Bewertung der Risiken von Bodenkontaminationen mit SolRisc©

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SolRisc© auf einen Blick

Je nach gewünschtem Ergebnis sind für SolRisc mehr oder weniger Daten bereitzustellen:

Umfang der Analyse	Bereitgestellte Grundlagen	Mögliche Ergebnisse
einzelner Standort	Schadstoffgehalte, Bodeneigenschaften Aktuelle Nutzung, Schadstoffgehalte, Bodeneigenschaften	Bewertung des Risikos und Ableitung der Eignung Ableitung der Konflikte und Massnahmen
ausgedehnte Areale	Flächenbegrenzungen, Schadstoffgehalte und Bodeneigenschaften Aktuelle Nutzungsarten, Flächenbegrenzungen, Schadstoffgehalte und Bodeneigenschaften	Bewertung des Risikos und Ableitung der Eignung Ableitung der Konflikte und Massnahmen

Risikobewertung mit SolRisc

SolRisc ist ein Modell zur Bewertung der Risiken für Mensch, Tier, Pflanze und Grundwasser, die von schadstoffbelasteten Böden ausgehen.
Innerhalb einer Belastungsfläche werden Böden unterschiedlicher Empfindlichkeit gegenüber Schadstoffen (Schwermetalle und organische Schadstoffe) sowie unterschiedliche Bodennutzungsarten ermittelt. Anschliessend erfolgt die Bewertung der aktuellen Schadstoffgehalte. Das Ergebnis der Bewertung lässt Risiken, risikofreie Nutzungen (Eignung) und Konflikte erkennen. Auf dieser Grundlage können begründete Nutzungseinschränkungen und weitere Massnahmen erlassen werden.

Voraussetzungen für die Anwendung

Für die Anwendung des Risikobewertungs-Modells SolRisc braucht es folgende Daten:

1. Bodendaten (pH, OC, Ton, Farbe mittels Feld- oder Labormethoden)

2. Schadstoffdaten

3. Nutzungsdaten (aktuelle Bodennutzung)

Leistungsumfang

Insgesamt werden 16 verschiedene Gefährdungspfade für die Schwermetalle Pb, Cu, Zn und Cd sowie für die organischen Schadstoffe PAK und Dioxine beschrieben. Die Risiken entlang jedes Gefährdungspfades werden mit einer vierstufigen Skala bewertet (kein Risiko, keine Bewertung, mögliches Risiko, sicheres Risiko).
SolRisc integriert aktuelle, ortsbezogene Daten, gesetzliche sowie wissenschaftliche Grundlagen des Umweltschutzes und führt so zu einer umfassenden Risikobewertung. Daraus lassen sich Nutzungseinschränkungen und Bodenschutzmassnahmen ableiten.
SolRisc ist auch ein Instrument der Orts- und Regional-Planung bzw.des vorsorglichen Bodenschutzes, welches die aktuelle Bodenbelastung und die örtlichen Gegebenheiten berücksichtigt.

Einführung in die

Bewertung von schadstoffbelasteten Böden unter Berücksichtigung ökologischer Risiken

Dr. sc.nat.ETH, Endre Laczko, Solvit, Neubadstr. 126, CH-4054 Basel, Schweiz

Zusammenfassung

Die umfassende Bewertung von schadstoffbelasteten Böden muss auch ökologische Risiken berücksichtigen. Eine ökologische Risikobewertung kann aber nicht nur auf den traditionellen Risikobegriff der ÆklassischenÒ Risikotheorien zurückgreifen. Welche Erweiterungen für eine ökologische Risikobewertung notwendig und möglich sind, wird diskutiert. Es wird die Forderung erhoben, dass die Ereignisorientierung ÆklassischerÒ Risikotheorien durch eine Verlaufs- und Bilanzorientierung ergänzt werden soll, deren jeweilige Verfahren erläutert und an einem Fallbeispiel dargestellt werden. Anhand dieses Fallbeispiels, der Bewertung der schadstoffbelasteten Böden in der Umgebung eines Stahlwerkes, wird das für eine ökologische Risikobewertung eingeforderte Vorgehen Schritt für Schritt beschrieben. Das Bewertungsmodell SolRisc© des Typus ÆExpertensystemÒ, welches neben toxikologischen auch ökologische Risiken berücksichtigt, wird vorgestellt. In der abschliessenden Diskussion des Fallbeispiels wird festgestellt, dass ein ökologischer Risikobegriff letztendlich zu moralischen Verzichtsfragen führt und Entscheidungshilfen zu deren Beantwortung einfordert.

Schlüsselworte: Boden, Schwermetalle, organische Schadstoffe, PAK, ökologisches Risiko, negative Risikophilosophie

1. Entwicklung eines ökologischen Risikobegriffs auf der Basis einer negativen Risikophilosophie

In der Philosophie, den Geistes- und Naturwissenschaften wird die Risikofrage erst seit ca. 40 Jahren problemati-siert, älter ist die Fragestellung nur in der Oekonomie im Zusammenhang des Versicherungswesens (Saner, 1994). Der Begriff Risiko lässt sich hingegen bis ins 16. Jahrhundert zurückverfolgen und war sehr lange positiv konnotiert, nach dem Motto Æwer wagt, gewinnt!Ò. Neueren Datums ist die Betrachtung, nach welcher gewisse Risiken als untragbar gelten und durch Verzichtshandlungen vermieden werden sollen. Das aktuelle Problem der Risikotheorien in ihrer moralischen und politischen Dimension ist, welche Risiken eingegangen werden dürfen und welche unbedingt zu vermeiden sind (Saner, 1994). Diese Problemlösung kann nur in Verbindung mit einer negativen Risikophilosophie geleistet werden, die von der Möglichkeit nicht tolerierbarer Schäden ausgeht und die Frage untersucht, wo und unter welchen Bedingungen bestimmte Handlungen unterlassen werden müssen. Dies ist eine notwendige Ergänzung zur traditionellen Risikophilosophie, welche immer davon ausgeht, dass Risiken voraussagbar, berechenbar, und letztendlich unvermeidbar, also tragbar sind und ertragbar zu sein haben (Saner, 1994).

Um der Zielsetzung einer ökologischen Risikobewertung zu entsprechen, muss also die traditionelle positive Risikophilosophie erweitert werden, weil auch ökologische Schäden vorstellbar sind, die durch die Betroffenen nicht in Kauf genommen werden können. Damit kann argumentiert werden, dass die Hauptaufgabe der ökologische Risikoanalyse die Unterscheidung von einerseits unvermeidbaren oder tolerierbaren und andererseits ausschliessbaren und unbedingt auszuschliessenden Risiken sein sollte.

