sind aber aufgrund der
sehr großen Heterogenität der Parallelproben und der z.T. gegenläufigen
Tendenzen keine weiteren Aussagen zu machen.
70
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
100
P1_N1
6
2,0
3
2
1,0
Sulfat [mg*L-1]
4
<0,1
0,5
1
0
G 111
G 113
5
1,5
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
5
6
4
3
2
1
0,0
0
P1_N2
1.200
6
5
1.000
5
4
3
2
alles <NWG
Sulfat [mg*L-1]
6
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
100
800
600
400
1
200
0
0
G 120
G 118
4
3
2
1
0
100
P2_N1
2,0
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
5
4
3
2
1
0
6
5
1,5
1,0
<0,1
0,5
Sulfat [mg*L-1]
6
4
3
2
G 121
G 123
1
0,0
0
6
1.200
6
5
1.000
5
4
3
2
<NWG
1
Sulfat [mg*L-1]
P2_N2
Nitrat [mg*L-1]
As [µg*L-1]
100
800
600
400
200
0
100
Zeit (min)
200
3
2
G 126
G 128
1
0
0
4
0
0
100
200
Zeit (min)
0
100
200
Zeit (min)
Abb. 5-38:
Arsen-, Nitrat- und Sulfat-Konzentrationen in der Bodenlösung zu
verschiedenen Zeiten nach Überstau in Gefäßen mit Substrat „Schopfheim“.
Einzelwerte von jeweils 2 Gefäßen (Gefäßnummer als Legende) der
unterschiedlichen Düngevarianten.
Betrachtet man für As die Speziierung in der Bodenlösung, sind, wie im
Versuch mit L. perenne, nur die anorganischen Spezies Arsenat(III) und
Arsenat(V) nachweisbar, nicht aber organische Spezies. Jene zeigen
sowohl eine Abhängigkeit von den sich durch den Überstau verändernden
Milieubedingungen als auch von den Düngevarianten mit P und N (Abb.
5-39). Tendenziell sind mit andauerndem Überstau in den N1-Varianten
sowohl die Arsenat(III)- als auch die Arsenat(V)-Konzentrationen erhöht.
Dies trifft wie erwartet nicht für die N2-Varianten zu.
71
LABO-Vorhaben B 1.10
25
31.5.2012
100 P1_N1
100 P1_N2
100 P2_N1
100 P2_N2
Arsenat(III)
Arsenat(V)
15
10
<NWG
5
0
0
24
0
<NWG
µg*L-1
20
24
0
24
0
24
h nach Beginn Überstau
Abb. 5-39:
Mittlere Arsenat(III)- und Arsenat(V)-Konzentrationen in der
Bodenlösung vor Beginn (0 h) und am Ende des Überstaus (24 h) vom
09./10.06.11 in den Überstauvarianten (100) des Substrats Colditz (n=3(2)).
5.3.3
Einfluss der Versuchsvarianten
Sproß/Wurzel-Verhältnis
auf
Biomasse
und
Einen wesentlichen und hochsignifikanten Einfluß auf die Gesamtbiomasse
haben die Feuchtevarianten. Aus Abb. 5-40 ist klar erkennbar, dass sowohl
für das Substrat Colditz als auch für das Substrat Schopfheim die
Gesamtbiomasse in den Varianten mit Überstau (100) fast immer erhöht
ist.
g TG pro Gefäß
60
Abb. 5-40:
Mittlere
Gesamtbiomasse
pro
Gefäß in den einzelnen
Versuchsvarianten
der
beiden Substrate Colditz
und
Schopfheim
zum
Zeitpunkt der Ernte.
Biomasse gesamt
Colditz
40
20
0
g TG pro Gefäß
60
Schopfheim
40
20
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Gleichzeitig ist ein hoch signifikanter Einfluss unterschiedlicher P-Düngung
abzusichern. Dies ist für beide Substrate u. a. mit erhöhter
Gesamtbiomasse in der 100 P2_N2-Variante gegenüber der 100 P1_N2Variante zu begründen. Die unterschiedliche N-Düngung hat dagegen
keinen Einfluß auf die Gesamtbiomasse im Substrat Colditz während im
Substrat Schopfheim ein sehr signifikanter Einfluß abzusichern ist, was im
Wesentlichen an den jeweils erhöhten Gesamtbiomassen mit starker NDüngung in den Überstauvarianten liegt.
72
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Tab. 5-12:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable Gesamtbiomasse von T. aestivum (Erntezeitpunkt) getrennt
dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim
Gesamtbiomasse
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen:
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
22,4 %
16,2 %
0,1 %
7,4 %
3,2 %
9,7 %
12,7 %
71,7 %
Schopfheim
F-Wert
25,3
18,3
0,1
8,4
3,6
10,9
14,3
Signif.
***
***
n.s.
**
n.s.
**
***
Erkl. Streuung
37,3 %
12,0 %
8,7 %
4,2 %
9,5 %
2,9 %
3,4 %
78,0 %
F-Wert
54,2
17,3
12,6
6,1
13,8
4,2
4,9
Signif.
***
***
**
*
***
*
*
Die Interaktionen sind sämtlich signifikant. Allerdings geht der stärkste
Einfluß auf die Gesamtbiomasse im Substrat Colditz von den
Wechselwirkungen aller drei unabhängigen Faktoren aus, während für das
Substrat Schopfheim speziell das Zusammenwirken der Faktoren Feuchte
und N-Zugabe zu Unterschieden in der Gesamtbiomasse führt. Insgesamt
sind durch die unabhängigen Faktoren und deren Interaktionen mehr als
70% der Gesamtvarianz zu erklären. Speziell die Feuchte und P-Düngung
haben eine produktionsfördernde Wirkung. Auf dem eher schlecht mit P
versorgtem Substrat Colditz wäre eigentlich eine größere Wirkung durch
starke P-Düngung erwartet worden. Hier zeigt sich, dass möglicherweise
das ausgeglichene N:P-Verhältnis im Zusammenspiel mit ausreichender
Wasserversorgung eine entscheidende Rolle beim Wachstum der Pflanzen
spielt (siehe P1_N1 und P2_N2-Varianten).
Die starke Düngung mit N in Form von Ammoniumnitrat führt auf beiden
Substraten zu einer hoch signifikanten Absenkung des 1000-Korngewichts
(TKG, auch Tausendkornmasse, TKM). Besonders auf dem Substrat
Colditz erklärt die N-Zugabe über 80% der Gesamtvarianz der Daten (Tab.
5-13). Die Faktoren Feuchte und P-Zugabe haben ebenfalls einen
signifikanten Einfluss, erklären aber nur einen sehr geringen Teil der
gesamten Streuung.
73
LABO-Vorhaben B 1.10
50
g TG
40
31.5.2012
Abb. 5-41:
Mittleres
1000-Korngewicht (TKG)
in
den
einzelnen
Versuchsvarianten der
beiden Substrate Colditz
und Schopfheim zum
Zeitpunkt der Ernte.
1000Korngewicht
Colditz
30
20
10
0
50
Schopfheim
g TG
40
30
20
10
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
100
Aufgrund dessen sind auch alle möglichen Interaktionen nicht signifikant.
Auf dem Substrat Schopfheim dagegen ist neben dem starken Einfluss der
N-Zugabe auch ein starker Einfluss der Feuchte zu erkennen. Beide
Faktoren erklären fast gleichwertig zusammen mehr als 67% der
Gesamtvarianz. In den Überstauvarianten auf dem Substrat Schopfheim
liegt das TKG jeweils signifikant höher, als in den mäßig feuchten
Varianten. Ein Einfluss der P-Düngung ist nur im Vergleich der Varianten
70 P1_N2 und 70 P2_N2 zu erkennen. Das TKG liegt hier in der stärker mit
P gedüngten Variante höher.
