Zbl. Bakt. Abt. II, Bd.130, S. 251·21'4 (l!Ji5)

[Fachbnl'eich Biologie del' UniverRitat Hamburg]

Beeinflussung der biologischen Aktivitat 1m Boden durch Erd­und Stadtgas

Karl-Heinz Kroger

~Iit 16 Abbildungen

Inhalt

1. 2.

Einle itung .... . . Jla te rial unrl Me thode n

251 253

3. Erg e bnisse....... 255 3.1 Die Reduktion des Mangan im Koclen :255 3.1.1 Die R eduktion des Mn bei El'dgaseinwil'kung . :!56 a.1.2 Vergle ich del' Wirkung von Erdgas mit cler von Stacltgas , CO2 UIHl Bodenvlll'llassung 257 3.1.3 Die Beeinflussung del' Mn-Reduktion . . . . . . . . . . . . . . . :259 3.2 Die mikrobiologische Akt ivitiit im Boden be i Beaufschlagung. . . . . . . . . . 26:2 3.2.1 Die Veriinderung del' Zusammenset7.llng del' Gasatmosphare iibe]' don Erdproben wiih-

rend del' Beaufschlagung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 263 3.2.2 Die Veranderung del' Bodenatmung be i Beaufschlagung . . . . . 26:~

3.2.3 Die Vel'anderung del' Dehydrognnase-Aktivitat bei Beaufschlagung 264 3.3 Die R eoxidation (les redm:iorten Mangan im Boclon bei Beliiftung . 26i 3.3.1 Die R eox idation (les Mn nach Erdgasbeaufschlagung 26K a.3.2 Die R eoxidation des "'Ill 1Iach Sta,ltgasbeanfschlagllng. :l6R :3.3.3 Die Bee influssllng cler Yln-Reoxi,lation. :W!J 4. Diskussion .... 271 5. Zu sammenfassun g 280 6. Lite l'a t ul'. 280

1. .Einleitung

In den letzten Jahren ist die Gasversorgung der Stadte und Gemeinden in zuneh­mendem MaBe von Stadtgas auf Erdgas umgestellt worden. Dies ist u. a. auch aus Griinden des Umweltschutzes durcha us erwiinscht, da das Erdgas und seine Ver­brennungsprodukte frei von giftigen Komponenten sind.

f)chon zur Zeit der Stadtga~we['sorgung muBte mit einem durchschnittlichen Gasverlust in den Leitungen von etwa 5 % gerechnet werden (BORRIS Hl64) . Die Umstellung auf Erdgas machte aber cine Erhohung des Gasdrucks crforderlich (W'~rte fiir Hamburg s. Tabellc 1), dic einen urn das 4fache hoheren Gasverlust erwarten lief3 . Ta tsachlich stieg aber der Gasverlust urn das 8- bis lOfache (BORRIS 19(4). Nach hollandischen Angaben (SlAB 1970) war der Cbergang zum Erdgas VOIl

einem Gasverlust begleitet von durchschnittlich 4 Litem pro m2 Rohrflache und Stunde. Die :LeckgroJ3e wird hicr mit durchschnittlich 40 Liter pro Stunde angegeben. In Leer (Ostfriesland) betrugen di e Verlustc z. T . tiber 50 % del' gesamten in das Rohmetz eingegebenen Gasmellgp (Kl' HNE u. KiisTER 1967).

17'

252 K.-H. KROGER

Diese hoheren Gasverluste werden nicht durch verstarkte Korrosion der Leitungen oder durch vermehrte Belastung des Bodens durch den StraBenverkehr verursacht, sondern beruhen auf dem hoheren Arbeitsdruck und der extremen Trockenheit des Erdgases selbst, zweier Eigenschaften, die, wie Versuche der Hamburger Gaswerke zeigten, jede Stemmuffendichtung zu einem potentiellen Gasleck werden lassen.

In zeitlichem Zusammenhang mit der Umstellung del' Gasversorgung wurden aus allon betroffenen Stadten vermehrte Schaden an den StraBenbepflanzungen gemeldet. In Holland stieg die Sterblichkeit del' Baume urn 96 % (junge Baume) bzw. etwa 200 % (alte Baume) an (SlAB 1970). Diese Zahlen verweisen auf die besondere Anfalligkeit de)' Stemmuffendichtung, die sich vorwiegend noch in alten Rohrnetzen (= alte Stadtgebiete mit ausgews,chsenen Baumen) findet, wahrend jiingere Rohrnetze (= neuere Stadtgebiete mit jiingeren Baumen) in we it starkerem MaBe aus nahtlos geschweiBten Rohren bestehen. Das Alter eines Baumes hat dagegen keinen EinfluB auf seine Empfindlichkeit gegeniiber dem Erdgas (KEMPEN 1970).

Schaden an StraBenbaumen hat man auch schon bei Stadtgasversorgung beobachten konnen. Es waren aber stets Einzelfalle, die auf die giftigen Begleitstoffe des Stadt­gases, namlich CO, H 2S, HCN und Athylen (s. Tabelle 1) zuriickgefiihrt wurden. WEHMER (1918) und HITCHCOCK et a1. (1932, 1934) weisen deutlich auf die akute Giftwirkung des Stadtgases hin und erklaren so z. B. das schnelle Absterben del' Biiume, sobald dieses Gas im Wurzelbereich auftritt.

Erdgas kann dagegen als frei von giftigen Komponenten angesehen werden (SOLHEIM u. AMES 1941, GUSTAFSON 1944, PIRONE 1960). Pflanzen, die an Sauerstoff­armut im Boden angepaBt sind, scheinen durch geringe Methanmengen sogar gefordert zu werden (VLAMIS u. DAVIS 1944). Trotzdem sterben Baume mit den gleichen Symptomen wie bei StadtgaR ab, wbald Erdgas aus einer Rohrleitung in den Boden eirdringt.

Untersuchungen in Schadgebieten von Stadt- und Erdgas lieBen erkennen, daB in den geschadigten Boden eine Reihe von typischen Veranderungen auftreten, namlich eine grau-griine Verfarbung del' Ton-Lehm-Komponenten des Bodens, ein fanliger Geruch nach organischen Sauren sowie ein erhohter Gehalt an austausch­baren Kationen. Weiterhin waren die Wurzeln del' Biiume im Sehadgebiet blau­violett verfarbt. Diese Befundc legten den SchluB nahe, daB die Ursache des Baum­stt·rbens nicht die im StadtgaR enthaltenen Atmungsgifte (HCN, CO, H 2S), sondern eine Verarmung des Bodens an Sauerstoff ist.