Risikoanalysen beziehen sich oft auf ein katastrophales, das heisst ein plötzlich eintretendes, endgültiges und (im Moment des Eintretens und Erkennens) unumkehrbares Schadensereignis. Saner (1994) bezeichnet dies als Ereignisorientierung einer Risikotheorie und diese prägt auch die ÆklassischeÒ Risikoanalyse von Versicherungen und technischen Einrichtungen. Die Ereignisorientierung führt nicht zur Schadensvermeidung. Eine Unfallversicherung etwa schützt nicht vor dem Tod beim Autounfall. Ebenso schützt ein Umweltverträglichkeitsbericht oder ein Sicherheitskonzept für ein Erdöltanklager nicht vor dem Oelunfall oder vor einer Umweltkatastrophe. Eine reine Unfallstatistik und die Bewertung der Einzelanlage hilft die Folgeschäden richtig zu bestimmen. Sie reicht aber bei den Entscheidungen, ob man sich noch ins Auto setzen oder das Tanklager bauen soll, nicht aus. Das Ergebnis der Ereignisorientierung sind Versicherungsprämien, Vorgaben zur Schadenslinderung und Wiederherstellung und die, oft unausgesprochene, Zulassung des scheinbar unabwendbaren Schadensereignisses (positive Risikophilosophie). Saner (1994) fordert deshalb eine Erweiterung der bestehenden Risikotheorien und -analysen durch eine Verlaufs- und Bilanzorientierung. Unter den Aspekten der Verlaufs- und Bilanzorientierung lassen sich weitere Entscheidungsgrundlagen erarbeiten: Nimmt der Verkehr zu oder ab? Wieviele Tanklager gibt es schon in der Region? Das Ergebnis der Verlaufs- und Bilanzorientierung sind Entscheidungshilfen für die Verzichtsfrage und zielen auf die Vermeidung des Schadensereignisses ab (negative Risikophilosophie). Für die Bewertung von ökologischen Risiken werden von den Entscheidungsträgern der Gesellschaft genau diese Entscheidungshilfen erwartet. Werden nur technische und statistische Grundlagen bzw. Konzepte bereitgestellt, kommt es kaum zu einer Entscheidungsfindung (Power et al., 1998). Wenn ein ökologischer Risikobegriff die umfassende Bewertung von ökologischen Risiken meint, sollte er die drei obgenannten Orientierungen berücksichtigen und die positive und negative Risikophilosophie kombinieren. Dieser Ansatz lässt Raum für Umwelteingriffe mit vorübergehendem oder veränderlichem Charakter, zielt aber gleichzeitig auf die Verhinderung von Umweltzerstörung. Die letztendlich moralische Entscheidung, welcher Umweltschaden als unerwünschte Zerstörung zu bezeichnen ist, wird in dem hier skizzierten Risikobegriff nicht nur zugelassen, sondern im Sinne einer Ausrichtung der Bemühungen ins Zentrum gerückt.

Bei der Beschreibung von ökologischen Risiken lassen sich, den drei Orientierungen entsprechend, folgende Verfahren unterscheiden:

1. Beschreibung der potentiellen Umweltschadensereignisse (Risikostatistik) und deren ökologischen Folgen (zB. Öko-Toxikologie). Dies entspricht der Ereignisorientierung.

2. Beschreibung von Umweltveränderungen (probabilistische Extrapolation), die zu potentiellen Schadensereignissen mit ökologischen Folgen führen können (zB. Schadstoffakkumulationen oder Versauerung). Dies entspricht der Verlaufsorientierung.

3. Aufrechnung gleichartiger, auch kleiner Schadensereignisse und -potentiale und Bewertung der Schadensbilanz sowie deren ökologischen Folgen (zB. Aufsummierung aller Flächenverluste durch den Strassenbau in Relation zur landwirtschaftlichen Nutzfläche). Dies entpricht der Bilanzorientierung.

Die eingeforderte Kombination der drei Orientierungen, sowie der positiven und negativen Risikophilosophie wurde im Rahmen einer ökologischen Risikobewertung, welche im nachfolgenden Fallbeispiel dargestellt ist, angewandt.

2. Die Bewertung der Schadstoffbelastung von Böden in der Umgebung eines Stahlwerks als Fallbeispiel einer ökologischen Risikobewertung

Das Projekt wurde im Auftrag des Kantons Solothurn, Schweiz, für das Amt für Umweltschutz durchgeführt und ist ein Bestandteil des kantonalen Bodenschutzkonzeptes (Volkswirtschafts Departement des Kt. Solothurn, 1992). Zielsetzungen waren die Kenntnisse über die Bodenbelastung in der Umgebung eines seit über 100 Jahren betriebenen Stahlwerks zu vervollständigen, das Belastungsgebiet abzugrenzen und die Böden hinsichtlich ihrer Eigenschaften und Bewirtschaftungsformen zu charakterisieren. Damit sollten Grundlagen für die Anordnung von Massnahmen zum Schutz erstens und vordringlich der Bevölkerung und zweitens der Böden hinsichtlich ihrer ökologischen und ökonomischen Funktionen geschaffen werden. In Tabelle 1 sind stichwortartig die ausgeführten Arbeiten und die Ergebnisse dargestellt.

2.1. Aufnahme der Daten

Die Aufnahme der Daten wurde schrittweise entworfen und durchgeführt. Das Abwechseln von Untersuchungsplanung, Feldarbeit und Auswertung wurde bei der Darstellung des Fallbeispiels beibehalten, weil nur auf diese Weise die Methodik des interaktiven und für jeden konkreten Fall spezifizierten Vorgehens nachvollzogen werden kann. Im Einzelnen wurde weitgehend entsprechend den Empfehlungen der AG Boden (1994) vorgegangen. Bei der Festlegung des Umfanges der Datenaufnahme wurde eine optimale Abstimmung zwischen finanziellem Aufwand und Informationszuwachs gesucht. Erklärtes Ziel war, nicht alle Probleme erschöpfend zu untersuchen, sondern Lösungen zu erarbeiten, welche Handlungsprioritäten aufzeigen und eine Grundlage für vertiefende und nach Bedarf durchgeführte Detailstudien zu liefern.

2.1.1. Auswertung bereits vorhandener Daten der Bodenschutzfachstelle (A1 Vorarbeiten I)

Mit den bereits verfügbaren Daten und Informationen wurde eine auf den topographischen und geologischen Karten basierende Konzeptkarte erstellt und die maximale Ausbreitung der Schadstoffe extrapoliert (A1.1). Das potentiell belastete Untersuchungsgebiet umfasste eine Fläche von beinahe 30km2. Innerhalb dieser Fläche fallen die Schwermetallgehalte vom Zentrum (Stahlwerk) aus gesehen in allen Richtungen mehr oder weniger schnell ab. Am Rand der Belastungszone liessen sich nur noch Schwermetallgehalte finden, die gemäss Vogel et al. (1989) im Bereich der im schweizerischen Mittelland üblichen Hintergrundwerte liegen. Die Cadmium-, Blei-, Kupfer- und Zinkgehalte der Böden im Zentrum der belasteten Zone waren bis zu sechsmal höher als die damals gesetzlich geltenden Richtwerte (0.8ppm Cd, 50ppm Pb, 50ppm Cu, 200ppm Zn).