Tab. 5-13:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable TKG (1000-Korngewicht) von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
TKG (1000-Korngewicht)
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen:
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
5,9 %
1,9 %
81,2 %
0,0 %
0,3 %
0,5 %
0,0 %
89,8 %
Schopfheim
F-Wert
18,6
5,8
255,3
0,1
0,8
1,6
0,0
Signif.
***
*
***
n.s.
n.s.
n.s.
n.s.
Erkl. Streuung
F-Wert Signif.
36,3 %
3,1 %
31,5 %
59,5
5,0
51,6
***
*
***
2,6 %
2,9 %
0,7 %
3,5 %
70,6 %
4,2
4,7
1,2
5,7
*
*
n.s.
*
Insgesamt liegen die erreichten TKG-Werte in den N1-Varianten mit im
Mittel 40-45 g in einem für Weizen akzeptablen, aber nicht hohen Bereich
(angestrebt werden Werte von mehr als 50 g). Dagegen führt die sehr
starke Düngung mit N speziell auf dem Substrat Colditz zu einer
reduzierten Kornfüllung.
Das Sproß/Wurzel-Verhältnis bezogen auf die Biomasse zeigt in der Regel
für eine Pflanzenart an, wohin die Ressourcen in Abhängigkeit von den
Standortverhältnissen alloziert werden. Unter mäßig feuchten und damit
sporadisch trockeneren Verhältnissen kann man die Hypothese haben,
dass mehr Ressourcen in die Wurzel gesteckt werden, um an das
74
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
notwendige Wasser zu kommen. Für entsprechende Versuchsvarianten
sollte sich damit ein niedrigeres Sproß/Wurzel-Verhältnis ergeben. Dies
konnte für die hier vorgestellten Varianten sowohl für das Substrat Colditz
als auch für das Substrat Schopfheim bestätigt werden. Der Einfluss der
Feuchte allein erklärt für das Substrat Colditz 60% der gesamten Streuung
und für das Substrat Schopfheim immerhin noch fast 30% (Tab. 5-14).
30
Abb. 5-42:
Mittleres
Sproß/Wurzel-Verhältnis
(Bezug Trockenmasse)
in den einzelnen
Versuchsvarianten der
beiden Substrate Colditz
und Schopfheim zum
Zeitpunkt der Ernte.
Sproß/Wurzel-Verhältnis
Colditz
20
10
0
30
Schopfheim
20
10
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
100
Ein Einfluss der P-Zugabe auf das Sproß/Wurzel-Verhältnis ist entweder
nicht (Colditz) oder kaum (Schopfheim) zu erkennen. Allerdings gibt es eine
hoch signifikante Interaktion zwischen beiden Faktoren für das Substrat
Schopfheim, was bedeutet, dass hier mit dem Wechsel von mäßig feuchten
Bedingungen zu periodischen Überstaubedingungen auch der Einfluss der
P-Zugabe zunimmt.
Tab. 5-14:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable Sproß/Wurzel-Verhältnis von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
Sproß/Wurzel-Verhältnis
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen:
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
60,2 %
0,0 %
13,1 %
0,0 %
2,3 %
0,0 %
3,6 %
79,2 %
Schopfheim
F-Wert
92,9
0,0
20,2
0,0
3,6
0,0
5,6
Signif.
***
n.s.
***
n.s.
n.s.
n.s.
*
Erkl. Streuung
28,5 %
3,4 %
19,2 %
F-Wert
34,4
4,2
23,2
15,4 %
3,9 %
0,2 %
3,0 %
73,6 %
18,6
4,7
0,2
3,6
Signif.
***
*
***
***
*
n.s.
n.s.
Schließlich hat neben der Feuchte auch die N-Zugabe einen hoch
signifikanten Einfluss auf das Sproß/Wurzel-Verhältnis. In den N2Varianten ist das Verhältnis jeweils erhöht. Dies gilt für beide untersuchten
Substrate. Damit ist im Hinblick auf beide Makronährelemente
wahrscheinlich, dass auch hier die Pflanze bei deren leichter und
ausreichender Verfügbarkeit die Ressourcen eher in Richtung Sproß
verlagert und wenig in die Wurzeln investiert. Warum trotzdem dann bei
hohen N-Gaben die Kornfüllung nicht in gewünschtem Maß stattfindet, liegt
75
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
möglicherweise an pflanzeninternen Faktoren, wie einer entsprechend
ausgelenkten Elementstoichiometrie bezogen auf weitere Nährelemente
(Sterner & Elser 2002).
5.3.4
Einfluss der Versuchsvarianten auf den Elementgehalt der
Pflanzen
Zunächst soll für die Kompartimente einzeln auf den Einfluß der
Versuchsvarianten auf die Elementgehalte, und hier speziell auf die AsGehalte,
eingegangen
werden,
bevor
kompartimentspezifische
Unterschiede herausgearbeitet werden. Zu betonen ist, dass es sich bei
den dargestellten Elementgehalten um das Resultat aus systemischer
Aufnahme über die Wurzeln handelt (außer für C). Der Einfluß von
Staubablagerungen wurde durch die Kulturbedingungen in mit Reinluft
ventilierten Klein-Gewächshäusern weitestgehend ausgeschlossen (s.a.
Kap. 5.2.4 zur Gegenüberstellung gewaschen - ungewaschen).
Im Ergebnis ist als erstes für die As-Konzentration in den Körnern auf
Substrat Colditz kein signifikanter Einfluss der Bodenfeuchte und damit der
bei Überstau veränderten Redoxbedingungen im Boden festzustellen.
Allerdings ist für einen Einzelvergleich, nämlich der zwischen 70 P1_N1
und 100 P1_N1 doch ein signifikanter Unterschied erkennbar, d.h. unter
schwach gedüngten Verhältnissen mit ausgeglichener Stöchiometrie (in
diesem Fall N:P) führt der Einfluss von reduzierenden Bedingungen zu
erhöhten As-Konzentrationen auch in den Körnern. Aber den mit Abstand
wesentlichsten Einfluß hat hier die unterschiedlich starke P-Düngung.
Dieser Faktor allein erklärt über 60% der Gesamtvarianz (Tab. 5-15). Mit
starker P-Düngung in Form leicht verfügbarer Salze erhöht sich auf
sandigem Substrat signifikant die As-Konzentration in den Körnern.
0,6
0,4
0,2
0,0
0,8
Schopfheim
0,6
Abb. 5-43:
Mittlere
As-Konzentrationen in den
Körnern von T. aestivum
zum Zeitpunkt der Ernte
für
die
verschiedenen
Versuchsvarianten
der
Substrate Colditz (obere
Grafik) und Schopfheim
(untere Grafik) (n=5).
0,2
0,0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
<NWG
0,4
<NWG
As [mg*kg-1 TG]
Körner
Colditz
<NWG
As [mg*kg-1 TG]
0,8
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Alles dies ist nicht zutreffend für das schwach saure, lehmige Substrat
Schopfheim (vgl. Abb. 5-43, untere Grafik). Aufgrund vieler Werte in den
N2-Varianten unter der Nachweisgrenze ist zwar keine vollständige
statistische Auswertung möglich, jedoch sind im Einzelvergleich keine
76
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
signifikanten Unterschiede bezüglich Feuchte und P-Zugabe auszumachen
(t-Test, p>0,05).