Laborversuche (SlAB 1(70) und Ergebnisse aus dol' Praxis (BRAVERMAN et a1. 1962, KUHNE U. KOSTER 1967) zeigen bei Erdgaseinwirkung infolge del' Oxidation del' Kohlenwasserstoffe, d. h. hauptsachlich des Methans eine starke Abnahme des Sauerstoffgehalts im Boden, da 1 Molekiil CH4 2 Molekiile 02 bindet. Die Oxidation erfolgt auBerdem mit solcher Intensitat, daB oft schon wenige Meter von del' Gas­quelle entfernt kein Methan mehr nachzuweisen ist (SlAB 1970). Die hieraus resul­tierende 02-Armut des BodenR ist die eigentliche Ursache fiir die genannten Vege­tationsschaden, da bei fehlendem Sauerstoff die Wurzeln del' betroffenen Baume ersticken.

Weiterhin wird, ebenfalls als Folge des 02-Mangels, auf das Auftreten von aus­tauschbarem Mangan (Mn2+) (SCHOLLENBERGER 1930, ADAMS U. ELLIS 1960, KUHNE U. KOSTER 1967) und eine starke Zunahme del' Zahl del' Clostridien (u. a. anaerober Bakterien) im Boden hingewiesen (HARPER 1939). Aus del' zuletzt genannten Tatsache erklart sich auch del' regelmaBig beobachtete Anstieg des Gehalts an organisch gebundenclll Stickstoff solchcr Boden (HARPER Hl~~), DAVTR et a!. 1964).

Das Fehlen del' giftigen Begleitstoffe im Erdgas sowie die schnelle Umsetzung del' Kohlenwasserstoffe im Boden zu CO2 und H20 lassen cs sehr oft als schwierig er-

Beeinflus8ung cler biologischen Aktivitiit im Boden 253

scheinf:)n, Erdgas im Boden als primare Schadursache nachzuweisen . Als Beispiel seien einige Linden angefiihrt, die nach erfolgter Umstellung der Gasversorgung starke Laubfallerscheinungen zeigten. Gaschromatographische Untersuchungen der Bodenatmosphare ergaben einen Methangehalt von 0,001-0,003 %. Die zugehOrigen 02-Gehalte lagen bei 10-11 'Yo, in einem Fall bei 15 'Yo. Mit herkommlichen Gas­sptirgeraten ware hier also nur ein verringerter 02-Gehalt festgestellt worden, was jedoch auch andere Ursachen habell kann.

Die Ermittlung der Ursache eines Schadens ist aber von entscheidender Bedeutung. Ein Stra13enbaum besitzt nicht nur einen erheblichen asthetischen Wert , sondel'll hat auch eine sehr gro13e Bedeutung ftir die Verbesserung der Atemluft in den Stadten. Beides, zusammen mit den erheblichen Kosten, die ein toter Baum verursacht, macht es erforderlich, sofort Ma13na.hmen zu ergreifen, wenn ein StraBenbaum Absterbe­erscheinungen zeigt. Gezielte GegenmaHnahmen sind abel" nur dann moglich, wenn die Grtinde ftir das Absterben bekalUlt sind .

In der vorliegenden Arbeit soll daher versucht werden, Methoden aufzuzeigen, die es erlauben, einen gegebenen Schad en eindeutig auf ausstromendes Erdgas zuriick­zuftihren.

2. Material und Methoden

In den Beaufschlagungsversuehen wurden Gase folgender Zusammensetzung (in Vol.- % ) ver­wend(,t: Tabella 1. Zusammensetzung der in dell Versuchen verwendeten Gase (in Vol.- % )

H2 CO CO2

O2

Xz CH4

C2H n C2H 4

CnHm Gasbegleitstoffe (rug/m"): H 2S HCN NH3

Arbeitsdruck (mm H 20)

Stadtgas

48,8 4,4 :3 ,6 0,1

18,2 21 ,8 0,9 1,9 0,24

1,7 97

108

80 - 90

Erdgas

0,0 0,0 0,6 0,0

14,1 81,4

2,6 0,0 0,5

0,0 0,0 0,0

150 - 180 ---------------------------- ---- - ---

Die in anderen Versuehen venvendeten Gase CO2, H 2S un d H2 hatten handelsiibliche Qualitat.. Die in den Versuchen verwendete Erde stalllmt im allgeme inen vom Versuchsfeld des Instituts

fUr Angewandte Botanik in Hamburg. Sie wird a ls V-Erde bezeichnet. In e inigen Fallen wird ein mit S-Erde bezeichneter Stra13enboden verwendet.

Die Beaufschlagung der Erdproben erfoigte in 1 m langen Kunststoffrohren mi t einer lichten Weite von 144 mm. Diese Rohre waren am unteron Ende mit e iner Platte a luftdicht. verschlossen. 15 em oberhalb von a war ein Siebboden b (JO() Poten mit je 4 mm Durchmessel) e ingesetzt, auf dem die Erdproben lagerten. Die beaufschlagenrlen Gase wurden in den RaulIl zwischen a und b se itlich e in ­geleitet. Dadurch war e ine gle ichmiiJ3ige Gasverteilung gewahrleist et. Dill ei n A ustrocknen d er Erde zu vermeiden, wird das Gas V Ol' dem :B~intr itt in die VersuchsgefaJ3e in einer 'Waschflasehe ange­feuehtet. Das obere Ende de l' Hohrf' war mit e iner abnehmbaten Platte, clio VOln Gasaustritt"ohr

durchbrochen wurde, bedeckt. "Vithl'end der Beaufschlagung war die Fuge zwischen der Platte und dem Gefii13 luftdicht abgedichtet.

254 K.-H. KROGER

Diese Versuehsgeflil3e wurden bi s 15 em unter den Deckel mit Erde geflillt (die dmehstromte Erdsaule war also 70 em hoch) und be i Zimmertemperatur im Labor aufgestellt.

Zur Beaufschlagung kleiner Enlmengen erwiesen sich normale Waschflaschen als sehr geeignet. Zur Probenahme wurde das betreffende Gefal3 vollstandig entleert. Daelurch sollte vermieden werden, dal3 sieh in der Probe Verdichtungen, ungleichmal3ige Wasserverteilung oeler bevorzugte Gasstro­mWlgswege ausbildeten. Nachdem eine Teilprobe entnommen war, wurde die ubrige Erde in das Geflia zuruckgegeben. Anschliel3end wurde mit dem entsprechenden Gas J 0 Min. lang kraftig durch­gespult und dann der normale Gasstrom wieder eingestellt.

Die Stromungsgesehwindigkeit wlihl'ond del' Beaufschlagung betrug etwa 41 pro Stunde. Am Fre itagnaehmittag wurde del' Gassti'om abgesteUt und am Montagmorgen wieder angestellt (= 63 Std)_ Di€ Probenahme erfolgte zu Beginn jeder Woehe VOl' clem Wiederan stellen cles Gasstroms.