Für die Abschätzung der Risiken ist die Einstufung der Mobilität der Schadstoffe im Boden notwendig. Eine hohe Mobilität entspricht einem leichten Übergang in die Bodenlösung, einer guten Pflanzenverfügbarkeit und einem erleichterten Transport ins Grundwasser, wogegen niedrige oder geringe Mobilität einem starken Rückhalt durch den Boden in ungelöster Form entspricht. Nach Blume (1992) können die Bindungspotentiale der Böden für Schadstoffe anhand ihres pH-Wertes, ihres Tongehaltes (Bodenart), ihres Humusgehaltes und ihrer Farbe (Gehalt an Fe/Al-Oxiden) abgeschätzt werden. In Böden mit hohem Bindungspotential ist eine geringe Schadstoffmobilität zu erwarten. Solche Böden werden hier als unempfindlich gegenüber einer Schadstoffbelastung bezeichnet, weil erst eine sehr hohe Belastung zu einer Anreicherung der Bodenlösung mit Schadstoffen führt. Umgekehrt werden Böden mit geringem Bindungspotential und einer hohen Schadstoffmobilität als empfindlich gegenüber Schadstoffen bezeichnet, weil schon bei relativ geringen Belastungen eine Anreicherung der Bodenlösung mit Schadstoffen erfolgt. Die Bindungspotentiale werden nach Blume in 5 Stärken eingestuft. Böden, die Bindungspotentiale der gleichen Stufe aufweisen, werden hier als gleich empfindlich gegenüber Belastungen bezeichnet, gehören also zum selben Empfindlichkeitstyp und haben vergleichbare Kennwerte für pH, Ton, Humus und Farbe.

Eine erste hypothetische Einteilung der Böden im Belastungsperimeter in Empfindlichkeitstypen erfolgte anhand des Geologischen Atlasses der Schweiz, topographischer Karten (Massstäbe 1:25000 und 1:10000) sowie stereoskopischer Luftbilder (Massstab ca. 1:25000) der Eidg. Landestopographie. Dabei wurde angenommen, dass sich über identischen geologischen und geomorphologischen Einheiten auch vergleichbare Bodentypen und damit dieselben Empfindlichkeitstypen ausbilden. Die im Belastungsperimeter wichtigen geologischen Einheiten wurden aus dem Geologischen Atlas übernommen. Um geomorphologische Einheiten in den Karten und Luftbildern abzugrenzen, wurden zwei Kriterien, nämlich Hangneigung und Exposition eingeführt. Bei der Hangneigung wurden 3, bei der Exposition 2 Fälle unterschieden. Die Dekomposition der topographischen Karte 1:25'000 anhand dieser Kriterien, ergab eine Arbeitskarte ÆExposition und NeigungÒ. Die Überlagerung dieser Arbeitskarte mit der Konzeptkarte (A1.1) ergab eine Arbeitskarte mit 11 vorläufigen Empfindlichkeitstypen (A1.2), wobei drei Typen bereits 80 - 90% der Siedlungs- und Landwirtschaftsflächen umfassten.

Zur Bewertung der Risiken, die von einer Bodenbelastung ausgehen, sind jedoch weitere Daten zur aktuellen Bodennutzung notwendig (A1.3). Informationen über die im Gebiet voraussichtlich anzutreffender Nutzungstypen wurden anhand der Zonenpläne der Ortsplanungen, der topographischen Karten und Luftbilder ausgewertet. Anhand der Ergebnisse wurde der Klassierungsschlüssel für die Feldkartierung der Nutzung ausgearbeitet.

Die vorhandenen Unterlagen der Bodenschutzfachstelle wiesen auf verschiedene potentielle Gefährdungen hin (A1.4). Die zu Projektbeginn vorliegenden Berichte belegten:

- Bodenbelastungen durch die Schwermetalle Cd, Cu, Pb, Zn

- Beeinträchtigungen von Pflanzen durch Cadmium und Blei

- eine Anreicherung von Cd in Regenwurmkot

- eine Beeinträchtigung der Bodenatmung durch die Schwermetallbelastung

- eine Cd-Verlagerung in tiefere Bodenschichten

- Kontaminationen des Grundwassers im Untersuchungsraum mit Cd, Cr, Cu und chlorierten org. Stoffen

- Kontaminationen von Oberflächengewässern im Untersuchungsraum mit chlorierten org. Stoffen und Hg

- die Deposition von schwermetallhaltigen Stäuben (Immissionsmessungen im Untersuchungsraum)

Aufgrund dieser Berichte und von anderen Literaturangaben (Blume, 1992; Weber, 1990) wurden Gefährdungen durch die Schwermetalle Cd, Cr, Cu, Pb, Zn, Hg und durch die organischen Stoffe PAK (Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe), PCB (Polychlorierte Biphenyle) und Dioxine (Polychlorierte Dibenzodioxine und Dibenzofurane) vermutet. Unter Berücksichtigung der vorläufigen Nutzungstypen (A1.3) und der verfügbaren Grundwasserkarten (Gewässerschutzkarte 1:25'000, Hydrogeologische Karten; AWW Kt. SO) wurden schliesslich folgende Schutzgüter als potentiell gefährdet eingestuft:

1. die Gesundheit der ansässigen Menschen, insbesondere der Kinder (belastete Spielplätze)

2. die wirtschaftliche Prosperität im Untersuchungsraum

3. die Gesundheit von Pflanzen und Tieren (Wild- und Kulturformen)

4. die Bodenorganismen

5. das Grundwasser

6. die ökologischen Bodenfunktionen und die ÆBodenfruchtbarkeitÒ im Sinne des Schweizerischen Umweltschutzgesetzes USG

7. die Qualität der produzierten Nahrungs- und Futtermittel.

