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![Fig. 1 Karte mit Deponien der ZRA, anderen belasteten Standorten (links) sowie Grundwasser-Messstellen und -Fliessrichtungen (rechts) [11].](/media/1738152/fa-wersin-fig1-web.jpg?width=760&height=440&bgcolor=e8e8e8 "Fig. 1 Karte mit Deponien der ZRA, anderen belasteten Standorten (links) sowie Grundwasser-Messstellen und -Fliessrichtungen (rechts) [11].")
![Fig. 2 Entwicklung der Zuckerrübenproduktion und Abwasserfracht in der ZRA (nach [5] und [12]). BSBâ
: biologischer Sauerstoffbedarf nach fünf Tagen.](/media/1738153/fa-wersin-fig2-web.jpg?width=760&height=440&bgcolor=e8e8e8 "Fig. 2 Entwicklung der Zuckerrübenproduktion und Abwasserfracht in der ZRA (nach [5] und [12]). BSBâ
: biologischer Sauerstoffbedarf nach fünf Tagen.")
Im Berner Seeland liegt eines der bedeutendsten Grundwasservorkommen der Schweiz, das fĂŒr die Trinkwassergewinnung genutzt wird [1]. Seit der ersten JuragewĂ€sserkorrektion im 19. Jahrhundert ist das Gebiet durch eine fortschreitende landwirtschaftliche und industrielle Nutzung geprĂ€gt, was zu BeeintrĂ€chtigungen der GrundwasserqualitĂ€t gefĂŒhrt hat. WĂ€hrend das Grundwasser im zentralen Teil durch landwirtschaftliche AktivitĂ€ten gefĂ€hrdet ist [2, 3], sind im östlichen Bereich eher Belastungen durch industrielle AktivitĂ€ten erkennbar. So ist im Gebiet AarbergâLyss eine grossrĂ€umige sog. Redoxfahne im Grundwasser vorhanden. Diese steht im Zusammenhang mit frĂŒheren TĂ€tigkeiten der Zuckerfabrik und Raffinerie Aarberg AG (ZRA) (heute Teil der Schweizer Zucker AG) [4, 5].
Durch die Herstellung von Zucker aus ZuckerrĂŒben entsteht ein hoher Anteil an organisch-reichem Schlamm und Abwasser. Aufgrund der auftretenden Probleme fĂŒr Grundwasser und OberflĂ€chengewĂ€sser wurden die Abwasserverfahren sukzessive verbessert. Von 1899 bis 1964 wurde im «Einweg-System» sĂ€mtliches Abwasser in die Deponieteiche geleitet, wo sich das suspendierte Material absetzen konnte [6]. Das verbleibende Abwasser wurde anschliessend in Sickerbecken zur Versickerung gebracht. Die Deponien und Sickerteiche wurden entlang der Alten Aare in immer grösserer Entfernung vom Betriebsareal errichtet (Fig. 1). In den 1960er-Jahren kam es wegen BeeintrĂ€chtigung verschiedener Pumpwerke von Lyss und Biel zu einem langjĂ€hrigen Rechtstreit, der erst 1981 mit einem Vergleich vor Bundesgericht endete [7]. In diesem Zeitraum wurden durch die Inbetriebnahmen der mechanischen und biologischen KlĂ€ranlagen sowie weiterer Massnahmen die Abwassermengen und EintrĂ€ge ins Grundwasser kontinuierlich verringert. Seit der Inbetriebnahme von zwei dichten Stapelbecken (1989) kann auf die Deponieteiche verzichtet werden.