Tab. 5-15:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable As-Konzentration Körner von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
As-Konz. Körner
Colditz
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen:
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Schopfheim
Erkl. Streuung
0,2 %
61,9 %
15,1 %
F-Wert
0,6
166,7
40,7
Signif.
n.s.
***
***
Erkl. Streuung
F-Wert Signif.
Nicht zu rechnen
4,5 %
1,2 %
0,9 %
2,2 %
86,0 %
12,0
3,1
2,5
5,8
**
n.s.
n.s.
*
Die N-Düngung schließlich hat einen wesentlichen Einfluss auf die AsKonzentration in den Körnern vom Substrat Colditz, erklärt aber „nur“ 15%
der Gesamtstreuung. Mit starker N-Düngung sind jeweils niedrigere AsKonzentrationen feststellbar. Dies gilt fast genauso für das Substrat
Schopfheim, wobei hier die Werte in den N2-Varianten jeweils unter der
Nachweisgrenze liegen. Einzig in den Überstauvarianten mit starker PDüngung ist zwischen den Varianten kein Unterschied zu erkennen.
Insgesamt entspricht das Niveau der As-Konzentrationen auch in den
durch starke P-Düngung erhöhten Varianten mit maximal 0,8 mg kg-1 TG
den Werten, die für Weizen aber auch für andere Getreidearten, u.a. Reis,
auf z.T. kontaminierten Standorten beschrieben wurden (Literatur s. Kap.2).
Die As-Konzentrationen in den Blättern zur Ernte zeigen das gleiche Bild,
nur die Unterschiede sind z.T. wesentlich ausgeprägter.
As [mg*kg-1 TG]
12
10
8
6
4
2
0
4
As [mg*kg-1 TG]
Blätter
Colditz
Schopfheim
3
Abb. 5-44:
Mittlere
As-Konzentrationen in den
Blättern von T. aestivum
zum Zeitpunkt der Ernte
für
die
verschiedenen
Versuchsvarianten
der
Substrate Colditz (obere
Grafik) und Schopfheim
(untere Grafik) (n=5).
2
1
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
70
P1_N1
P1_N2
100
P2_N1
P2_N2
100
Diesmal ist auf Substrat Colditz ein, mit 3,2% erklärter Streuung,
schwacher aber trotzdem hoch signifikanter Einfluss der Feuchte
77
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
abzusichern. Im Vordergrund stehen hier die feuchtebedingten
Unterschiede in den mäßig mit P gedüngten Varianten. Dagegen sind die
Faktoren P-Zugabe und N-Zugabe fast gleichgewichtig für über 81% der
Varianz verantwortlich. Gleichzeitig ist ihre Interaktion hochsignifikant und
trägt weitere 8% zur erklärten Streuung bei. Mit starker P-Düngung erhöht
sich jeweils stark die As-Konzentration in den Blättern. Dies wird überlagert
durch eine starke N-Düngung, die die As-Konzentrationen in den Blättern
nicht entsprechend ansteigen lässt (s. hochsignifikante Interaktion).
Tab. 5-16:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable As-Konzentration Blätter von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
As-Konz. Blätter
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
3,2 %
38,8 %
43,8 %
0,4 %
0,8 %
8,2 %
0,0 %
95,1 %
Schopfheim
F-Wert
51,5
613,7
693,4
5,7
12,0
129,4
0,4
Signif.
***
***
***
*
**
***
n.s.
Erkl. Streuung
12,6 %
25,5 %
32,6 %
11,2 %
0,0 %
2,5 %
1,3 %
85,6 %
F-Wert
32,8
66,5
85,0
29,2
0,0
6,4
3,4
Signif.
***
***
***
***
n.s.
*
n.s.
Auf dem Substrat Schopfheim ist prinzipiell das gleiche Muster nur auf
einem geringeren Konzentrationsniveau zu erkennen. Allerdings ist auf
diesem Substrat der Einfluss der Bodenfeuchte deutlich ausgeprägter und
erklärt über 12 % der Gesamtvarianz. Unter zeitweise reduzierenden
Bodenbedingungen erhöhen sich die As-Konzentrationen speziell in den
Varianten mit starker P-Düngung (s.a. die hochsignifikante Interaktion
zwischen Feuchte und P-Zugabe, Tab. 5-16).
Die As-Konzentrationsverhältnisse in Körnern und Blättern in den Varianten
mit periodischem Überstau spiegeln die Verhältnisse in der Bodenlösung
wider. Jeweils in den stark mit leicht verfügbarem N gedüngten Varianten
ist keine Mobilisierung in die Bodenlösung im Gegensatz zu den
Vergleichsvarianten mit Überstau zum Zeitpunkt der Überstauereignisse zu
finden (vgl. Abb. 5-35 und Abb. 5-36). Dies findet seine Entsprechung in
geringeren As-Konzentrationen in Körnern und Blättern. Gleichzeitig zeigt
auch das Konzentrationsniveau den gleichen Unterschied zwischen den
wenig und viel mit P gedüngten Varianten. Dies ist für das Substrat Colditz
deutlich erkennbar aber im Substrat Schopfheim nur als Tendenz
angedeutet.
Die As-Konzentrationen in den Stängeln zeigen dagegen ein ganz anderes
Muster (Abb. 5-45). Ähnlich wie bei den Körnern haben auf dem Substrat
Colditz die Faktoren P-Zugabe und N-Zugabe einen hochsignifikanten
Einfluß auf die As-Konzentrationen. Dabei erklärt die P-Düngung allein
mehr als 83% der gesamten Streuung. Auch hier ist mit starker P-Düngung
die As-Konzentration jeweils erhöht. Aber entgegengesetzt zu den
Ergebnissen für Körner und Blätter sind die As-Konzentrationen im Stängel
bei starker N-Düngung noch einmal erhöht.
78
LABO-Vorhaben B 1.10
As [mg*kg-1 TG]
4
Stängel
Colditz
3
2
1
0
0,8
As [mg*kg-1 TG]
31.5.2012
Schopfheim
0,6
Abb. 5-45:
Mittlere
As-Konzentrationen in
den Stängeln von
T. aestivum zum
Zeitpunkt der Ernte für
die verschiedenen
Versuchsvarianten der
Substrate Colditz (obere
Grafik) und Schopfheim
(untere Grafik) (n=5).
0,4
0,2
0,0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
100
Dies zeigt sich in der Tendenz auch für die Ergebnisse auf Substrat
Schopfheim, jedoch ist der Einfluss der N-Zugabe insgesamt nicht
signifikant. Allerdings gewinnt hier der Faktor Feuchte wieder an Einfluss.
Sichtbar ist dies an den jeweils mit P stark gedüngten Varianten, die bei
teilweise reduzierenden Bodenbedingungen höhere As-Konzentrationen in
den Stängeln zeigen (was auf dem Substrat Colditz nicht der Fall ist).
Tab. 5-17:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable As-Konzentration Stängel von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
As-Konz. Stängel
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen:
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
0,0 %
83,4 %
7,3 %
2,9 %
0,1 %
0,9 %
0,2 %
94,8 %
Schopfheim
F-Wert
0,1
359,6
31,6
12,4
0,3
3,9
0,9
Signif.
n.s.
***
***
**
n.s.
n.s.
n.s.
Erkl. Streuung
6,0 %
37,9 %
4,5 %
6,4 %
0,0 %
1,1 %
6,2 %
62,1 %
F-Wert
5,0
32,0
3,8
5,4
0,0
0,9
5,2
Signif.