2.1.2. Feldbegehung zur Überprüfung der Konzeptkarten und zur Aufnahme der aktuellen Nutzung

Die vorläufigen Empfindlichkeitstypen der Böden wurden im Feld stichprobenartig überprüft. Von jedem Typ wurden nach Möglichkeit mehrere Flächen begangen. Dabei wurde versucht, die charakteristischen Eigenschaften der Typen, ihre Abfolge und ihre Abgrenzung im Feld zu bestätigen. Zur Ermittlung der charakteristischen Eigenschaften wurden mit einem Hohlmeiselbohrer 43 Bohrkerne bis zu einer Tiefe von maximal 100cm entnommen (Durchmesser 30mm). Protokolliert wurden die Hauptbodenhorizonte, ihre Mächtigkeit, die Bodenart der Feinerde (ermittelt anhand der Fühlprobe), der Steinanteil (Bodenskelett), der Humusgehalt (geschätzt anhand der Bodenfarbe), der pH-Wert (bestimmt mit dem Hellige pH-Meter) und der Kalkgehalt (Reaktion mit Salzsäure) (AG Boden, 1994). Die Abfolge der Typen wurde ebenfalls durch Bohrungen geprüft, während die Abgrenzungen durch Geländebeobachtungen gesichert wurden. Im Waldbereich wurden zusätzlich Waldbodenkarten des Umweltschutzamtes zur Absicherung herangezogen. Die Ergebnisse der Feldbegehung führten zu einer Zusammenfassung der vorläufigen Typen zu den sechs Empfindlichkeitstypen, die in der Tabelle 2 aufgelistet sind (A2.1). Neu wurde der Typ n eingeführt. Damit sind felsige Areale oder anthropogene Schüttungen bzw. Gruben gemeint, die von der Bewertung ausgeschlossen wurden.

Für die Feldkartierung der Bodennutzung (A2.2) wurden die Grundbuchpläne im Massstab 1:5Õ000 und die Grundkarte der Schweiz im Massstab 1:10'000 verwendet. Als feinste Kartierungseinheiten wurden die Parzellen der Grundbuchpläne bestimmt. Die Nutzungstypen wurden so festgelegt, dass sie für eine ganze Parzelle gelten, entsprechend wurde jeder Parzelle ein bestimmter Nutzungstyp zugeordnet. Bei grossen Parzellen mit mehreren Nutzungstypen oder bei der Zusammenfassung von mehreren Parzellen wurde der dominierende Typ zugeordnet.

2.1.3. Entnahme und Analyse von Bodenproben

Gestützt auf die Konzeptkarte sowie die Feldkarten der Bodenempfindlichkeits- und Bodennutzungstypen, wurden die Standorte für die Entnahme von Bodenproben festgelegt. Berücksichtigt wurden hierbei:

- die Distanz vom Emissionsschwerpunkt (= geometrischer Schwerpunkt der Stahlwerkskamine)

- Richtung bezüglich des Emissionsschwerpunktes

- die drei wichtigsten Nutzungstypen Acker-Wiese-Weide, Garten, Wald

- alle sechs Bodenempfindlichkeitstypen

Die Probenahmestellen wurden auf den Schnittpunkten von radialen Strahlen und konzentrischen Kreisen angeordnet, so dass einerseits die Distanzabhängigkeit der Schadstoffbelastungen vom Emissionsschwerpunkt und andererseits der Einfluss der Windrichtungen geprüft werden konnte. Diese Planungsgeometrie, die ein verdichtetes Messnetz im Zentrum der Belastungszone aufweist, wurde der erwarteten Steilheit der vom Zentrum abfallenden Schadstoffgradienten angepasst. Berücksichtigt wurden zudem die Nutzungstypen, wobei ein Schwergewicht auf die landwirtschaftlich genutzten Böden gelegt wurde. Sämtliche Bodentypen sind etwa entsprechend ihrer relativen Flächenanteile vertreten. Insgesamt wurden an 60 Stellen 61 Bodenproben und 11 Sandproben aus den Sandkästen aller öffentlichen Spielplätze und Kindergärten der betroffenen Gemeinden entnommen.

Die Bodenproben wurden erstens hinsichtlich der vermuteten Schadstoffe und zweitens hinsichtlich der Faktoren, welche die Mobilität der vermuteten Schadstoffe bestimmen, analysiert (Tabelle 3). Bei den Sandproben wurden lediglich die Schadstoffgehalte bestimmt. Die sehr kostspieligen Analyse der Dioxine wurde zunächst weggelassen und vom Ergebnis der PAK und PCB-Analysen abhängig gemacht. Die Entnahme und Dokumentation von Bodenproben erfolgte nach den Vorschriften von BUWAL und FAC (1987). An jedem Standort wurden auf einer Fläche von 100m2 mit einem Hohlmeiselbohrer (Durchmesser 18mm) 25 Einzelproben vom Oberboden (0-20cm) entnommen und zu einer Mischprobe vereinigt. Sandproben wurden mit Hilfe einer Polyethylen-Schaufel entnommen, wobei jeweils 10 Einzelproben zu 100ml von verschiedenen Stellen der Sandkästen zu einer Mischprobe vereinigt wurden. Im weiteren wurden die Sandproben gleich wie die Bodenproben behandelt. Die Vorbereitung sämtlicher Proben erfolgte einheitlich nach den Vorschriften der FAC (1989), ebenso die Durchführung der Schwermetallanalysen und die Bestimmungen der Bodenkennwerte. PAK und PCB wurden nach der US EPA Methode 625 analysiert. Die Auswahl der quantifizierten Einzelstoffe (Tabelle 4) entspricht der Niederländischen Liste (Rosenkranz et al., 1990) und der FAC/BUWAL-Liste zur Prüfung von schadstoffbelastetem Bauaushub (FAC/BUWAL, 1993). Die Darstellung der wichtigsten Ergebnisse der Bodenanalysen erfolgt im Rahmen des nächsten Abschnittes.

2.2. Auswertung und Validierung der Daten

Der durch die eingeschränkten finanziellen Mittel bedingte, relativ geringe Datenumfang, liess keine umfassenden geostatistischen Analysen der Daten zu. Um die wahrscheinlichsten räumlichen Muster (Verteilung und Varianz, Distanzabhängigkeit vom Emissions- oder Belastungsschwerpunkt) der Bodeneigenschaften und der Schadstoffgehalte zu ermitteln, wurden Methoden der beschreibenden Statistik und der Regressionsanalyse eingesetzt.

2.2.1. Abgrenzung und Charakterisierung der Bodenempfindlichkeitstypen

Die Abgrenzung der Bodenempfindlichkeitstypen (B1.2), abgeleitet aus der Geologie, der Topographie und den Feldbeobachtungen (A1.2, A2.1), wurde mittels der Labordaten kontrolliert. Die Resultate der empfindlicheren Laboranalysen machten teilweise Korrekturen bei der Abgrenzung der kalkhaltigen Böden notwendig. Hinsichtlich aller anderen Bodeneigenschaften ergaben sich keine Widersprüche zwischen den Feldbeobachtungen und den Laboranalysen..