Zwischen 1940 und 1964 war die versickerte Abwasserfracht weitaus am grössten (ca. 73% gemĂ€ss [6]), obwohl die Menge an verarbeiteten ZuckerrĂŒben spĂ€ter kontinuierlich anstieg (Fig. 2). GemĂ€ss [6] betrug die versickerte Fracht an abbaubarem organischem Kohlenstoff in diesem Zeitraum durchschnittlich 650 Tonnen/Jahr. Seit 1989 ist die Sickerwasser-Fracht deutlich gesunken und beschrĂ€nkt sich im Wesentlichen auf das Sickerwasser, das von ehemaligen Deponien und Sickerteichen in den Untergrund versickert. Diese C-Fracht wurde gemĂ€ss einer in den Jahren 1998â1999 durchgefĂŒhrten Altlastenuntersuchung von [4] auf 3,4 Tonnen/Jahr geschĂ€tzt. GestĂŒtzt auf Modellrechnungen konnte auch die abbaubare C-Fracht, die noch im Untergrund lagert, abgeschĂ€tzt werden, nĂ€mlich 43 Tonnen/Jahr. Aufgrund dieser quantitativen Betrachtungen, die vor ca. 25 Jahren angestellt wurden, konnten folgende RĂŒckschlĂŒsse gezogen werden:
In diesem Beitrag wird die rĂ€umliche und zeitliche Entwicklung der Redoxfahne im Abstrom der ZRA dargestellt und diskutiert. Einen zentralen Bestandteil bilden dabei die Daten aus dem Ăberwachungsprogramm des Wasserverbunds Seeland, die seit 1950 erhoben werden (seit 2000 nur in sehr reduziertem Umfang) sowie die Masterarbeit von S. Weber aus dem Jahr 2015 [8]. BerĂŒcksichtigt werden ausserdem die Arbeiten [4] aus den Jahren 1998â99 und die Datenzusammenstellungen von [9] und [10].Â
Der Grundwasserleiter des Seelands besteht vorwiegend aus den sog. Aareschottern (fluviatile kiesig-sandige Sedimente mit unregelmĂ€ssig ausgebildeten siltigen und siltig-tonigen Zwischenlagen). Im Liegenden befinden sich vor allem Seetone und lokal auch MorĂ€nen oder der Molassefels, die den Grundwasserstauer bilden. Die Deckschichten bestehen aus geringmĂ€chtigen Ablagerungen, die im Raum AarbergâLyss vor allem kiesiger Natur sind. Der Flurabstand ist gering, zw. 2â5âm [1]. Der Aquifer befindet sich im sog. Seelandtrog, der im Westen und Osten vom Molassefels bzw. GrundmorĂ€nen begrenzt wird. Seine MĂ€chtigkeit erreicht im zentralen Teil bis zu 40âm, wĂ€hrend diese gegen die östlichen und westlichen RĂ€nder bis auf 0âm abnimmt. Die hydraulische DurchlĂ€ssigkeit ist variabel in der Grössenordnung von 10â4 und 10â2âm/s [13] und die Fliessgeschwindigkeiten bewegen sich im Bereich von 1 bis 10âm/Tag. Die maximalen Grundwasserschwankungen liegen bei 1,5âm.
Das Grundwasser wird vor allem durch Infiltration der Alten Aare, die das Untersuchungsgebiet von SĂŒden nach Norden durchquert, gespiesen. Die Fliessrichtung zwischen Aarberg und Lyss ist subparallel zur Alten Aare. Weitere ZuflĂŒsse in das Gebiet finden von SĂŒden (via Infiltration aus dem Hagneckkanal), von Osten (HangzuflĂŒsse) und von oben (NiederschlĂ€ge) statt.
Die wichtigsten Bestandteile der gelösten Stoffe des Grundwassers sind Kalzium und Bikarbonat (Ca-HCOâ-Wassertyp), mit geringeren Mengenanteilen an Magnesium, Sulfat, Natrium und Chlorid.
Durch den Austausch mit der AtmosphĂ€re liegen im Untersuchungsgebiet natĂŒrlicherweise aerobe (sauerstoffreiche) VerhĂ€ltnisse im Grundwasser vor. Durch den Eintrag von abbaubarem organischem Material wird der Sauerstoff durch miÂkrobielle VorgĂ€nge gezehrt, was schliesslich zu anaeroben VerhĂ€ltnissen fĂŒhrt. Dieser Prozess kann chemisch als Redoxreaktion, in dem der organische Kohlenstoff (vereinfacht als MolekĂŒl CHâO ausgedrĂŒckt) mit dem Oxidationsmittel Oâ zu COâ oxidiert, dargestellt werden (s. Box, Reaktion 1). Unter anaeroben Bedingungen geht der mikrobielle Abbau weiter, in dem nacheinander Nitrat (NOâ), Mangan (Mn(IV)), Eisen (Fe(III)) und Sulfat (SOâ) als Oxidationsmittel wirken. Wie in der Box dargestellt, wird durch die Nitratreduktion Stickstoffgas und Ammonium (NHâ) (Reaktionen 2 und 3) freigesetzt. Die Reduktion von Mn(IV) und Fe(III), die als unlösliche Oxidminerale im Aquifer vorkommen, fĂŒhrt zur Bildung von gelöstem Mn(II) und Fe(II) im Grundwasser (Reaktionen 4 und 5). Durch die SulfatÂreduktion entsteht Sulfid (S-II) (Reaktion 6) und bei sehr reduzierenden Bedingungen kann es sogar zur Methanbildung (Reaktion 7) kommen.