Erclproben aus Stra/3enboclen , die a uf Gassehaden untersucht werden sollten, wurden im a ll­geme inen aus einer Tiefe von 25 --30 cm entnommen. Sie wurdeJl in PVC-Tiiten aufbewahrt und am nachsten Tag untersucht. "Val' das nieht miiglich, so wurden die Proben bis zur Untersuehung im Kuhlschrank gelegert .

Zur Analyse wurden die Proben durch ein Sieb mit einer Maschenweite von 2 mm gesiebt. Stark lehmige Proben wurden mit del' Hand zerkle inert und von Wurzeln, St.e inen u. a. befreit.

Die Bestimmung des Mangangehalts erfolgte nach del' von SCHACHTSCHABEL (1957) angegebenen Me chode. Es wurden (lie boiden Fraktionen "Gesamt-Mn" ( = Mn IV + Mn II) und "Austausch­bares Mn" (= Mn II) bestimmt. Del' Gehalt an austauschbarem Mn wird in % Gesamt-Mn (Kurz­anfabe als Mn2+%) angegeben. Die Bestimmung del' Bodenatmung erfolgt nach IRERMEYER (1952 ).

Die Aktivitiit des Enzyms " Dehydrogenase" ( = D-Aktivitiit) wurde nach del' von LENHAUD (1956) entwickelten und von CARIDA et al. (1964) und THAL:\lANN (1968) verii,nderten Methode mit Hilfe von TTC (Triphenyl-Tetrazolium-Chlorid) best immt.

Dabei wurde die Konzentration nes a us dem TTC gebildeten Formazans nach del' in den "Deut­schen Einheitsverfahren . . . " (1960) angegebenen ~'ormel berechnet.

Mllthoden

1. Bestimmung des Mangan

1.1 Extraktion des Gesamt-Mn

10 g Boden werden in einem Erlenmeyerkolben mit einel Spatelspitze Aktivkohle (etwa 0,2 g), 50 rul der Lasung LIb und 50 ml de l' Lasung L 2 versetzt. Del' Ansatz bleibt im verschlossenen Kolben 2 Tage unter dreimaligem Umschutteln pro Tag stehen. AnschlioClend wird dUl'eh ein doppel­tes Faltenfilter filtriert .

1. 2 Extraktion des Austauschbaren Mn (Mn2+)

10 g Boden werden unter Zusatz e iner Spatelspitze Aktivkohle (etwa 0,2 g) mit 100 ml del' Lii:mng L 1 a 1 Std. geschuttelt. Anschliel3end wird sofort durch ein Faltenfilter filtriert , wobei nUl' die wiihrend del' erst en :30 Min. filtfl erte Losung verwendet wird.

1.3 Bestimmung des Mn im Filtrat

10 ml des Filtrats (evtl. entspt'Bchend dem Mn-Gehalt variieren) werden in einer 25-ml-Mel3kolben pir,ettiert. Ais Oxidationskatalysator- und zur Maskierung del' CI --Ionen werden 2,5 ml der Losung L :., zugesetzt. Nach Zugabe einer Spatelspitze (etwa 1 g) (NH4)2S20s erhitzt man auf dem Wasser­ba(1 auf 90-100 DC. Nimmt die Losung cine braune Farbe an, so wiederholt man die Bestimmung mil; 5 ml des Filtrats. In gleicher Weise behandelt man 10 ml del' jeweiligen Extraktionslosung zur Feststellung des Blindwertes.

Nach elem Abkuhlen fullt man die Kolben mit Losung L 4 bis zur Marke auf und mil3t die Ex­t inkt ion gegen Wasser be i e iner Wellenlange von 530 nm (z. B . Filter S 53E, Zeiss-Photometer ELKO II).

1. 4 Liisungen

L Ia In-MgS04' 7H20 (~ 123,2 gil). L l. b 2n-MgS04 • 7H20 (~ 246,4 gi l) mit 8 g Na2S03 pro Liter. L 2 0,2-n-H2S04 •

B eeinflussung del' biologischen Akt.ivitat im Boden 255

L 3 75 g HgS04 werden in 400 ml HNOs (d = 1,39) und 200 ml dest. H 20 gelost. Nach vollstan· tliger Losung werden 200 ml H 3P04 (fl = 1,7) und 0,2 g AgN03 zugegeben. Mit, dest. Wasser wird auf 1000 ml aufgefUllt ,

L 4 10 ml n-HzS04 und 10 g (NH4}zSl)s werden mit dest . Wassel' ali i 000 ml gelDs!' und, nach vollstiindiger LORung, kurz zum SiA<ion orhitzt.

2. B e'! timmung del' Dehydrogenase-A ktivitiit

2.1 Bostimmung del' D-Aktivitat

Je 3 g des zu untersuchenden Boden~ werden in vier Zentrifugenglaser (et.wa 16 mm Dureh­m esse!' ) gefu]]t. In eines del' Glaser werden 2,25 ml Phosphatpuffer pH 7,0 (Blindwert), in die ubrigen 1,75 ml Phosphat-puffer pH 7,0 und 0,5 ml einer 3% igen Losung von 2,3,5-Triphenyltetrazolium­ehloriol in dest, Wasser pipettiert. Zu Glas 3 werden zusatzlieh aus einer grad . 1 ml-Pipette 2 Tropfen (0,02 ml) Methanol, zu Glas 4 entsprechend 2 Tropfen Athanol gegeben. Die Gesamtmenge del' Flussigkeit soll den Boden so sattigen , rIaf3 naeh dem Durchmischen eine etwa 0,5 em hohe Flussig­keitsschieht uber del' Bodenoberfliiche steht. Del' Inhalt del' Glaser wird gut durchmiseht, die Glaser vel'schlossen und 24 Std. bei 25°C im Dunkeln inkubiert.

Anschlief3end wird 14 Min. be i 4000 U/min zentrifugiert. Die ubel'stehende Flussigkeit wird ab­gegos~en. Nach Zugabe von 5 ml Athanol und mehrmaligem kraftigen Umschiitteln werden die Pro­ben el'neut zentrifugiert.

DIe a lkoholische Formazanlosung wird abgegossen und be i 480 nm gegen den Blindwert in e iner 5-mm-Kiivette photometriert.

2.2 Bereehnung del' Formazan-Konzen t rat ion

Ik8 ,ug Formazan in 10 ml (bzw. 5 ml) ergeben bei einer Schiehtdicke von 10 mm (5 mm) c ine Extinktion von 1,00.