Die 6 Bodenempfindlichkeitstypen innerhalb des Belastungsperimeters wurden durch die in der Tabelle 5 aufgeführten Mittelwerte für den Oberboden von 0-20 cm charakterisiert (B1.1). Berücksichtigt man die Varianz der Bodenkennwerte innerhalb eines Empfindlichkeitstyps, lassen sich die unter Al, AlW, Gs und PGsW zusammengefassten Böden nach den Einteilungskriterien von Blume (1992) der gleichen Empfindlichkeit gegenüber allen Schadstoffen zuordnen. Beim Typ Ghl wird durch die Mittelwerte die Rückhaltekapazität für Cd und Zn auf einem Teil der Fläche etwas zu hoch, beim Typ Ps hingegen die Rückhaltekapazität für Cd, Zn, Cu und Pb teilweise zu tief eingeschätzt. Das Ausmass der Fehlbeurteilung wurde jedoch als gering eingestuft und die Verwendung der Mittelwerte zur Ableitung der Empfindlichkeitstypen beibehalten.

2.2.2. Art und Verteilung der risikorelevanten Schadstoffe

Die Analyse der Schadstoffe (B2.1-5, Tabelle 6) ergab, dass an insgesamt 35 Standorten Richtwerte bzw. Referenzwerte überschritten waren und dass die Schadstoffe Pb, Cd, Zn Cu und PAK zu den relevanten Risikostoffen im Untersuchungsraum gehören (B2.3, B2.5, Tabelle 6). Alle Standorte mit erhöhter Schadstoffbelastung lagen in nächster Nähe des Stahlwerkes in zwei Gemeinden. An 7 weiteren Standorten wurden Richtwertüberschreitungen bei den löslichen Gehalten der Schwermetalle Cd und Zn registriert, welche aber der allgemeinen Bodenversauerung (saurer Regen) zuzuschreiben sind.

Die Analyse der löslichen Schwermetallgehalte zeigte, dass nur die kalkfreien Empfindlichkeitstypen Ps, Gs und PGsW eine verminderte Rückhaltekapazität für Cd, Zn und Pb aufwiesen (Tabelle 6). Diese Ergebnisse (B2.2) bestätigten weitgehend die Anwendbarkeit der Rückhaltekapazitätsklassierung der Böden nach dem Modell von Blume (1992). Eine Nachuntersuchung an 17 ausgewählten Beprobungspunkten im Schwerpunkt der Schwermetall- und der PAK-Belastung ergab, dass von der Dioxinbelastung im Untersuchungsraum ausserhalb des Stahlwerkareales keine Gefährdung ausgeht (B3.2). Sämtliche Messwerte lagen weit unter dem Richtwert des Deutschen BGA von 5ng I-TEQ/kg TS (Bundesumweltministerium, 1992).

Bei den Schwermetallen Cd, Cu, Pb und Zn konnte eine stetige Abnahme der Totalgehalte in den Böden mit zunehmender Distanz vom Stahlwerk beobachtet werden. Diese Distanzabhängigkeit war, wie Regressionsanalysen zeigten, bis auf eine Entfernung von rund 1000m signifikant. Es wurde angenommen, dass diese Schwermetalle homogen verteilt sind und dass sich der Totalgehalt im Boden aus der Distanz zum Stahlwerk ableiten lässt. Bei den organischen Schadstoffen PAK und PCB konnte keine solche Distanzabhängigkeit beobachtet werden. Eine Nachuntersuchung mit einem verdichteten Messnetz ergab, dass das Zentrum der PAK-Belastung in der Ortsmitte einer der betroffenen Gemeinde lag und punktuell sehr hoch sein konnte (B3.1). Die Datenanalysen zeigten, dass mit dem verdichteten Messnetz die maximale Varianz und die Verteilung der PAK-Gehalte mit hoher Wahrscheinlichkeit und in guter Näherung erfasst wurde (B2.4).

2.2.3. Kartierung der Schadstoffverteilung

Durch die Analyse der Schadstoffdaten wurde bestätigt, dass die Interpolation von Schadstoffgehalten zwischen zwei Messpunkten zulässig ist und dass die Interpolationsfehler mit einer hohen Wahrscheinlichkeit bestimmbar sind. Damit sind die Voraussetzungen für die Berechnung von Schadstoffgehaltsisolinien (Linien gleicher Schadstoffgehalte, analog zu Höhenlinien) und für die Abgrenzung von Flächen mit bekannten Schadstoffgehaltsbereichen gegeben. Diese wurden für die risikorelevanten Schadstoffe Cd, Cu, Zn, Pb und PAK berechnet und auf einer Karte dargestellt (B4.1-2).

Der interpolierte Linienzug zwischen den peripheren Standorten mit einer Richtwert- oder Referenzwert-überschreitung und den nach aussen gelegenen Nachbarstandorten ohne Richtwert- oder Referenzwertüberschreitung wurde schliesslich zur Begrenzung der effektive Ausdehnung der risikorelevanten Schadstoffbelastung benutzt. Dieser Linienzug war identisch mit der Hüllkurve um die 50 ppm Isolinie für Pbtot, die 0.2ppm Isolinie für PAK und 30 ppb Isolinie für Cd-löslich. Alle Standorte mit RW-Überschreitungen lagen innerhalb dieser Hüllkurve. Damit liess sich abschliessend feststellen, dass für die Bewertung der Risiken eine Fläche von ca. 16km2 ausreichen würde (B2.1).

2.3. Risikobewertung mit SolRisk©

2.3.1. Das Bewertungsmodell

SolRisc© wurde als Modell zur umfassenden Bewertung der Risiken für Mensch, Tier, Pflanze und Grundwasser, die von schadstoffbelasteten Böden ausgehen, entwickelt (C1). Mit diesem Modell können Aussagen über die Nutzungseignung von belasteten Böden und Konflikte in Bezug auf die aktuelle Nutzung gemacht werden. Es entspricht dem Modelltypus ÆExpertensystemÒ (Breckling et al., 1996) und besteht im Prinzip aus einem hierarchischen System von Regeln, welches Risikoanalyse und -bewertung vereint.