Redox- und Karbonatreaktionen, die beim Abbau von organischem Kohlenstoff ablaufen. Die im Grundwasser gemessenen Redoxindikatoren sind fett hervorgehoben.
Wird Oâ in ein reduziertes Grundwasser eingetragen, so findet der Redoxprozess in umgekehrter Reihenfolge statt; d.âh. es werden die reduzierten Spezies S(-II), Fe(II), Mn(II) und NHâ nacheinander oxidiert, bis schlussendlich wieder aerobe Bedingungen vorherrschen.
Die Parameter Oâ, NOâ, NHâ, Mn, Fe und S(-II) können in gelöster Form im Grundwasser gemessen und als Redoxindikatoren verwendet werden [14]. Durch die vorgĂ€ngig beschriebenen Redoxprozesse entsteht COâ und KarbonathĂ€rte (AlkalinitĂ€t). Dies bewirkt auch eine Lösung von dem im Aquifer reichlich vorhandenen Kalzit und Dolomit, wodurch das Grundwasser zusĂ€tzlich aufgehĂ€rtet wird (Reaktionen 8 und 9).
Die in diesem Beitrag diskutierten Grundwasser-Messstellen befinden sich im unmittelbaren Bereich der alten ZRA-Deponien sowie im nÀheren und weiteren Abstrom (Fig. 1).
Hier zeigen die Redoxindikatoren generell reduzierende Bedingungen im Grundwasser an, was sich in tieferen Gehalten an Oâ und NOâ und erhöhten gelösten Mn- und Fe-Gehalten widerspiegelt (Fig. 3). In den hier dargestellten Zeitreihen werden aber die Konzentrationsschwankungen der einzelnen Parameter deutlich, die auf mehrere Ursachen zurĂŒckzufĂŒhren sind. Einerseits können kleinrĂ€umige heterogene RedoxverhĂ€ltnisse im Aquifer zu «gemischten» Wasserproben bezĂŒglich Redox fĂŒhren [15]. Andererseits ist die Dynamik der GrundwasserzuflĂŒsse von saisonalen Schwankungen beeinflusst, was sich auf die GrundwasserstĂ€nde und auf die Redoxbedingungen auswirkt [4, 5]. So steigt im Sommer generell die Infiltrationsleistung der Alten Aare mit sinkenden GrundwasserstĂ€nden an, was zu stĂ€rker oxidierenden Bedingungen fĂŒhrt. Schliesslich können auch methodische Aspekte wie z.âB. Sauerstoffeintrag wĂ€hrend der Probenahme zu den beobachteten Schwankungen beitragen. Nichtsdestotrotz lassen sich zeitliche Tendenzen erkennen. So zeigt Messstelle 7.4 (Fig. 3) eine deutliche Abnahme des gelösten Eisens und Mangans vom Messbeginn 1964 bis Anfang 2000, danach sinkt die Fe-Konzentration gegen null, wĂ€hrend dies bei den Mn-Konzentrationen nicht der Fall ist. FĂŒr die anderen Messstellen (ZRA2, KB98/2, V12) sind regelmĂ€ssige Messungen erst seit Ende der 1990er-Jahre vorhanden. Diese zeigen unterschiedliche Redox-Tendenzen. ZRA2 zeigt einen Trend zu oxidierenderen Bedingungen, wĂ€hrend fĂŒr KB98/3 eher ein gegenteiliger Trend zu beobachten ist.
In diesem Bereich (ca. 0,5â1âkm vom Deponiebereich entfernt) zeitigt der langjĂ€hrige Trend generell eine kontinuierliche Verbesserung der GrundwasserqualitĂ€t (Fig. 4). So sanken die gelösten Fe- und Mn-Konzentrationen bei den Messstellen A2 und A3 östlich der Alten Aare, wĂ€hrend die gelösten Oâ-Gehalte anstiegen. Bei A1 westlich der Alten Aare zeigt sich ein Ă€hnlicher Trend, obwohl diese Messstelle nie erhöhte Fe-Gehalte aufwies, was zumindest seit 1950 auf weniger reduzierende Bedingungen hinweist. Die westliche Begrenzung der Redoxfahne liegt zwischen den beiden Messstellen A1 und A1.1. Letztere zeigt seit Beginn der Messungen oxidierende Bedingungen an. Die zunehmenden Nitratgehalte in diesem Bereich sind auf landwirtschaftliche AktivitĂ€ten zurĂŒckzufĂŒhren.