Die Dehydrogenase-Aktivitat wircl in /-lg gebildetes Formazan/l mg Troekenmassc del' Einwaage angegeben (Bestimmung del' Trockenmasse durch Trocknen bei 105 °C). Die Berechnung erfolgt nach del' Formel

E·188 --- = fig Formazan/l mg Trockenmasse

Tm

mit E = Extinktion bei 480 nm und 5 mm Schichtdicke, Tm = Trockenmasse des durch Zentrifu­gieren des Blindwertes gewonnenen Sed iments in mg.

3. Ergebnisse

3.1 B iochemische Veranderungen 'im Boden bei Beaufschlagung

lJber die biochemischen R eaktionen, die sich unter dem EinfluB von Stadtgas bz\\, . Erdgas im Boden abspieIen , Iiegen nur wenige Untersuchungen vor.

E;HRENBERG (1914) berichtet bereits uber Reduktionserscheinungen im Boden in Zusammenhang mit Stadtgasschaden. Auffallend ist in solchen FiiJIen das Auftreten groBerer Mengen von reduziertem Eisen und Mangan (SCHOLLENBERGER 1930, ADAMS u. ELLIS 1960, KUHNE U. KOSTER 1967). Dieser Befund deutet auf ein Absinken des Redoxpotentials auf etwa -150 mV hin (TAKAI u . KAMURA 1966). Weiterhin wird ein gegenuber der ungeschiidigten Umgebung erhOhter Geha lt an organisch gebun­denem C (HARPER 1939) und N (HARPER 1939, DAVIS et al. 1964, COTY 1967) in Er(lgas-geschadigten Boden festgestellt, Typisch fur Gasschaden ist auBerdem ein fauliger Geruch des Bodens (SCHOLLENBERGER 1930) sowie eine bIauvioIette Ver­farbung der in den geschadigten Boden wachsenden Wurzeln (KUHNE u. KOSTER 19fi7).

Von den genannten Erscheinungen konnen zur Diagnose eines Stadtgas- oder Erdgasschadens nur solche herangezogen werden, fUr die der kausale Zusammenhang ZUl' Schadursache bewiesen ist, und die exakt definier- und meBbar sind.

256 K.-H. KROGER

Die Ursache der Wurzelverfarbung ist nicht bekannt, ebensowenig die des Geruchs der geschadigten Boden. Fur den C- und den N-Gehalt konnen keine Bezugswerte angegeben werden, da diese von auBerhalb der Schadzone stammen muBten. Einer­seits kann aber keine scharfe Grenze urn die Schadzone gezogen werden, andererseits konnen die chemischen Eigenschaften in bezug auf C und N gerade bei StraBen­boden auf engem Raum stark variieren.

Dagegen bietet es sich an, als Indikator fUr einen EinfluB von Stadtgas bzw. Erd­gaE solche Verbindungen heranzuziehen, die in allen Boden vorkommen und in ver­schiedenen Formen, z. B.in verschiedenen Oxidationsstufen, vorliegen konnen, wie FeU/FellI oder Mnll/MnIV .

Auf das Redoxsystem Fell/FellI soIl in diesem Zusammenhang nicht eingegangen werden, weil das GIeichgewicht hier bei langerer Lagerung der Probe relativ leicht in die eine oder andere Richtung verschoben werden kann.

Besonderer Wert kommt aber dem Redoxsystem Mnll/MnIV zu, denn einmal tritt bei Erdgaseinwirkung die Konzentrationszunahme an reduziertem Mangan von alkn Kationen im Boden am starksten hervor (ScHoLLENBERGERI930), zum anderen bleibt das einmal eingesteIIte MnII/MnIV-Verhaltnis uber langere Zeit ausreichend koltstant erhalten, so daB die Bodenprobe nicht unmittelbar nach Entnahme unter­sucht werden muB. Als Bezugswcrt fur den Gehalt an reduziertem Mn2+ dient der Gehalt der Probe an Gesamt-Mn.

Den Wert einer solchen Messung des Mn 2+ -Gehalts zeigt ein Vergleich mit den gleichzeitig gemessenen 02-Gehalten (Tabelle 2).

Tat·elle 2. :;\;ln2+ - und 02-Gehalt in einigen Erdgas-geschadigten Boden

Standort O2 :;\;ln2+ %

18 0,74 2 13 5,6

3 II 19,25 4 6 35,8 5 3 :36,5

(02 in Vol.-%, Mn2+ in % bezogen auf Gesamt-Mn)

[n einem anderen Schadgebiet wurden folgende Werte gemessen:

Tabelle:3. O2-, CH4 - und Mn2+-Gehalt in Erdgas-geschtidigten Boden

Standort O2 CH4 Mn2 +%

1 15,:3 0,01 4,6

2 3,9 18,8 53,5

" .J 1,0 24,:) 66,4

(02 und CH4 in Vol.-%, Mn 2+ in % bezogen auf Gesamt-Mn)

Offenbar besteht ein Zusammenhang zwischen der Abnahme des 02-Gehalts (bzw. der Zunahme des CH4-Gehalts) und der Zunahme des Mn2+-Gehalts.

[m folgenden soIl daher das Verhalten des Mangan im Boden unter verschiedenen Bedingungen un tersuch t werdfll.

3.1.1 Die Mn-Reduktion bei Erdgasbeaufschlagung Zunachst wurde der Verlauf del' Mn-Reduktion in dl'ei verschiedenen Proben von

V-El'de (VI' V2, V3 ) bei Erdgasbeaufschlagung in den oben beschriebenen Kunst­stoffrohl'en untersucht. Das Ergebnis ist in Abb. 1 wiedergegeben.

Beeinflu~sung del' biologischen Aktivitat im Boden 257

Ab b. l. :vIn -R eduktion im Boden bei El'dga Hbea ufschlagung.

50

'0

30

20

/ 51

10

o~~~~~~~~~~~ o 2 , 6 8 10 12 l' 16 16 Wochen

Der Anstieg des MnH erfolgt in allen drei Proben zunaehst relativ raseh und kontinuierlieh. N aeh 4 Woehen tritt jedoch eine z. T. scharf ausgepragte Stagnations­phase auf, die sich im weiteren Versuchsverlauf im Abstand von jeweils 1 Woehe wiederholt. Dazwischen liegen Phasen mit steigendem Mn2+-Gehalt.

Diese Stagnationsphasen sind fUr VI ' also bei besonders hoher R eduktionsgeschwin­digkeit , recht scharf ausgepragt. 1m FaIle V2 und V3 , mit geringerer Reduktions­ge8chwindigkeit, sind diese Phasen wesentlich schwiicher bzw. fehlen vollig (V 3).