*
***
n.s.
*
n.s.
n.s.
*
Die Interaktionen sind schwach ausgebildet und tragen nur wenig zur
Erklärung der gefundenen Unterschiede bei.
Auf die As-Konzentrationen in den Wurzeln haben im Substrat Colditz alle
drei untersuchten Faktoren einen signifikanten Einfluss, erklären aber nur
etwas mehr als 34% der gesamten Varianz (Tab. 5-18). Zusammen mit den
Interaktionen werden knapp 59% erklärte Streuung erreicht. Tendenzen
sind wenige auszumachen. Immerhin ist hier in den Überstauvarianten eine
erhöhte As-Konzentration mit verstärkter P-Düngung zu konstatieren.
79
LABO-Vorhaben B 1.10
As [mg*kg-1 TG]
15
Wurzeln
Colditz
12
9
6
3
0
60
As [mg*kg-1 TG]
31.5.2012
50
Schopfheim
P1_N1 P1_N2
P2_N1
70
40
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
100
Abb. 5-46:
Mittlere
As-Konzentrationen in
den Wurzeln von
T. aestivum zum
Zeitpunkt der Ernte für
die verschiedenen
Versuchsvarianten der
Substrate Colditz (obere
Grafik) und Schopfheim
(untere Grafik) (n=5).
30
20
10
0
P1_N1
P1_N2
70
P2_N1
P2_N2
P1_N1
70
P1_N2
P2_N1
100
P2_N2
100
Schließlich führt unter mäßig feuchten Bedingungen eine starke Düngung
mit leicht verfügbarem P und N zusammen zu einer erhöhten AsKonzentration in den Wurzeln.
Tab. 5-18:
Ergebnisse der dreifaktoriellen Varianzanalyse mit den
unabhängigen Variablen „Feuchte“, „P-Zugabe“ und „N-Zugabe“ bezogen auf die
abhängige Variable As-Konzentration Wurzel von T. aestivum (Erntezeitpunkt)
getrennt dargestellt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
As-Konz. Wurzel
Feuchte
P-Zugabe
N-Zugabe
Interaktionen
Feuchte*P-Zugabe
Feuchte*N-Zugabe
P-Zugabe*N-Zugabe
Feuchte*P-Zugabe*N-Zugabe
Summe
Colditz
Erkl. Streuung
7,7 %
16,4 %
10,0 %
0,0 %
6,7 %
12,3 %
5,7 %
58,7 %
Schopfheim
F-Wert
5,9
12,5
7,6
0,0
5,1
9,4
4,3
Signif.
*
**
**
n.s.
*
**
*
Erkl. Streuung
30,8 %
11,4 %
1,7 %
F-Wert
30,4
11,2
1,6
20,7 %
1,4 %
0,2 %
1,0 %
67,2 %
20,4
1,4
0,2
1,0
Signif.
***
**
n.s.
***
n.s.
n.s.
n.s.
Auf Substrat Schopfheim sind mit der Varianzanalyse signifikante Einflüsse
der Faktoren Feuchte und P-Zugabe zu berechnen. Dies liegt allerdings im
Wesentlichen an den stark erhöhten As-Konzentrationen in den mäßig
feuchten Varianten P1_N1 und P1_N2. Ansonsten erscheinen hier die AsKonzentrationen zwischen den Varianten eher ausgeglichen.
Um die verschiedenen Verteilungsmuster der As-Konzentrationen in den
einzelnen Kompartimenten besser vergleichen zu können, aber auch um
die verschiedenen Konzentrationsniveaus zu verdeutlichen, wurden die AsKonzentrationen in den Kompartimenten jeweils in einer Abbildung
zusammengefasst (Abb. 5-47, Abb. 5-48).
Dabei wird für das Substrat Colditz deutlich, dass zwar in den meisten
Fällen für die Wurzeln die höchsten As-Konzentrationen festgestellt
wurden, dass aber die As-Konzentrationen in den Blättern in den P1_N1Varianten fast das Wurzelniveau erreichen. In den P2_N1-Varianten beider
80
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Feuchtestufen sind die As-Konzentrationen deutlich gegenüber allen
anderen Kompartimenten erhöht.
Colditz
70 P1_N1
Korn
70 P1_N2
70 P2_N1
70 P2_N2
100 P1_N2
100 P2_N1
100 P2_N2
Blätter
Stängel
Wurzel
100 P1_N1
Korn
Blätter
Stängel
Wurzel
0
5
10
15 0
5
As [mg*kg-1 TG]
10
15 0
As [mg*kg-1 TG]
5
10
15 0
5
10
15
As [mg*kg-1 TG]
As [mg*kg-1 TG]
Abb. 5-47:
Mittlere As-Konzentration in den einzelnen Kompartimenten von
T. aestivum für die verschiedenen Versuchsvarianten mit Substrat Colditz (n=5).
Dies bedeutet, dass mit einer starken P-Verfügbarkeit im Substrat das
aufgenommene As zu hohen Konzentrationen in den Blättern führt. Zwar
sind die As-Konzentrationen in den anderen Kompartimenten ebenfalls
gegenüber den entsprechenden Vergleichsvarianten erhöht, aber weitaus
weniger, als für die Blätter.
Für die Versuchvarianten mit Substrat Schopfheim sind dagegen generell
die As-Konzentrationen in den Wurzeln am höchsten. Trotzdem sind auch
hier speziell in den Blättern höhere As-Konzentrationen im Vergleich zu
den restlichen Kompartimenten zu beobachten. Dies ist ebenfalls verstärkt
in den Varianten mit höherer P-Düngung festzustellen.
Schopfheim
Korn
70 P1_N1
<NWG
70 P1_N2
70 P2_N1
100 P1_N1
<NWG
100 P1_N2
100 P2_N1
70 P2_N2
<NWG
Blätter
Stängel
Wurzel
Korn
100 P2_N2
Blätter
Stängel
Wurzel
0,1
1
10
As [mg*kg-1 TG]
100 0,1
1
10
As [mg*kg-1 TG]
100 0,1
1
10
As [mg*kg-1 TG]
100 0,1
1
10
100
As [mg*kg-1 TG]
Abb. 5-48:
Mittlere As-Konzentration in den einzelnen Kompartimenten von
T. aestivum für die verschiedenen Versuchsvarianten mit Substrat Schopfheim
(n=5).
Für die Varianten mit Substrat Schopfheim ließe sich insgesamt ein mehr
oder weniger einheitlicher Trend zur Abstufung der As-Konzentrationen
zwischen den Kompartimenten formulieren:
81
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Wurzeln > Blätter > Stängel > Körner
Für die Varianten mit Substrat Colditz ist ein solch einheitlicher Trend nicht
zu erkennen.
Zusätzliche Informationen zur Erklärung der gefundenen Verteilungsmuster
liefert
möglicherweise
der
Zusammenhang
mit
anderen
Elementkonzentrationen, wie beispielsweise P. Dahinter steckt die
Vermutung, dass bei einem positiven Zusammenhang der Hinweis
gegeben ist, dass aufgenommenes As in den Pflanzen im Wesentlichen als
Arsenat(III) oder Arsenat(V) genauso wie Phosphat transportiert und dann
ein ähnliches Verteilungsmuster generiert wird. Es zeigt sich, dass in den
Pflanzenkompartimenten die Stoffmengen von As und P z.T. tatsächlich
signifikant korreliert sind (Tab. 5-19). Dies trifft im Wesentlichen für die
oberirdischen Kompartimente von T. aestivum auf dem Substrat Colditz zu.