ÆDer Einsatz von Expertensystemen in der Ökosystemforschung steht bisher noch am Anfang. Als Unterstüzungsinstrument zur Beurteilung komplexer Situationen, zum Zwecke der Planungsunterstützung und zur Abschätzung von Eingriffen in das ökologische Gefüge werden sie jedoch in der Zukunft von herausragender Bedeutung sein. (Brecckling et al., 1996)Ò

Für die Anwendung des Risikobewertungsmodells SolRisc© werden folgende Daten benötigt, wobei die Bodendaten mittels Feld- oder Laboranalysen erhoben werden können:

1. Bodendaten (pH-Wert, Gehalt an organischer Substanz, Ton-Gehalt, Bodenfarbe)

2. Schadstoffgehalte

3. Angaben zur aktuellen Bodennutzung

Das Risikobewertungsmodell SolRisc© ist ein Regelwerk, welches anhand der obgenannten Daten Aussagen über die Gefährdung von Mensch und Umwelt liefert. Insgesamt werden im Modell 16 verschiedene Gefährdungspfade (Tabelle 7) für die anorganischen Schadstoffe (Schwermetalle) Pb, Cu, Zn und Cd und für die organischen Schadstoffe PAK und Dioxine beschrieben. Die Bewertungen der Risiken R1 bis R15 wurden auf der Grundlage bekannter Transfermodelle und toxikologischer Daten (Tabelle 7) für die erwähnten Schadstoffe entwickelt (Laczko, 1996). Für die Bewertung des Risikos R16 einer Grundwasserkontamination wurde der Vorschlag von Blume (1992) übernommen. Die Risiken entlang jedes Gefährdungspfades werden mit einer vierstufigen Skala (1) kein Risiko, (2) keine Bewertung, (3) mögliches Risiko, (4) sicheres Risiko klassiert.

2.3.2. Bewertungsbeispiel

Im Beispiel der Tabelle 8 wird das Erkrankungsrisiko für Schafe, die im betrachteten Areal weiden, geschätzt. Die Schwellenwerte basieren auf tiertoxikologischen Daten und auf Studien über die Anreicherung der Schadstoffe in der Nahrungskette, hier die Schadstoffaufnahme der Futterpflanzen aus dem Boden und der Schafe aus den Futterpflanzen. Die Bewertung der aktuellen Schadstoffgehalte im Boden erfolgt durch den Vergleich mit zwei Schwellen-Bereichen SB1 und SB2 gemäss folgender Skala:

1. Schadstoffgehalte unterhalb des Schwellenbereichs: kein Risiko -> (-)

2. Schadstoffgehalte im Schwellenbereich: Risiko möglich -> (+/-)

3. Schadstoffgehalte oberhalb des Schwellenbereichs: Risiko gegeben -> (+)

Der Vergleich mit aktuellen, flächenbezogenen Schadstoffdaten führt zu Ergebniskarten mit den Themen Risiko, Nutzungseignung und Konflikte. Die Bestimmung der Nutzungseignung für das Beispiel (Tabelle 8, Pfad 15) erfolgt auf der Grundlage der Risikoklassierung nach folgendem Muster:

Æ Flächen ohne Riskiko (-) oder mit einem geringen Risiko (-/+) sind für alle Nutzungen geeignet

Æ Flächen mit einem gegebenen Risiko (+) sind eingeschränkt für die landwirtschaftliche Nutzung geeignet. Die Einschränkung betrifft die Nutzung als Futterfläche für Schafe.

2.3.3. Die Integration der flächenhaften Daten und des Risikobewertungsmodelles unter einem GIS

Die Auswertung von komplexen, umfangreichen Bodendaten und -karten wird durch eine Verknüpfung von Geographischen Informationssystemen (GIS), Modellen und Datenbanken wesentlich erleichtert (Scheuß, 1996). Deshalb wurden sämtliche Projektkarten und -daten digital erfasst und mit dem GIS ARCINFO® und der Datenbank dBase® verwaltet, sowie die Regeln des Risikobewertungsmodelles SolRisc© auf der Datenbank dBase® implementiert.

Bei der computergestützten Auswertung wurden zunächst für sämtliche risikorelevanten Schadstoffe und für jeden Pfad R1 bis R16 eine Riskokarte berechnet. Bei den Gefährdungspfaden, die einen Tansfer der Schadstoffe vom Boden in die Pflanzen beinhalten, wurden jeweils zwei Fälle dargestellt: Variante SB1 mit geringem Transfer in die Pflanzen, und die Variante SB2 mit hohem Transfer in die Pflanzen (Tabelle 8). Die Überlagerung zweier oder mehrerer Risikokarten führte weiter zu zusammenfassenden Risikokarten bis zu der Gesamtrisikokart, in denen sämtliche Schadstoffe und Gefährdungspfade berücksichtigt sind. Aus dieser Gesamtrisikokarte wurde anschliessend die Karte der Nutzungsbeschränkungen abgeleitet und in einer Eignungskarte dargestellt. Die Überlagerungen dieser Karte mit der virtuellen Nutzungskarte (Parzellenkarte mit aktuellen Nutzungsvermerken) ergab schlussendlich eine parzellengenaue Konfliktkarte für die im Belastungsraum liegenden Gemeinden.

2.3.4. Ergebnisse der GIS gestützten Risikoanalyse

Neben den Richtwertüberschreitungen wurden im Untersuchungsraum weitere konkrete Gefährdungen durch die Schadstoffe im Boden ermittelt:

Æ Die Bodenorganismen und die ÆBodenfruchtbarkeitÒ, im Sinne der Definition des schweizerischen Umweltschutzgesetzes USG, sind sicherlich in der Kernzone durch die vier Schwermetalle Cadmium, Kupfer, Blei und Zink beeinträchtigt (R2). In der Randzone ist eine Beeinträchtigung der Bodenorganismen durch Kupfer und lösliches Zink und in den Waldböden durch lösliches Zink nicht auszuschliessen.

Æ In weiten Bereichen mit Richtwertüberschreitungen, einschliesslich der Waldböden, ist die uneingeschränkte Wiederverwendung von abgeschältern Oberboden (Bauaushub, R3) nicht mehr möglich.

Æ In der Kernzone können Kleinkinder durch Zink infolge einer einmalige Erdaufnahme vergiftet werden (R6).

Æ In der Kernzone und in grossen Teilen der Randzone ist eine chronische Vergiftung von Kleinkindern durch Blei nicht auszuschliessen (R7).

Æ In der Kernzone ist die Gesundheit von weidenden Schafen möglicherweise durch Kupfer und Blei gefährdet (R9).

Æ In der Kernzone ist eine Beeinträchtigung der Vegetationsdecke durch Zink sicher. In der Randzone ist eine Beeinträchtigung durch Kupfer nicht auszuschliessen. Bei zunehmender Bodenversauerung würde sich die Situation verschärfen. Dann wären Beeinträchtigungen zusätzlich durch Blei und Cadmium möglich (R11).

Æ Eine Belastung von pflanzlichen Lebensmitteln mit Kupfer und Zink ist in der Kernzone möglich. Bei sauren Gartenböden in der Kern- und Randzone zusätzlich mit Blei und Cadmium (R12).

Æ Eine für Rinder unverträgliche Belastung von Futtermitteln mit Kupfer und Zink, ist in der Kernzone, bei sauren Böden bzw. bei zunehmender Bodenversauerung auch in der Randzone möglich (R14).

Æ Eine für Schafe unverträgliche Belastung von Futtermitteln mit Kupfer ist in der Kernzone sicher, mit Kupfer und Zink in der Randzone und bei sauren Böden bzw. bei zunehmender Bodenversauerung auch in der weiteren Umgebung möglich (R15).