In diesem Bereich (~1,5â4 km vom Deponiebereich entfernt) ist eine Ă€hnliche Tendenz zur verbesserten GrundwasserqualitĂ€t erkennbar (Fig. 5 und 6), wobei die Signale weniger eindeutig sind. Die generelle Erhöhung der Sauerstoffgehalte von 1950 bis 2000 (Ende der Ăberwachungskampagne fĂŒr diese Messstellen) wird jedoch nicht ĂŒberall durch jĂŒngere Messungen aus dem Jahr 2015 bestĂ€tigt. Hier wurden in den Messstellen B2 und B3 wieder reduzierendere VerhĂ€ltnisse vorgefunden.
Die rĂ€umliche und zeitliche Entwicklung der Redoxfahne ist in Figur 7 fĂŒr die Jahre 1965, 1982, 1999 und 2015 abgebildet. Der Redoxzustand wird gemĂ€ss den RedoxÂindikatoren Oâ (grĂŒn), NOâ (hellgrĂŒn), Fe2+ (orange) und Sulfid (S2â, rot) dargestellt. Es muss dabei angemerkt werden, dass wegen der DatenlĂŒcken und unterschiedlicher Methodik ĂŒber die Jahre der Interpretationsspielraum relativ gross ist. So wurde das sĂŒdliche Gebiet in frĂŒheren Jahren kaum untersucht (schraffierte Bereiche), wĂ€hrend in neuerer Zeit wenige Daten fĂŒr das nördliche Gebiet vorhanden sind. In diesem Gebiet ist eine deutliche VerĂ€nderung zu weniger reduzierenden Bedingungen bereits zwischen 1965 und 1982 erkennbar. Im Nahbereich der ZRA-Deponien scheint sich seit 1999 eine leichte Verbesserung abzuzeichnen: So konnte z.âB. im Jahr 2015 kein Sulfid mehr nachgewiesen werden. Ausserdem scheint der Eisenreduktionsbereich deutlich zurĂŒckgegangen zu sein. Allerdings trifft dies nicht auf das Gebiet östlich der Alten Aare zu. Dort wurden 2015 deutlich reduzierendere Bedingungen als auf der westlichen Seite angetroffen (Fig. 7). Die Datenlage ist im östlichen Gebiet jedoch sehr dĂŒnn.
Die zeitliche Entwicklung der Nitratkonzentrationen in der Redoxfahne ist einerseits durch Oxidationsprozesse (Nitrifikation) zu erklĂ€ren. Andererseits zeigt sich im westlichen Randbereich der zunehmende Nitrateintrag durch die Landwirtschaft. Die Ammonium-Konzentrationen (nicht gezeigt), die innerhalb der Redoxfahne teilweise deutlich erhöht (>1âmg N/l) waren, sind signifikant zurĂŒckgegangen. Lediglich innerhalb des Deponiebereichs sind in einigen Messstellen noch hohe Werte zu finden.
Das Berner Seeland ist ein bedeutender Aquifer, der fĂŒr die Trinkwassergewinnung genutzt wird. Das Grundwasser wurde im Raum AarbergâLyss durch frĂŒhere AktivitĂ€ten der ZRA beeintrĂ€chtigt, was zu einer grossrĂ€umigen Redoxfahne im Abstrom der Deponien und Sickerteiche fĂŒhrte. Die Implementierung einer Reihe von gewĂ€sserschutztechnischen Massnahmen seit den 1960er-Jahren hat eine deutliche Verbesserung der GrundwasserqualitĂ€t und den RĂŒckgang der Redoxfahne zwischen 1950 und 2000 bewirkt. Dies belegen die Daten aus dem Ăberwachungsprogramm des Wasserverbunds Seeland. Eine Untersuchung von 1998/99 konnte zeigen, dass zwar der grösste Teil des eingetragenen organischen Materials der ZRA durch biologische Prozesse abgebaut wurde, aber weiterhin beachtliche Mengen im Untergrund im Bereich der ehemaligen Deponien und Sickerteiche noch vorhanden waren.
Seit dem Jahre 2000 werden deutlich weniger Daten im Zusammenhang mit der Redoxfahne bei Aarberg erhoben. Wichtige Erkenntnisse ĂŒber den aktuellen Zustand liefert eine Masterarbeit aus dem Jahre 2015. Tendenziell ist eine weitere Verbesserung der GrundwasserqualitĂ€t trotz erheblicher DatenlĂŒcken erkennbar. Es herrschen aber weiterhin reduzierende Bedingungen innerhalb des Ablagerungsperimeters und teilweise auch im nahen Abstrombereich. Die Ausdehnung und Entwicklung der Redoxfahne im weiteren Abstrom ist unsicher. Der östliche Randbereich bis nach Lyss scheint immer noch reduzierende VerhĂ€ltnisse aufzuweisen. Es dĂŒrfte noch viele Jahrzehnte dauern, bis die Redoxfahne durch Natural Attenuation auf ein ertrĂ€gliches Mass zurĂŒckgeht, d.âh. zumindest ausserhalb des Deponiebereichs oxidierende Bedingungen vorherrschen.