Diesen drei Proben werden, unter entsprechenden Versuchsbedingungen, zwei Proben eines S-Bodens (SI und 82) gegenubergestellt. Si e stammen von einem mit Steinpflaster belegten Marktplatz und konnen somit im Vergleich zu den V-Proben a lH nahrst offarm angesehen werd en . Das Ergebnis einer Erdgasbeaufschlagung zeigt ebenfalls Abb. 1.

Die Reduktionsgeschwindigkeit ist hier (auf Grund del' Nahrstoffarmut"!) wesent· lich geringer als fiir V}- V3 . Abel" auch hier treten deutlich ausgepl"agte Stagnations­phasen auf, die in ihrer zeitlichen l,age denen del' V-Elden cntsprechen.

Fiir die Reduktion sowohl in V· als auch in S·B6dtn fallt del' exponentielle Verlauf der Kurven in den ersten Wochen der Beaufechlagung auf. Dieser Verlauf legt die Vmmutung nahe, daf3 die R eduktion des Mn im Boden auf biologische Ursachen zuriickzufuhren ist. Diese Annahme wird weiterhin gestUtzt durch den Sattigungs· verlauf der Reduktionskurven b (~ i liingeren Beaufschlagungszeiten (VI und V 2: s. a . 3.1.2).

3.1.2 V er g leich der Wirkun g vo n Erdgas mit d el' vo n S t a dtgas , CO2 und W a sse r s attigung

Die oben gezeigte reduziermde Wirkung des ErdgaEes auf das Mangan im Boden wurde in einem weiterw Versuch unter entsprechenden Bedingungm mit del' Wirkung von 8tadtgas und mit der von CO2 verglichen, dem als bodenburtigem Gas besondere Bedeutung zukommt. Auf3erdem wurde die Wirkung einer kiinsUichen Bodenver· niissung betrachtet. Abb. 2 zeigt den Vergleich zwischen Erdgas (E) und Stadtgas (8). Zunachst gilt offen bar das hir E rdgas Gesagte fUr Stadtgas in gleicher Weise. Auch hi er findet eine Mn-Reduktion statt , die abel' nur in den ersten 3-4 Wochen einen exponentiellen Verlauf zcigt. In di eser Zeit maeht sich die Giftwirkung der Stadtgas-

258

50

40

30

20

10

K.-H_ KROGER

E: Erdgas S: Stodt gos

. .

/:--E, . .. -_.'

o Wochen o 2 4 6 8 10 12 14 16

Abb_ 2_ Vergleich der Wirkung von Erdgas und Stadtgas auf das Mn im Boden_

begleitstoffe noch nicht bemerkbar_ Mit zunehmender Versuchsdauer nimmt die Reduktionskurve fur Stadtgas jedoch , im Gegensatz zum Erdgas, einen linearen Ver­lauf.

Diesel' Unterschied zwischen del' Mn-Reduktion unter StadtgaseinfluB und del' unter ErdgaseinfluB wird deutlich , wenn man, wie in Abb _ 2 geschehen, Anfangs­und Endpunkt des jeweiligen Reduktionsprozesses verbindet_ Del' lineare Charakter del' Stadtgaskurve und del' S-formige Verlauf del' Erdgaskurve ist deutlich zu er­kennen_ Hier kommt die Wirkung del' Begleitstoffe des Stadtgases zum Ausdruck, die auf die Mikroorganismen des Bodens toxisch wirken und die biologische Reduktion durch eine chemische ersetzen_

Fur diese chemische Reduktion des Mn ist offenbar das im Stadtgas enthaltene H 2S vera.ntwortlich_ Darauf deutet auch foIgendes Versuchsergebnis hin:

PVC-Flaschen (250 ml) wurden zur Hiilfte mit V-Erde gefullt_ Fur 3 Min. wurde durch ein bis zum Boden del' Flaschen reichendes Rohr ein kraftiger Gasstrom (s. Tabelle 4) eingeleitet und die Flaschen dann fest verschlossen. Nach jeweils 3 Wochen wUJ'de die Gasfi.illung erneuert. Nach 9 Wochen wurde folgender Gehalt an Mn2+ gefunden (Tabelle 4).

Tabelle 4. Mn2 +-Gohalt von Erdpro ben (V-Erdo) nach Einwirkung verschieden er Gase bei goring en Ga smengen (in :\1n2 + %)

Erd~as Stadtgas

0 ,0 0,0

0,0 0,0

Es zeigt sich deutlich , daB unter Bedingungen, un tel' denen Erdgas und Stadtgas noch keine Mn-Reduktion verursachen (geringe Gasmenge, kurze Versuchsdauer), das H2S bereits sehr stark reduzierend wirkt. Diesel' Befund stutzt die Annahme, daB bei liingerfristiger Einwirkung von Stadtgas die biologische Reduktion ganz odeI' teilweise durch eine chemische R eduktion ersetzt wird .

In Tabelle 5 ist das Ergebnis einer vergleichenden Beaufschlagung mit Erdgas und mit CO2 wiedergegeben . Wahrend bei Erdgasbeaufschlagung wiederum eine

Beeinflus:mng del' biologischen Aktivitat im Boden 259

Tabelle 5. Verg le ich del' Wirkung von Erdgas und CO2 auf das Mn im Boden (in 11n2 + %)

Woehe Erdgas CO~

0 0,0 0,0 0,0 0,0

2 0,61 0,0 :1 2,02 0,0 4 3,75 0,0 5 7,51 0,0 6 6,10 0,0 7 6,75 0,0

st arke R eduktion des Mn zu beobachten ist , findet in einer CO 2-Atmosphare inner­halb des Versuchszeitraumes e in~ Mn-Reduktion nicht statt.

Dieses unterschiedliche Verhalten des Mn in Erdgas- ( A CH 4) und in CO 2-Atmo­sphare kann, eine biologische U rsache del' Reduktion vorausgesetzt, durch den unterschiedlichen Oxidationszustand des C-Atoms in beiden Molekulen erklart werden. Nur die reduzierte Form ist einer biologischen Oxidation zuganglich und eignet sich daher zur mikrobiellen Energiegewinnung.

Durch diesen Versuch wird zugleich bewiesen, daB eine mechanische Verdrangung des O2 aus dem Boden odeI' e ine Verhinderung des Gasaustausches des Bodens mit der freien Atmosphare allein nicht. ausre ichen, eine Mn-Reduktion hervorzurufen.

Weiterhin wurde llie Wirkung e iner Erdgasbeaufsehlagung verglichen mi t del' einer Wasser· sattigung des Bodens. D ie ftir diese Untersuehung vorgesehene E rde wurde in einem 600·ml·Becher­glaf etwa 1 em hoch mit Wasser tiber~ehiehtet. Das Glas wurde mit e inem Uhlglas bedeckt und mit Paraffin versehlossen. Die Erdgasbeaufsehlagung wurde wie oben durchgefUhrt. Verwendet wurde V-Erd e; d ie Versuchsdauer botrug \-) Woehen.