Auf dem Substrat Schopfheim ist dieser Zusammenhang für die Körner
nicht und für die anderen oberirdischen Kompartimente nur schwach
abzusichern.
Tab. 5-19:
Linearer
Zusammenhang
(Korrelationskoeffizient
mit
Signifikanzniveau) zwischen der P- und As-Konzentration bzw. der Fe- und AsKonzentration in den einzelnen Kompartimenten über alle Versuchsvarianten
hinweg aber getrennt für die Substrate Colditz und Schopfheim.
Korrelation
Colditz
Schopfheim
Korrelation
Colditz
Schopfheim
-1
P – As
Körner
0,589 ***
0,173 n.s.
Fe – As
Körner
-0,139 n.s.
0,014 n.s.
in µmol kg
Blätter
0,478 **
0,346 *
-1
in µmol kg
Blätter
-0,271 *
-0,142 n.s.
Stängel
0,743 ***
0,349*
Wurzel
0,141 n.s.
Stängel
0,053 n.s.
0,047 n.s.
Wurzel
0,738 ***
0,995 ***
P < NWG
Für den Boden wird die Festlegung und Mobilisierung von As immer im
Zusammenhang mit Fe diskutiert (Overesch et al. 2008). In den Pflanzen
dieses Versuchs kann erwartungsgemäß kein Zusammenhang mit den FeKonzentrationen in einzelnen oberirdischen Pflanzenkompartimenten
festgestellt werden.
Wurzel
200
150
100
r=0,738***
50
0
Wurzel
1.000
Colditz
As [µmol*kg-1 TG]
As [µmol*kg-1 TG]
250
Schopfheim
800
600
400
r=0,995***
200
0
0
20
Fe
[mmol*kg-1
40
60
0
TG]
200
Fe
400
[mmol*kg-1
600
TG]
Abb. 5-49:
Zusammenhang zwischen der As-Konzentration und der FeKonzentration
Dagegen ist für die Wurzeln der Zusammenhang mehr als eindeutig, was in
Abb. 5-49 graphisch zum Ausdruck kommt und den Zusammenhang, der
82
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
für alle drei untersuchten Substrate im Versuch mit L. perenne gefunden
wurde, auch für T. aestivum bestätigt. Die Schlussfolgerung ist, dass
möglicherweise unabhängig von der Grasart in/an den Wurzeln eine
Festlegung von As in Abhängigkeit von der Fe-Präzipitation vermutlich im
Apoplasten der Wurzelrinde stattfindet (Diskussion s. Kap. 5.2.4).
Eine As-Speziierung in den Pflanzenkompartimenten erfolgte aus
Kapazitätsgründen nur in Körnern und Blättern ohne Berücksichtigung der
N2-Varianten. In den Körnern der Pflanzen auf Substrat Colditz sind As(III)
und As(V) in allen untersuchten Varianten in ungefähr der gleichen
Konzentration vorhanden (Abb. 5-50). Zusammen machen diese beiden
As-Spezies über 90% des As-Gesamtgehaltes aus.
mg*kg-1 TG
0,8
0,6
0,4
As(III)
As(V)
As(III)+As(V)
As_tot
0,2
0,0
0,3
mg*kg-1 TG
Körner
Colditz
Schopfheim
0,2
0,1
0,0
P1_N1
P2_N1
P1_N1
P2_N1
70
70
100
100
Abb. 5-50:
Mittlere As(III)- und As(V)-Konzentrationen in den Körnern der
verschiedenen Versuchsvarianten von den Substraten Colditz und Schopfheim.
Zusätzlich ist die mittlere Summe der beiden As-Spezies vergleichend zum AsGesamtgehalt (As_tot) abgetragen (n=5).
Für die Körner von Pflanzen auf Substrat Schopfheim ist As(III) die
dominante der beiden anorganischen As-Spezies. Zusammen haben sie
aber nur einen Anteil von 20 - 50% am As-Gesamtgehalt. Ansonsten liegt
hier As vornehmlich in methylierter oder organisch gebundener Form vor.
Für die Blätter ist für beide Substrate und alle Varianten festzustellen, dass
fast ausschließlich As als anorganische As(V)-Spezies vorliegt (Abb. 5-51).
In den Varianten mit Substrat Colditz liegen dabei die Wiederfindungsraten
bei ca. 100%, z.T. sogar darüber, was aber in der Speziesanalytik in vielen
anderen Untersuchungen ebenfalls der Fall ist. Dies liegt auch in
verfahrenstechnischen Unsicherheiten begründet. Die hier ermittelten
Wiederfindungsraten sind verglichen mit anderen Untersuchungen sogar
als recht gut anzusehen.
83
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Blätter
mg*kg-1 TG
15
10
As(III)
As(V)
As(III)+As(V)
As_tot
5
0
3
mg*kg-1 TG
Colditz
Schopfheim
2
1
0
P1_N1
P2_N1
P1_N1
P2_N1
70
70
100
100
Abb. 5-51:
Mittlere As(III)- und As(V)-Konzentrationen in den Blättern der
verschiedenen Versuchsvarianten von den Substraten Colditz und Schopfheim.
Zusätzlich ist die mittlere Summe der beiden As-Spezies vergleichend zum AsGesamtgehalt (As_tot) abgetragen (n=5).
Für die Blätter der Pflanzen von Substrat Schopfheim liegt die Summe aus
As(III) und As(V) tendenziell immer etwas niedriger im Vergleich zum
festgestellten Gesamtgehalt an As. Hier kommen neben der
vorherrschenden As(V)-Spezies und geringen Mengen As(III) noch geringe
Mengen methylierte und anorganische Spezies vor (Daten nicht
dargestellt).
Dass As(V) die vorherrschende As-Spezies in den Blättern ist, widerspricht
zunächst den Literaturangaben (s. Kap. 2.2), wo von As(III) als
vorherrschender Spezies ausgegangen wird. Allerdings ist zu überlegen,
dass die Blätter bis zur Totreife am Stängel trocknen und in dieser Form
geerntet wurden. Wenn man eine starke Oxidation im Zuge der Extraktion
ausschließt, kann As(III) auch durch die physiologischen Veränderungen im
Zuge der Seneszenz und langsamen Trocknung zu As(V) oxidiert worden
sein.
5.3.5
Transfer und Verteilung in der Pflanze
Die normale Berechnung von Transferfaktoren beruht auf dem Verhältnis
von Elementkonzentration in der Pflanze/Pflanzenkompartiment zur
Elementkonzentration im Boden/Substrat (Gesamtgehalt). Da sich die AsKonzentrationen im Boden nach KW-Extrakt zwischen den Varianten zur
Ernte nicht stark unterscheiden (s. Abb. 5-31, Abb. 5-32), ist für die
Transferfaktoren
kein
wesentlicher
Unterschied
zur
84
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
kompartimentspezifischen Verteilung der As-Konzentrationen in der
Pflanze zu erwarten.
70 P1_N1
70 P1_N2
70 P2_N1
70 P2_N2
100 P1_N1
100 P1_N2
100 P2_N1
100 P2_N2
Korn
Blätter
Stängel
Wurzel
Korn
Blätter
Stängel
Wurzel
0,01
0,1
0,01
TF
0,1
0,01
TF
0,1
0,01
TF
0,1
TF
Abb. 5-52:
Mittlere Transferfaktoren (TF) Boden – Pflanze für As bezogen auf
die As-Konzentrationen nach KW-Extrakt des Substrats Colditz und die AsKonzentrationen in den einzelnen Kompartimenten.