Schliesslich sei angemerkt, dass der verfĂŒgbare Datensatz zu lĂŒckenhaft ist, um die aktuelle Ausdehnung und Entwicklung der Redoxfahne genauer beschreiben zu können. In diesem Sinn ist eine Wiederaufnahme des systematischen Ăberwachungsprogramms sowie das Einrichten zusĂ€tzlicher Messstellen angezeigt.
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[1] WEA (2004): Hydrogeologie Seeland Stand 2004, Wasserwirtschaftsamt des Kantons Bern, Technischer Bericht, Bearbeitung: Geotechnisches Institut AG, Bern
[2] AWA (2023): Faktenblatt Nitrat im Grundwasser. In: Zustand der GewĂ€sser, GewĂ€sserbericht 2019â2022. Amt fĂŒr Wasser und Abfall AWA, GewĂ€sser- und Bodenschutzlabor GBL, Bern
[3] Hintze, S. et al. (2021): Langzeitverhalten von Chlorothalonil-Metaboliten. Aqua & Gas 11
[4] Wersin, P.; Abrecht, J. (2000): Ehemalige Deponien und Sickerteiche der Zuckerfabrik Aarberg, Altlastuntersuchungen und Risikobeurteilung. Schlussbericht. Geotest AG, Bericht Nr. 9807.3a, Zollikofen
[5] Wersin, P. et al. (2001): Large scale redox plume in glaciofluvial deposits due to sugar-factory wastes and wastewater at Aarberg. Hydrogeology Journal 9, 282â296
[6] Bruderer, J. et al. (1971): Expertise i.S. Einwohnergemeinde Lyss und Biel und SeelÀndische Wasserversorgung gegen Zuckerfabrik und Raffinerie Aarberg AG betreffend Verunreinigung des Grundwassers im Seeland. Appellationshof des Kantons Bern III. Zivilkammer, Nr. 182/III/66
[7] WVS (1982): FĂŒnfzehnter GeschĂ€ftsbericht und Jahresrechnung ĂŒber das GeschĂ€ftsjahr 1980/81. Wasserverbund Seeland, Biel
[8] Weber, S. (2016); RĂ€umliche und zeitliche Analysen der Redoxfahne im Grundwasser bei Aarberg. Masterarbeit, Institut fĂŒr Geologie, UniversitĂ€t Bern
[9] Harsch, W. (2000): Analysenergebnisse 1950â2000 von Grundwasserproben aus dem Seeland zwischen Aare-Hagneck-Kanal und Worben. Bericht Dok-Nr. 00.109, Bern
[10] Institut fĂŒr Geologie, UniversitĂ€t Bern (2022): Unpubl. Daten aus dem Masterkurs «Groundwater Sampling and Analysis» aus dem Jahre 2022
[11] Kanton Bern (2024): Geoportal www.topo.apps.be.ch/pub/map/?lang=de&gpk=BALISKBS_GPK (zugegriffen am 16.07.2024)
[12] Bundesamt fĂŒr Statistik (2019): Von der RĂŒbe zum Zucker: Die Zuckerproduktion in der Schweiz. Bericht 1165-2000, NeuchĂątel
[13] Biaggi, D. et al. (1994): Modellierung der Strömung und der Nitratausbreitung im Berner Seeland. Schweiz. Eclog. Geol. Helv. 87, 429â438
[14] Appelo, C.A.J.; Postma, D. (2005): Geochemistry, groundwater and pollution. Balkema, Rotterdam, 2nd edition
[15] McMahon, P.; Chapelle, F. (2008): Redox processes and water quality of selected principal aquifer systems. Groundwater 46, 259â271
Die Autoren danken Rolf Tschumper und Jean-Pierre ClĂ©ment (Amt fĂŒr Wasser und Abfall des Kantons Bern) fĂŒr fachliche Diskussionen und die Bereitstellung der Daten sowie Rico Ryser und dem Team des GewĂ€sser- und Bodenschutzlabors fĂŒr die Analytik von zahlreichen Wasserproben aus der Masterarbeit von Samuel Weber. Ausserdem danken wir Priska BĂ€hler fĂŒr die Laboranalysen am Institut fĂŒr Geologie, Uni Bern.
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