Wahrend durch Erdgas e ine Mn2+-Konzentration von 10,9 % Ges.-Mn erreicht wul'de, betrug sie im FaIle del' H 20-Sattigung 18,3 %, d. h ,. es wurde ein wesentlich hoheres Reduktionsniveau err-eich t . Dabei durften sich zwci Faktoren uberlagern: 1. Anaerobe Methanbildung , 2. Hydrolytische Proteinspaltung unter Freisetzung von Thiolverbindungen, denen eine ahnliche reduzierende Wirkung zukommt wie dem H2S.

Die in diesen Versuchen gcwonnenen Ergebnisse machen deutlich , daB erhohte Mn2+-Konzentrationen im Boden folgende Ursachen haben konnen:

1. Erdgas (bioI. Reduktion) , 2. Stadtgas (chern. Reduktion) , 3. Vernassung (bioI. und chern . Reduktion).

Eine Erhohung del' CO2-Konzentration in der Bodenatmosphare ist dagegen nicht gee ignet , die Mn2+-Konzentration im Boden zu verandern.

3. L.3 Di e Beeinflussung d el' Mn-Reduktion

Wenn man annimmt, daB die Mn-Reduktion unter ErdgaseinfluJ3 biologische U rsachen hat, dann ergeben sich daraus Moglichkeiten zu ihrer Beeinflussung.

a ) Beeinflussung del' Mn-Reduktion durch Ceresan Eine Probe V-Erdc wird in zwei Teilproben von je etwa 50 g geteilt. Beide Teil­

proben werden in dunner Schicht fUr 8 Std. an del' Luft getrocknet , dann wird Teil­probe 1 mit 5 ml dest. Wasser (KontroUe), Teilprobe 2 mit 5 ml einer 2%igen Ceresan

260 K.-H_ KROGER

Losung (Ceresan = Hg-halt iges Bakterizid) angefeuchtet_ Beide Proben werden 5 Wochen mit Erdgas beaufschlagt. Die Mn2+-Konzentrationen nach del' Beaufschla­gung zeigt Tabelle 6. Durch das Ceresan wird del' Umfang del' Mn-Reduktion um etwa 90 % gesenkt. Durch Einbringen von Ceresan in eine 1 %ige MnS0 4-Losung wurde gezelgt, daB eine direkte R eaktion zwischen Mn2+ und Ceresan nicht stattfindet.

Tabelle 6. Beeinflussung der :\'In-Reduk,jon durch Ccrcsan

KontroJle Ceresan

5,05 % Mn2+ % = 100 0,53 % Mn2 + % = 10.5

b) :Beeinflussung der Mn-Reduktion durch Auftausalz Eine Probe V-Erde wird wiederum in zwei Teilproben von je etwa 50 g geteilt.

Hiervon dient Teilprobe 1 a.ls Kontrolle, wahrend Teilprobe 2 mit 1 g Auftausalz/ 100 g Erde vermiseht wird. Der H20-Gehalt beider Proben betrug 10,5 %. Beide Proben wurden 5 Woehen mit Erdgas beaufsehlagt. Die Mn2+-Konzentrationen naeb. del' Beaufsehlagung zeigt Tabelle 7. Dureh das Auftausalz wird del' Urn fang del' Redllktion gegenuber del' Kontrolle urn etwa 20 % herabgesetzt. Hierin kommt vor allem die Wirkung des gesteigerten osmotisehen Wertes des Bodenwassers, d. h. die fur die Organismen versehlechterte Hydratur, zum Ausdruek.

Tabe lle 7. B eeinflussung del' Mn-Roduktion d urch Auftausalz

Kontrolle Salz

5,23 % Mn2 + % = 100 4,16 % Mn2 ' % = 79,5

Sowohl durch Ceresan als aueh durch Auftausalz wird die Mn-Reduktion beein­trac:1.tigt. Dieses Ergebnis wird verstandlieh, wenn man eine biologische Reduktion annimmt_

c) E-eeinflussung del' Mn-Reduktion durch Dungemittel

Der Versuch, einen geschadigten Baum zu regenerieren , wird i. a_ von Diingungs­maBnahmen begleitet sein (STACH 1969). Hinsichtlich ihrer Wirkung auf die Mn­Reduktion wurden zunachst fo lgende N-Diinger untersucht:

L Kontrolle, V_ Ammon.nitrat, II. Nitrophoska blau, VI. Fresenius-Harnstoff,

III. KN03 , VII. Harnstoff p. a . IV. Ammon.sulfat,

Verwendet wurde V-Erde. Die Einwaage betrug 46 mg N auf 100 g Erde (10 % H 20). Beaufschlagt wurde 8 Wochen mit Erdgas. Das Ergebnis gibt Abb. 3 wieder. Der in del' Kontrolle erreiehte Mn2+-Wert (21,9% Mn2+%) ist dabei = 100 gesetzt. In allen Fallen, in denen del' N in Nitratform gegeben wurde (II , III) , wurde nur sehr wenig Mn reduziert. Offenbar besteht ein Konkurrenzverhaltnis zwischen Mn02 und N03 -

als H-Akzeptor. In Ammoniumform gegeben (IV), wirkt der N dagegen reduktions­ford ernd. Hier wirkt del' N nur als Diingel', steigert die mikl'obielle Aktivitat und fordert somit die R eduktion. Wird N gleiehzeitig in Nitrat - und Ammoniumform gegeben (V), dann setzt sieh die Wirkung des Nitrats dureh . Harnstoff (VI , VII) bewirkt, verglichen mit dem Ammoniumsulfat (IV) , innerhalb del' Versuehsdauer eine etwas schwaehere Reduktioll, da es zunaehst biologisch gespalten werden muB, bevor es den Stoffw()chsel del' Mikroorganismen positiv bceinflussen kann.

Beeinflussung del' bioiogischen Aktivitat im Boden 2Gl

150

lOa 100

~ so 50

o n II m N Y

Abb. :\. Be3influssung del' Mn-Reclukt.ion (lurch N-DiingeJ (Kontrolle = 100).

Abb.4. Be3influssung cler Mn·Reduktion <lurch Hanclelsdiinger (Kontrolle = 100).