Die entsprechenden Resultate zeigen tatsächlich keinen sichtbaren
Unterschied zu den kompartimentspezifischen Verteilungen der AsKonzentration. Auch eine eingehendere Analyse im Hinblick auf die etwas
schwankenden und leicht erhöhten As-Gesamtgehalte in der 70 P1_N2Variante des Substrats Colditz führt zu keinem anderen Muster der
Transferfaktoren im Vergleich zur As-Konzentrationsverteilung.
Interessant sind demnach nur die durch die unterschiedlichen
Konzentrationsniveaus im Substrat und in den Pflanzenkompartimenten
verursachten unterschiedlichen Transferfaktoren im Vergleich zwischen
den Substraten. Hier fällt auf, dass in der Tendenz die Transferfaktoren auf
Substrat Schopfheim immer niedriger liegen, z.T. sogar um eine
Größenordnung, als im Substrat Colditz.
70 P1_N1
70 P1_N2
70 P2_N1
70 P2_N2
100 P1_N1
100 P1_N2
100 P2_N1
100 P2_N2
Korn
Blätter
Stängel
Wurzel
Korn
Blätter
Stängel
Wurzel
0,001
0,01
TF
0,1
0,001
0,01
0,1
0,001
TF
0,01
TF
0,1
0,001
0,01
0,1
TF
Abb. 5-53:
Mittlere Transferfaktoren (TF) Boden – Pflanze für As bezogen auf
die As-Konzentrationen nach KW-Extrakt des Substrats Schopfheim und die AsKonzentrationen in den einzelnen Kompartimenten.
Dies ist für die Wurzeln nicht stark, aber für die oberirdischen
Kompartimente deutlich ausgeprägt.
85
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
Anders als zum Versuch mit L. perenne ausgeführt, konnte hier aufgrund
von weniger Werten unter der Nachweisgrenze besser untersucht werden,
ob von der As-Konzentration nach AN-Extrakt auf die As-Konzentration im
Sproß bzw. in den einzelnen oberirdischen Pflanzenkompartimenten
geschlossen werden kann.
Tab. 5-20:
Zusammenhang (Korrelationskoeffizient mit Signifikanzniveau)
zwischen den As-Konzentrationen in den einzelnen Kompartimenten und der AsKonzentration nach AN-Extrakt über alle Versuchsvarianten hinweg aber getrennt
für die Substrate Colditz und Schopfheim.
Korrelation
Colditz
Schopfheim
As-Konz. (AN-Extrakt) – As-Konz. (Kompartiment)
Körner
Blätter
Stängel
0,497 ***
0,232 n.s.
0,396 **
-0,169 n.s
-0,217 n.s.
0,199 n.s.
Wurzel
0,346 *
-0,029 n.s.
Tatsächlich gibt es signifikante Zusammenhänge für die Kompartimente
Korn, Stängel und Wurzel auf Substrat Colditz. Allerdings sind diese
Zusammenhänge für Stängel und Wurzel schwach bis sehr schwach
ausgeprägt. Einzig für die Körner zeigt sich ein stärkerer Zusammenhang.
Für Substrat Schopfheim ist in keiner Weise ein Zusammenhang
herzustellen. Insgesamt lässt sich konstatieren, dass der AN-Extrakt nach
diesen Ergebnissen keine zuverlässigen Rückschlüsse auf den Transfer
von As in die Pflanze zulässt.
Die Verteilung innerhalb der Pflanzenkompartimente ist sowohl mit den
kompartimentspezifischen As-Konzentrationen als auch mit den
berechneten Transferfaktoren für die einzelnen Kompartimente angedeutet.
Allerdings wurde bislang der Biomassebezug nicht hergestellt. Nach
Kalkulation der As-Stoffmenge auf der Grundlage von As-Konzentrationen
und Biomasse lässt sich der prozentuale Anteile von As in den einzelnen
Kompartimenten und damit die genaue interne Verteilung berechnen. Hier
zeigt sich, dass insgesamt für das Substrat Colditz das meiste As in fast
allen Varianten im Sproß zu finden ist. Dagegen sind für das Substrat
Schopfheim generell mehr als 50% der As-Stoffmenge in den Pflanzen in
den Wurzeln akkumuliert. Die Translokation in den Sproß findet hier z.T.
nur in geringem Maße statt.
86
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
100
Colditz
Anteil an As in
80
Sproß
Wurzel
%
60
40
20
0
100
Schopfheim
Anteil an As in
80
Abb. 5-54:
Mittlerer
prozentualer Anteil der
As-Stoffmenge in Sproß
und Wurzeln an der
gesamten AsStoffmenge in den
T. aestivum-Pflanzen für
die beiden Substrate.
Sproß
Wurzel
%
60
40
20
0
P1_N1 P1_N2 P2_N1 P2_N2 P1_N1 P1_N2 P2_N1 P2_N2
70
70
100
100
Die unterschiedlichen Versuchsvarianten zeigen dabei deutliche
Unterschiede. Der Faktor Feuchte hat einen wesentlichen Einfluß auf die
Verteilung der As-Stoffmenge zwischen den Kompartimenten. In den
Varianten mit periodischem Überstau (100) ist im Verhältnis zur Wurzel auf
beiden Substraten im Mittel mehr As im Sproß zu finden. Mit höherer PDüngung ist ebenfalls für beide Substrate tendenziell eine höhere AsStoffmenge im Sproß zu finden. Die N-Zugabe hat zwar keinen
einheitlichen Einfluss, führt aber für beide Substrate in der mäßig feuchten
Variante 70 P2_N2 zu einer geringeren As-Stoffmenge im Sproß
gegenüber der Vergleichsvariante mit geringerer N-Düngung.
100
Colditz
Anteil an As in
80
Korn
Blätter
Stängel
%
60
40
20
0
100
Schopfheim
Anteil an As in
80
Korn
Blätter
Stängel
60
%
Abb. 5-55:
Mittlerer
prozentualer Anteil der
As-Stoffmenge in Korn,
Blätter und Stängel an
der gesamten AsStoffmenge im Sproß in
den T. aestivumPflanzen für die beiden
Substrate.
40
20
0
P1_N1 P1_N2 P2_N1 P2_N2 P1_N1 P1_N2 P2_N1 P2_N2
70
70
100
100
Für die prozentuale Verteilung der As-Stoffmenge im Sproß zwischen den
Kompartimenten Stängel, Blätter und Korn ist eine starke Abhängigkeit von
der N-Düngung zu erkennen. Mit hoher N-Düngung ist jeweils sehr viel
mehr As in den Stängeln zu finden. Dies ist nur z.T. auf hohe
Biomasseunterschiede zurückzuführen.
87
LABO-Vorhaben B 1.10
5.4
31.5.2012
Feldversuche
Die Felduntersuchungen beschränken sich auf den Standort Colditz (in der
Nähe der Bodendauerbeobachtungsfläche 33) in Sachsen. Der Standort
liegt in der Muldeaue und wird im Abstand von ca. 200 m von der Mulde als
Grünland genutzt. Als solches wurde es vom Pächter im
Untersuchungszeitraum 2011 dreimal zur Verwertung des Grünschnitts
gemäht. In westlicher Richtung grenzt an das Grünlang nach einer
Flurerhöhung Ackernutzung an. Hier wurde 2011 Mais angebaut.