Æ Grundwasserkontaminationen durch alle Schwermetalle sind in den Zonen, wo geringe Grundwasserüberdeckungen (weniger als 1m) und saure Böden aufeinandertreffen sicher. Ob dies zu Grenzwertüberschreitungen beim Trinkwasser führt, bleibt zu überwachen.

Æ In der Randzone ist eine Beeinträchtigung der Bodenorganismen durch PAK möglich( R2).

Æ In der Kernzone ist eine chronische Vergiftung von erwachsenen Menschen durch PAK nicht auszuschliessen (R5).

Æ In der Kern- und Randzone ist eine chronische Vergiftung der Kleinkinder durch PAK nicht auszuschliessen (R7).

Æ In der Kernzone könnte das Fleisch von Kleintieren zu stark mit PAK belastet sein (R10).

Æ In der Kernzone könnten pflanzliche Nahrungsmittel zu stark mit PAK belastet sein (R12).

Æ Grundwasserkontaminationen durch PAK sind in den Zonen mit geringer Grundwasserüberdeckung (weniger als 1m) möglich. Ob dies zu Grenzwertüberschreitungen beim Trinkwasser führt bleibt zu überwachen. (R16)

Aus der Risikobewertung lassen sich Nutzungseignungen der Böden ableiten. Die Regeln, die im Projekt verwendet wurden, sind in Tabelle 9 aufgeführt. Der Vergleich der aktuellen Nutzungen aller Parzellen mit ihrer Nutzungseignung ergab, dass praktisch alle bestehenden Spielplätze Konfliktzonen sind. Weitere Konflikte wurden in der Kernzone der Schadstoffbelastung bei den Nutzungen als Garten und bei der landwirtschaftlichen Nutzung ermittelt.

Neben der Nutzungseignung lassen sich aus der Risikobewertung auch Massnahmen zur Schadensabwehr und Konfliktbehebung ableiten. In Tabelle 10 sind Vorschläge zur Ergreifung von Massnahmen aufgelistet, die gemäss den bestehenden gesetzlichen Grundlagen begründet oder für die Behörden verbindlich sind. Bei den ÆhartenÒ Massnahmen (Einschränkungen, Verbote, Sanierungsverfügungen, Umnutzungsverfügungen) ist jeweils die wichtigste gesetzliche Grundlage in der Tabelle genannt. Gehen von den Pfaden 11 - 15 mögliche oder sichere Risiken aus, so ist vor der Ergreifung einschränkender Massnahmen eine Kontrolle der Schadstoffgehalte in Pflanzen und in Tiergeweben notwendig. Hinsichtlich des Spielsandes in Sandkästen wurde als Massnahme ein jährlicher Austausch empfohlen.

Schon Schutzmassnahmen, die in erster Priorität die Gesundheit der ansässigen Menschen zum Ziel haben, ziehen Einschränkungen in der Bodennutzung nach sich. Die resultierenden wirtschaftlichen Kosten und Verluste treffen die Landwirtschaft, die Bauwirtschaft und auch die Kommunen. Damit wäre als letztes Gefährdungsgut die wirtschaftliche Prosperität und die politische Kultur der betroffenen Gemeinden zu nennen. Es ist zwar möglich technische Hinweise und Begründungen zu den notwendigen oder prioritären Massnahmen zu geben, aber die konkrete Umsetzung muss in jedem Falle mit den Betroffenen zusammen erarbeitet werden. Als allgemeine Regel lässt sich festhalten, dass nur eine gute Information der Betroffenen die Einsicht und eine erfolgreiche Umsetzung der notwendigen Massnahmen sichert. Wesentlich ist auch die Aufbereitung der Information. Diese muss für alle Adressaten verständlich sein und mit der eigenen Person bzw. Körperschaft in Verbindung gebracht werden können (Granger et al.,1992). Weiter muss es gelingen, ÆversteckteÒ ökologische Risiken, die nicht in Kauf genommen werden dürfen, weil die möglichen Spätfolgen unvereinbar mit der allgemein erwünschten Sicherung bestimmter Lebensqualitäten sind, sichtbar und damit diskutierbar zu machen.

3. Schlussfolgerungen

Das Modell SolRisc wurde im Rahmen eines Auftrages des Kantons Solothurn entwickelt und angewendet (Laczko, 1996). Innerhalb des Belastungsgebietes von 16 km2 um ein Stahlwerk wurden die Böden hinsichtlich ihrer Empfindlichkeit gegenüber Schadstoffen (Schwermetalle und organische Schadstoffe) sowie ihrer Nutzung eingeteilt und gruppiert.

Neben der Verteilung der Schadstoffe, wurde deren Ausbreitung durch Bauaushub, Abschwemmung und Versickerung, sowie die Veränderung der Schadstoffmobilität durch die drohende Bodenversauerung berücksichtigt. Dies entspricht der im ersten Abschnitt angeführten Verlaufsorientierung. Nicht nur die aktuellen Schadstoffgehalte, sondern auch künftige Entwicklungen und Entwicklungspotentiale flossen in die Bewertung ein.

Die flächendeckende Bewertung der aktuellen Schadstoffgehalte erfolgte durch Vergleich mit Risikoschwellenwerten, das heisst toxikologischen und ökotoxikologischen Schwellenwerten bzw. gesetzlichen Richt- oder Grenzwerten. Dieser Bewertung folgte die Ableitung der Eignung und der Konflikte zwischen Eignung und aktueller Nutzung. Im Sinne einer Bilanzorientierung wurden sämtliche Parzellen und Risiken aufsummiert und gemeinsam betrachtet.

Im Sinne einer Ereignisorientierung wurden in Konfliktfällen die potentiellen Schäden erwogen und zur Konfliktlösung Nutzungseinschränkungen oder Massnahmen zur Abwehr von Krankheiten, Ertragsausfällen oder anderer ÆKatastrophenÒ vorgeschlagen.

Das Modell SolRisc verfolgt einen probabilistischen Ansatz. Ausgehend von gemessenen (oder auch angenommenen Bodenkontaminationen) und unter Berücksichtigung der Bodennutzung wird ein potentieller Schaden extrapoliert. Als Schäden gelten Beeinträchtigungen der Gesundheit von Mensch, Tier und Pflanze sowie der Bodenfunktionen (ÆBodenfruchtbarkeitÒ). Sind Schäden nicht auszuschliessen, so wird eine nicht tolerierbare Risikolage (sicheres Risiko) ausgewiesen, welche verhindert werden muss. Das Modell SolRisc liefert Entscheidungshilfen im Sinne einer negativen Risikophilosophie, was auch bedeutet, dass Massnahmen vorgeschlagen werden, bevor ein Schaden eintritt. Das Ziel ist letzlich eine Vermeidung von Gefahren, welche zu irreparablen Schäden führen, und dann nur noch durch eine Bodensanierung per Bodenaustausch behebbar wären. Die hier vorgestellte Risikobewertung wurde vom Umweltschutzamt des Kantons Solothurn bereits umgesetzt und dient weiterhin als Entscheidungsgrundlage bei der Konfliktlösung in schadstoffbelasteten Gebieten..