In einem weiteren Versuch wurden andere Dunger gepl'uft . Es wurden verglichen:

I. Kontrolle (ungedungt), II. Nitrophoska blau, III. Ammoniumsulfat, IV. Patent· kitli, V. Supel'phosphat.

Die Einwaage betrug 200 mg Dunger/lOO g V·El'de (10,5 % H 20) , die Beaufschla· gungsdauel' (El'dgas) 7 Wochen. Das Ergebnis zeigt Abb. 4. Wieder zeigt sich, daB die Reduktion des Mn, auch bei Anwesenheit von K und P , durch Nitrat (II) herab· gesetzt wird. DUl'ch Ammonium·1\" dagegen (III) wird wiederum eine Forderung del' Mn·Reduktion bewirkt. Del' K.Di.inger (IV) beeinfluBt die Mn·Reduktion nicht, so daB geschadigte Baume ohne nachteilige Folgen mit K gediingt werden konnen. Del' P.Diinger setzt den Umfang del' Mn·Reduktion im Vergleich zur Kontrolle geringfUgig hera b. Diesel' Befund kann evtl. mit del' sauren Reaktion dieses Dangers erklart werden, da die Aktivitiit del' Mn·reduzierenden Mikroorganismen durch niedrige pH-Werte gehemmt wird.

Weiterhin wurde die Wirkung von biologiseh abbaubarem C auf die Mn·Reduktion untersucht. Hierzu wurden 100 g V-Erde (11 % H 20) mit 50 mg Glucose vermischt und anschlieI3end 8 Wochen mit Erdgas beaufschlagt . Als KontrolIe diente eine ent-· sprl)chende V ·Probe ohne Glucose·Zusatz . Das Ergebnis ist in Abb. 5 dargestellt . Delltlich zeigt sieh , da B das Kohlenhydrat die Mn·Reduktion verstiirkt.. Wenn man eine biologische Ursache del' Reduktion voraussetzt, dann ist dieses Ergebnis durchaus zu erwarten, da das Glucosemolt'ktil ein von allen Mikl'oorganismen leieht abbaubares Substrat ist. und del' C, ahnlieh wie im CH.1·Molekul , in oxidierbarer Form vorliegt. Diesel' Vel'sueh deutet. darauf hin , daB das CH4 von best.immten Mikl'ool'ganismen, in gleichel' Weise wie die Glucose als Atmungsmaterial verwendet wil'd, wobei in beiden Atmungsprozessen clas Mn02 als terminalel' H.Akzeptol' verwendet wird. Diese Funktion cles Mn02 kommt in einem Anstieg del' Mn2+·Konzentration zum Ausdruek.

150

laO

Abb . 5. 50 Beeinflussung del' lVIn-Recluktion <lurch Glucose (Kontrolle = 100).

Kontr. Glue .

262 K.-H_ KROGER

3.2 Die mikrobiologische Aktivitiitim Boden bei Beaufschlagung

Wenn Erdgas oder Stadtgas in den Boden gelangen, dann wird sich die veranderte Zusammensetzung der Bodenatmosphare auf die mikrobielle Aktivitat im Boden aus­wirken. Einerseits nimmt der Sauerstoffgehalt standig ab, andererseits konnen aber die Kohlenwasserstoffe des Erdgases bzw. Stadtgases einer Reihe von Mikroorganis­men als Substrat zur Energiegewinnung dienen. Dabei kommt dem Methan, das im Erdgas zu etwa 80 %, im Stadtgas zu etwa 20 % enthalten ist, eine hervorragende Stellung zu.

Lange Zeit hindurch wurde Bacillus methanicus (SOHNGEN 1906) A Y~eudomonas methanica (DWORKIN u. :FOSTER 1956) als einziger Organismus angesehen, del' mit Methan als alleinigem C-Substrat zu existieren vermochte (DWORKIN u. FOSTER 1951), LEADBETTER U. FOSTER 1958). Spatel' wurden Methanomonas methanooxidans (BROWN et al. 1964) und Methylococcus cap8ulatus (FOS'fER u. DAVIS 1966) gefunden, denen dieselbe Eigenschaft zukommt. Die Fahigkeit der Methanoxidation scheint abee weitaus verbreitetel' zu sein (DAVIS et al. 1951), KERSTEN 1963, STOCKS U.

MCCLESKEY 1964, COTY 1967 u. 1969, WHITTENBURY 1969). Diese Erkenntnis, daB namlich Kohlenwasserstoff-oxidierende Mikroorganismen relativ haufig sind, fuhrte z. B. zu dem Bestreben, Methan- oder Athan-oxidiel'ende Bakterien zum Auffinden von Erdol- und El'dgaslagerstatten heranzuziehen (BOKOVA et al. 1947, DAVIS et al. 1959, BRISBANE U. LADD 1965). Man kann offenbar davon ausgehen, daB jedes Auftreten von Erdgas im Boden eine Vermehrung derjenigen Mikroorganismen zur Folge hat, die die Kohlenwasserstoffe des Erdgases zu oxidieren vermogen.

Es bietet sich daher an zu untersuchen, ob und in welcher Weise eine Beaufschla­gung mit Erdgas eine Veranderung del' mikrobiellen Aktivitat im Boden hervorruft. Zunachst soll in regelmaBigen zeitlichen Abstanden die Veranderung in der Gas­atmosphare uber den beaufschlagten Erdproben untersucht werden. W citerhin solI die Veranderung der Atmungsintcnsitat wahrend del' Beaufschlagung verfolgt werden. AuHerdem soll die Aktivitat dcs Enzyms "Dehydrogenase" (im folgenden als "D­Akiivitat" bezeichnet) bestimmt werden. LENHARD (1956) und STEVENSON (1959) zeigten, daB der TTC-Test, del' dieses Enzym erfaBt, die Atmungsintensitat der Mikroorganismen im Boden wiedergibt. Kach STEVENSON (1959) besteht keine Be­ziehung zwischen D-Aktivitat und 02-Aufnahme, ein Befund, der diesen Test fUr die anaeroben Bedingungen in den Beaufschlagungsversuchen als Lesonders geeignet ersc-heinen iaBt.

Gieichzeitig soil untersucht werden, ob die Bodenatmungsintensitat und die D­Ahivitat durch ZugaLe von Kohlenwasserstoffsubstrat wahrend der Inkubation beeinfluBt werden konnen. Hierzu wird aber nicht Methan verwendet, das schwer dosierbar und zu handhaben und im allgemeinen durch Spuren von hoheren Homo­logm verunreinigt ist, sondeI'll Methanol. Dieser Alkohol ist ein Zwischenprodukt der biologischen Methanoxidation, und es liegen zahlreiche Befunde daruber vor, daG die Fahigkeit zur Methanoxidation mit der Fahigkeit zur Methanoloxidatioll ver­Lunden ist (DWORKIN 1955, HANSEN U. KALLIO 1967, HARRINGTON u. KALLIO 1960, ELIZAROVA 1963, JOHNSON U. QCAYLE 1965, SCHULGOVSKAJA et al. 197]). In diesen Fallen muGte eine Methano!zugabe die Atmungsintensitat und die D-Aktivitat steigern. Auf andere Mikroorganismen wird das Methanol dagegen eher giftig wirken, d. h. Atmungsintensitat und D-Aktivitat herabsetzen.