Zur eingehenden Untersuchung des Transfers Boden – Pflanze wurde
südlich der Bodendauerbeobachtungsfläche ein Transekt (Transekt I) von
der Mulde bis in den Bereich der Ackernutzung etabliert. Die Etablierung
eines 2. Transekts nördlich der Bodendauerbeobachtungsfläche konnte
nicht
realisiert
werden.
Die
Transektführung
folgt
einem
Überstaugradienten. Im Bereich vor einer dammartigen Erhöhung ist im
Mittel einmal im Jahr mit einem Überstau durch ein Muldehochwasser zu
rechnen. Hinter diesem Dammbereich ist nur zu außergewöhnlichen
Hochwasserereignissen mit einem Überstau zu rechnen (s. Hochwasser
2002).
Entlang
des
Transekts I
wurden
Vegetationsaufnahmen
zur
Charakterisierung der Vegetation durchgeführt. Dies diente in erster Linie
zur Evaluierung der Stetigkeit der Arten, was wiederum wichtig für
Pflanzenauswahl zur Beprobung ist. Nur über das Transekt stetige Arten
können zu Vergleichszwecken für eine Probenahme herangezogen
werden. Zum zweiten sollte aber auch die Abundanz auf jeder einzelnen
Versuchsfläche dokumentiert werden, um eine flächenhafte Abschätzung
des As-Transfers zu ermöglichen. Entsprechend den Ergebnissen aus der
Vegetationskartierung wurden dann die Probenahmepunkte festgelegt (s.
Abb. 5-56, Tab. 5-21). Es wurden aufgrund der Untersuchungsergebnisse
für die ersten Beprobungstermine 2 Pflanzenarten (Alopecurus pratensis
Wiesenfuchsschwanz; Rumex acetosa Wiesen-Sauerampfer), für den
letzten Beprobungstermin 3 Pflanzenarten (Alopecurus pratensis
Wiesenfuchsschwanz; Rumex acetosa Wiesen-Sauerampfer, Glyceria
fluitans Flutender Schwaden) ausgewählt.
88
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
BDF 33
Transsekt I
I7
I6
I5
I4
I3
I2
I1
Abb. 5-56:
Lage des Transsekts I, der Probenahmepunkte sowie der
Bodendauerbeobachtungsfläche. Schraffiert ist der Bereich einer dammartigen
Erhöhung eingezeichnet.
Tab. 5-21:
Koordinaten für die Lage der Probepunkte
Probepunkte
Hochwert
Rechtswert
I-1
I-2
I-3
I-4
I-5
I-6
I-7
5664460
5664467
5664477
5664481
5664488
5664496
5664499
4557117
4557109
4557103
4557091
4557077
4557073
4557060
Zu 3 verschiedenen Zeitpunkten (10.05.11, 30.06.11, 12.10.11) wurden
Pflanzenproben, zu einem Zeitpunkt (12.10.11) Bodenproben als
Mischproben von wenigstens 3 Stellen innerhalb einer Probefläche
genommen. Eine erste Probenahme im Herbst 2010 scheiterte, da kurz vor
dem anvisierten Termin überraschenderweise eine Mahd durch den
Pächter stattfand.
Die Pflanzenproben wurden in 2 Fraktionen getrennt und die eine Fraktion
noch am Tag der Probenahme mit H2Odest gründlich gewaschen, die andere
Fraktion ungewaschen belassen. Die Proben wurden entsprechend den für
die Gefäßversuche angegebenen Methoden aufgearbeitet und auf ihre
Elementgehalte analysiert.
An den Bodenproben wurden die pH-Werte sowie die Elementgehalte nach
AN-Extraktion und nach KW-Extraktion bestimmt (Methoden s. Kap. 5.1.3)
5.5
Feldversuche – Ergebnisse Bodenanalyse
Im Ergebnis zeigen die pH-Werte einen sowohl für pH(H2O) als auch für
pH(CaCl2) einen Abfall mit Entfernung zur Mulde. Dieser Abfall ist eindeutig
und reicht von Werten über 6,5 bis zu Werten von 5,7 im pH(H2O).
89
LABO-Vorhaben B 1.10
31.5.2012
8
pH-Wert CaCl2
pH-Wert H2O
7
6
5
Abb. 5-57:
pH-Werte
(CaCl2) sowie pH-Werte
(H2O) für die
Bodenmischproben von
den Probeflächen entlang
Transsekt I.
4
3
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
Fläche
Für die As-Konzentrationen im KW-Extrakt als auch im AN-Extrakt ist eine
entsprechende Tendenz nicht zu erkennen. Die Werte folgen keine
eindeutigen Verteilung, liegen aber im Mittel höher, als das Substrat vom
Gefäßversuch, was von der gleichen Stelle gewonnen wurde.
0,012
40
30
20
10
0
AN-Extrakt
0,010
0,008
0,006
0,004
0,002
0,000
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
I1
I2
I3
Fläche
I4
< NWG
50
< NWG
KW-Extrakt
As [mg*kg-1 TG]
As [mg*kg-1 TG]
60
I5
I6
I7
Fläche
Abb. 5-58:
As-Konzentrationen im Boden von den verschiedenen
Probeflächen entlang des Transsekts I nach AN-Extraktion und KW-Extraktion.
Abb. 5-59:
Elementkonzentrationen im KW-Extrakt der Bodenproben von den
einzelnen Probenahmeflächen.
KW-Extrakt
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
P
mg kg
<NWG
<NWG
<NWG
<NWG
<NWG
<NWG
<NWG
Ca
mg kg-1
3468
3025
3860
3493
2457
2551
2493
mg kg
-1
4039
3746
4132
3833
3732
3512
3500
Al
mg kg
-1
25489
20741
23717
21591
23905
18967
23228
Fe
mg kg-1
19759
18623
19733
19322
20384
22963
22083
Mn
mg kg
-1
599
532
525
520
578
484
626
Cu
mg kg-1
55
55
59
49
47
35
41
Zn
mg kg
-1
370
383
378
361
341
477
423
Co
mg kg-1
12
11
12
11
10
10
10
As
38
32
35
45
45
36
42
Mg
-1
mg kg
-1
Cd
mg kg
-1
Pb
mg kg-1
3,8
88
2,5
62
5,2
70
5,4
77
90
4,9
62
2,8
58
2,7
57
LABO-Vorhaben B 1.10
5.6
31.5.2012
Feldversuche – Ergebnisse Pflanzenanalysen und Transfer
Die Pflanzenanalysen zeigen für den Sproß in ungewaschenen Proben AsKonzentrationen, die mit 0,1 – 0,4 mg kg-1 TG in einem relativ niedrigen
Bereich liegen. Zieht man davon den Anteil ab, der durch das
Waschverfahren eliminiert werden kann (für A.pratensis im Mittel 35%; für
R.acetosa im Mittel 55%), liegen die Werte bei 0,06 – 0,20 mg kg-1 TG.
Sproß
A.pratensis
gewaschen
ungewaschen
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
Wurzel
12
As [mg*kg-1 TG]
As [mg*kg-1 TG]
0,30
0,00
10
8
6
4
2
0
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
I1 I2 I3 I4 I5 I6 I7
Fläche
Fläche
Abb. 5-60:
As-Konzentrationen in Mischproben von A. pratensis im Sproß
(verglichen gewaschen – ungewaschen) und in den Wurzeln an den
verschiedenen Untersuchungspunkten entlang Transsekt I (Zeitpunkt 10.05.11).
In den Wurzeln sind dagegen die Werte für A.pratensis deutlich erhöht und
folgen einer klaren Tendenz mit dem Abstand zur Mulde entlang des
Transsekts. Dies ist für R.acetosa nicht zusehen.