Danksagung

Diese Arbeit entstand im Rahmen eines Auftrag des Kantons Solothurn. Besonderer Dank für die grossartige Unterstützung gebührt den Herren Dr. F. Borer und Dr. A. Adam vom Amt für Umweltschutz. Mein Dank gilt auch den zahlreichen Arbeitskollegen und Mitarbeitern der Firmen Solvit, AGBA AG und Carbotech AG, sowie den Professoren R. Schulin (ETH Zürich) und H. Webster für ihre wertvollen Hinweise, den beiden anonymen Lektoren für die wertvollen Anmerkungen und Frau A.E. Schwarz, für ihre unentbehrliche Hilfe bei der Überarbeitung des Manuskripts.

Literatur

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Weber H. H., 1990. Altlasten. Springer Verlag, Berlin.

(Ende der Einführung)

Gefährdungspfade, Risikoarten und gefährdete Güter

Die aktuelle Version von SolRisc umfasst die folgenden 16 Gefährdungspfade:

R Gefährdungspfad	Art des Risikos	Gefährdetes Gut
1 Schadstoffeintrag -> Boden	Belastung	Boden
2 Boden -> Bodenorganismen	Hemmung oder Sukzession oder Akkumulation	Biozönose
3 Boden -> Boden (Aushub, Verschleppung, Erosion)	Kontamination sauberer Kulturerde	Boden
4 Boden -> Mensch = Erwachsener	direkte, einmalige orale Bodenaufnahme Akute Vergiftung	Menschliche Gesundheit
5 Boden -> Mensch = Erwachsener	direkte, chronische orale Bodenaufnahme Chronische Vergiftung	Menschliche Gesundheit
6 Boden -> Mensch = Kleinkind	direkte, einmalige orale Bodenaufnahme Akute Vergiftung	Menschliche Gesundheit
7 Boden -> Mensch = Kleinkind	direkte, chronische orale Bodenaufnahme Chronische Vergiftung	Menschliche Gesundheit
8 Boden -> Tier = Rind	direkte, orale Bodenaufnahme Chronische Vergiftung	Tiergesundheit
9 Boden -> Tier = Schaf	direkte, orale Bodenaufnahme Chronische Vergiftung	Tiergesundheit
10 Boden -> Tier = Kleintier -> Mensch = Erwachsene	direkte, orale Bodenaufnahme durch Tiere, Akkumulation im Fleisch	Nahrung bzw. menschliche Gesundheit
11 Boden -> Pflanze = Vegetation	Hemmung oder Sukzession oder Akkumulation	Natürliche Vegetation
12 Boden -> Pflanze = Nahrung -> Mensch = Kleinkind	Akkumulation in der Pflanze	Nahrung bzw. menschliche Gesundheit
13 Boden -> Pflanze = Futter -> Tier = Kleintier -> Mensch = Erwachsener	Akkumulation im Fleisch	Nahrung bzw. menschliche Gesundheit
14 Boden -> Pflanze = Futter-> Tier = Rind	Akkumulation imFutter	Tiergesundheit, Rind
15 Boden -> Pflanze = Futter-> Tier = Schaf	Akkumulation imFutter	Tiergesundheit, Schaf
16 Boden -> Grundwasser (= GW)	Kontaminationdes GW	Grundwasser = Trinkwasser

Beispiel: Bewertung des Gefährdungspfades R15

Geschätzt wird das Erkrankungs-Risiko für Schafe, die im betrachteten Areal weiden (würden). Die Bewertung der aktuellen Schadstoffgehalte im Boden erfolgt durch den Vergleich mit zwei Schwellenwerten bzw. Schwellen-Bereichen SB1 und SB2 (SB1 steht für Verhältnisse bzw. Pflanzen mit geringer Schadstoffaufnahme, SB2 für Verhältnisse und Pflanzen mit hoher Schadstoffaufnahme) gemäss folgender Skala:

- Schadstoffgehalte ganz unterhalb der Schwellen-Bereiche: kein Risiko (-)

- Schadstoffgehalte überschneidend mit einem Schwellen-Bereich: Risiko möglich (+/-)

- Schadstoffgehalte ganz oberhalb beider Schwellen-Bereiche: Risiko gegeben (+)

Die Schwellenwerte basieren auf tiertoxikologischen Daten und auf Studien über die Aufnahme der Schadstoffe durch Futterpflanzen aus dem Boden und durch Schafe aus Futterpflanzen.
Die aktuelle Version von SolRisc umfasst Schwellenwerte für die folgenden Schadstoffe:

PAK, Dioxine, Pb tot, Pb lösl, Cu tot, Cd tot, Cd lösl., Zn tot und Zn lösl..

Der Vergleich mit aktuellen, flächenbezogenen Schadstoffdaten führt zu Ergebniskarten mit den Themen Risiko, Eignung (bzw. Nutzungseinschränkung) und Konflikte.
Die Bestimmung der Nutzungseignung für Pfad 15 erfolgt auf der Grundlage der Risikobewertung nach folgendem Muster:

- Flächen ohne Riskiko oder mit einem möglichen Risiko sind für alle Nutzungen geeignet (vorbehältlich von Einschränkungen aufgrund weiterer Risikofaktoren)

- Flächen mit einem gegebenen Risiko sind eingeschränkt für die landwirtschaftliche Nutzung geeignet. Die Einschränkung betrifft die Nutzung als Futterfläche für Schafe.

Die Konfliktkarte wird aus der Ueberschneidung der heutigen Nutzung mit der Nutzungseignung bzw. mit der Nutzungseinschränkung abgeleitet.

Nachfolgende Ausschnitte solcher Ergebniskarten zum Pfad 15 (Teilergebniskarten) und zu der Zusammenfassung aller Pfade (Gesamtergebniskarten) sind nur auf Anfrage erhältlich (solvit@solvitweb.ch).

Ausschnitt Risikokarte zum Pfad 15

Ausschnitt Eignungskarte zum Pfad 15

Ausschnitt Konfliktkarte zum Pfad 15

Ausschnitt Risikokarte für Mensch, Tier, Pflanze und Boden

Ausschnitt Eignungskarte für Mensch, Tier, Pflanze und Boden

Ausschnitt Konfliktkarte für Mensch, Tier, Pflanze und Boden

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