Sproß
R.acetosa
gewaschen
ungewaschen
0,3
0,2
0,1
0,0
Wurzel
2,5
As [mg*kg-1 TG]
As [mg*kg-1 TG]
0,4
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
Fläche
I1 I2 I3 I4 I5 I6 I7
Fläche
Abb. 5-61:
As-Konzentrationen in Mischproben von R.acetosa im Sproß
(verglichen gewaschen – ungewaschen) und in den Wurzeln an den
verschiedenen Untersuchungspunkten entlang Transsekt I (Zeitpunkt 10.05.11).
Insgesamt sind im Sproß im Vergleich zwischen den Probenahmeterminen
zwar Unterschiede erkennbar, alle Werte liegen aber weiterhin im sehr
niedrigen Bereich.
91
LABO-Vorhaben B 1.10
Sproß
A.pratensis
10.05.11
30.06.11
1,5
12.10.11
As [mg*kg-1 TG]
As [mg*kg-1 TG]
1,5
31.5.2012
0,6
0,4
0,2
0,0
Sproß
R.acetosa
10.05.11
30.06.11
12.10.11
0,6
0,4
0,2
0,0
I1
I2
I3
I4
I5
I6
I7
I1
Fläche
I2
I3
I4
I5
I6
I7
Fläche
Abb. 5-62:
As-Konzentrationen im Sproß von A.pratensis und R.acetosa im
Vergleich zwischen den Probenahmeterminen.
Oberflächlich betrachtet ist zunächst kein wesentlicher Unterschied von der
Grasart A.pratensis zu R.acetosa als nicht grasartige, krautige Pflanze zu
erkennen. Eine eingehendere Betrachtung der Daten zeigt, dass speziell
am Punkt I1 zu allen Zeitpunkten die As-Konzentration im Sproß von
R.acetosa erhöht ist. Dies ist auch der Punkt, der der Mulde am nächsten
liegt und damit von Überstauereignissen am meisten betroffen ist. Zum
zweiten Probenahmetermin sind an allen anderen Punkten allerdings die
As-Werte für A.pratensis erhöht. Dies kehrt sich zum dritten
Probenahmetermin wieder um und führt am Punkt I7 zu einer fast doppelt
so hohen As-Konzentration in R.acetosa gegenüber A.pratensis. Wie in
Kapitel 2 beschrieben, haben damit andere krautige Pflanzen als Gräser
möglicherweise ein höheres Akkumulationspotential und ihr Anteil damit
auch einen Effekt bezüglich des gesamten Arsentransfers ins
Nahrungsnetz. Diese Ergebnisse zusammen mit den Erkenntnissen aus
den erwähnten anderen Veröffentlichungen (s. Kapitel 2) sollten aus
Gründen der Vorsorge dazu führen, die Minimierung des Anteils von
anderen krautigen Pflanzen als Gräser zu empfehlen. Gleichzeitig sollten
weitere Untersuchungen mit umfangreicheren Daten zur Artspezifität des
Arsentransfers dies untersetzen.
92
LABO-Vorhaben B 1.10
6
31.5.2012
FAZIT
ahu AG, TU Dresden
Die Ergebnisse des Vorhabens B 1.10 sind ein praxisorientierter Leitfaden
Arsentransfer aus Böden in Nahrungs- und Futterpflanzen –
Gefahrenbeurteilung
und
Maßnahmen
und
die
vorliegende
Ergebnisdokumentation. Damit wird die Erkenntnislage zu Arsen in den
Bereichen der Erfassung von Verdachtsflächen, der orientierenden
Untersuchung und Detailuntersuchung sowie für die Gefahrenabwehr
verbessert. Die Gefäß- und Feldversuche liefern neue Erkenntnisse zur
Aufnahme von Arsen in Pflanzen unter verschiedenen Standort-, Feuchteund Düngebedingungen. Die zusammengefassten, vollzugsrelevanten
Schlussfolgerungen aus diesem Abschlussbericht finden sich im Leitfaden.
Während das bodenchemische Verhalten von Arsen im Wesentlichen
bekannt ist und mit dem Abschluss des Vorhabens exemplarische
Versuchsergebnisse vorliegen, fehlen über einige Details von Prozessen
und über die Aufnahme in Pflanzen immer noch Erkenntnisse. Daraus
resultieren zum Teil Unsicherheiten bei der Gefahrenbeurteilung.
Klärungsbedarf besteht nach derzeitigem Kenntnisstand in Bezug auf
folgende praxisrelevante Aspekte:
-
Konkrete Anbauempfehlungen für Nahrungs- und Futterpflanzen in
Abhängigkeit des Anreicherungvermögens; es besteht der Bedarf
an Sortenempfehlungen zur Vermeidung der Aufnahme von Arsen
und deren regelmäßiger Aktualisierung (z.B. jährlich),
-
Temperaturabhängigkeit der Redoxtransformationen des Arsens,
-
Methodische Unsicherheiten aufgrund fehlender
Standarduntersuchungsverfahren (z.B. Eisen-/Mangan(hydr-)oxide,
Arsenspezies, Probenentnahme in reduzierten Horizonten),
-
Etablierung eines standardisierten Waschverfahrens zur
näherungsweisen Quantifizierung der Arsenbelastung von
Futtermitteln über systemische Aufnahme und über Verschmutzung,
-
Wirkung von Bodenzusätzen wie Eisen, Kalk, organische Substanz
sowie in Bezug auf weitergehende Forschung hinsichtlich
-
der Bedingungen für mikrobielle Methylierungsreaktionen und
Umfang der Mobilisierung von Arsenverbindungen durch die
Umwandlung in gasförmige oder gelöste Spezies,
-
methodischen Schwierigkeiten bei der Identifizierung und
Quantifizierung der verschiedenen Arsenspezies in Böden und den
darin enthaltenen Lösungen und Gasen,
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-
der Interaktionen mit Makronährstoffen und veränderter
Nährstoffstöchiometrie (Imbalancen) bisher nur N:P in
begrenztem Umfang untersucht,
-
der art- und sortenspezifische Kompensation des Stresses durch
As,
-
Auswirkungen der chemischen Erscheinungsformen von
Nährstoffen (z.B. Ammonium- vs. Nitraternährung),
-
Auswirkungen von Wechselfeuchte (Amplitude und Frequenz) im
Vergleich zu Dauerfeuchte,
-
der spezifischen Kompensation der Auswirkungen des Überstaus
durch Arten und funktionelle Gruppen von Pflanzen (z.B. mit der
Kapazität, den Wurzelraum selbst mit Sauerstoff zu versorgen oder
alternativ Überstauphasen mit Gärung/Fermentation zu
überbrücken),
-
Einflüssen von multiplem oxidativen Stress, der nicht durch Metalle
und Metalloide verursacht wird (u.a. UV, NOx, Bodenozon,
Pathogene) und
-
der Rolle pro- und symbiotischer Mikroben bezüglich Vermeidung,
Toleranz und Akkumulation von Arsen.
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ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS
AN
Ammoniumnitrat
BY
Bayern
BW
Baden-Württemberg
BB
Brandenburg
HH
Hamburg
HE
Hessen
KW
Königswasser
MV
Mecklenburg-Vorpommern
NI
Niedersachsen
NW
Nordrhein-Westfalen
RP
Rheinland-Pfalz
SL
Saarland
SN
Sachsen
ST
Sachsen-Anhalt
SH
Schleswig-Holstein
TH
Thüringen
TM / TG
Trockenmasse / Trockengewicht
100