"\.uBerdem soll die Veranderung del' Atmungsintensitat bzw. der D-Aktivitat durch Athanolzugabe betrachtet werden, urn cinen moglichen EinfluG del' anaeroben Be­dingungen, die eine Athanolbildung im Boden fordem, zu erfassen.

BAeinfJuHsung del' biologischen Aktivitat im BodAn 2()3

3.2.1 Die Vefanderung del' Zusammensetzung del' Gasatmosphare iiber den Erdproben wahrend del' Beaufschlagung

In den Beaufschlagungsversuchen wurde del' Gasstrom jeweils von Freitagnach­mittag bis Montagmorgen abgestellt. VOl' del' jeweiligen Probenahme am Montag wurde eine Gasprobe aus dem iiber den Proben befindlichen Gasraum entnommen und ihr Gehalt an CH4, CO2 und 02 gaschromatografisch bestimmt. Die Konzen­tration wurde mit del' des eingegebenen Gases verglichen. Die Bestimmung des 02-Gehalts diente dabei lediglich zur Kontrolle del' anaeroben Bedingungen in den Versuchsgefa13en und wahrend del' Probenahme. Er blieb iiber die gesamte Versuchs­dauer hinweg = Null. Das Ergebnis dieses Venmehs ist in Abb. 6 dargestellt.

Abb.6. Veranderung del' Atmosphiil'enzuSamrllfmsetzung libel' beauf-

Abnahme eM,

Vol %

10 / ---- --schlagten Erdproben innerhalb (i:3 Rtd. nach Erdgasbeaufschla- S · •• - - --

gung. CH4 , - - - CO2,

Zunohme

~~2·1.

__ 1.0

0.5

Es zeigt sich, daB mit fortschreitender Beaufschlagungsdauer die Methan-abbau­enden Bakterien pro Zeiteinheit steigende Mengen VOIl CH4 oxidieren und dem­entsprechend mehr CO2 produzieren, d. h. daB die Bakterien nach ihrer Anpassung an die Erdgasatmosphal'e eine gesteigerte Atmungsintensitat aufweisen. Auffallig ist abel', daB von dem verbrauchten CH4 nUl' ein geringer Teil in Form von CO2 wieder el'scheint. So betragt z. B. nach 4wochiger Beaufschlagung die CH 4-Abnahme etwa 10 Vol.-%, die CO2-Zunahme dagegen nur etwa 0,7 Vol.-%. Daraus wird deut­lich, daB del' groBte Teil des CHI (etwa 90 %) zu hohermolekularen Verbindungen assimiliert wird und nul' etwa 10 % zur Energiegewinnung anaerob zu CO 2 veratmet werden. In diesem Zusammenhang wird es verstandlich, daB bei Erdgasschaden stets eine Zunahme an OJ'ganiseh gebundenem C im Boden beobachtet wil'd (HARPER

19:19).

:l.2.2 Die Veranderung del' Bodenatmung bei Beaufschlagung

Wahrend del' Beaufschlagung del' V-Erde mit Erdgas und Stadtgas wurden in regelmaBigen Abstanden Erdpl'oben entnommen. Sie wul'den 8 Std. an del' Luft getrocknet und dann wie folgt auf 60'% WK angefeuchtet (100 g lufttl'ockene Erde + 18 ml Fliissigkeit): Val'. I: + dest. Wasser, Val'. II: -f- 2 % Methanol, Val'. III: + 2 % Athanol. Die Bodenatmung wurde in je 10 g Erde bei einer Inkubationsdauel' von 7 Tagen bestimmt. Die Ergebnisse sind in Abb. 7 fiir Erdgas und in Abb. 8 fiir Stadtgas dal'gestellt.

Wahl'end die Atmung in Var. I fUr Erdgas mit del' Dauer del' Beaufschlagung ansteigt, ist bei Stadtgasbeaufschlagung keine entsprechende Veranderung fest­zustellen. In Var. II findet man fiil' Erdgas wiederum einen Anstieg del' Atmungs-

264 K.·H. KROGER

l . O 3.0

2.0 1.0 ~.------- .. ,

.. . - ..... - .... _----o. 0'-T-..,...-~-..,.....---.t--.-9 0.0 0 , 1 9

WHh,n Wo,h,,,

Abb. 7. Verandemng del' Bodenatmung bei Beauf.schlagung mit El'dgas (Relativwerte). ---­Val'. I, - - - - Val'. II , .. . - . - . - Var. III.

Abb . 8. Veranderung del' Bodenatmun g bei Beaufschlagung mit Stadt,gas (Relativwertc) . ---­Val'. I, - - - - Var. II. - . - . - . - Val'. III.

intensitat, wahrend sie fiir Stadtgas sogar geringfiigig zuriickgeht . Die Atmungsinten­sitii.t, del' Var. III nimmt fiir beide Gase einen entsprechenden VerI auf.

Als charakteristisch fiir die Wirkung beider Gase auf die Bodenatmung kann offenbar angesehen werden: nach vorausgegangener Erdgasbeaufschlagung ist Val'. II > Val'. III, nach Stadtgasbeaufschlagung ist dagegen Val'. II < Val'. III. Dieser Befllnd wird auch durch den folgenden Versuch bestatigt.

3.2 .;~ Die Veranderung der D-Aktivitat bei B ea ufsc hl agu n g

3.2.:L 1 Erdgasbeaufschlagung

Aus den Beaufschlagungsgefaf3en werden in regelmaf3igen Zeitabstanden Erdproben entnommen. Die D·Aktivitat in den Proben wi I'd ohne vorherige I~ufttrocknung bestimmt. Wiederum werden fo lgende drei Varianten untersucht: Var.1: ohne Substratzusatz (= Kontrolle), Val'. II: Ansatz + 0,02 ml Methanol, Val'. III: An· satz + 0,02 ml Athanol. Die D-Aktivitat fUr "unbeaufschlagt" (Beaufschlagungs­dauer = 0 Wochen) wird in allen drei Varianten als 1,00 gesetzt. Die sich im Ver­lauf del' Beaufschlagung ergebenden Werte fiir die D-Aktivitat del' drei Varianten wer·i en hierauf bezogen. Die so erhaltenen Relativwerte ze igt Abb. H.

10

8

6

4

2

I

I , I

.- --- .. I ,

O~-;~~-c~~~~~ 0123£567&

WoChen

0.' 0,2

O.O~~~~~==;=~~ 23'56789

Wothen

Abb . 9. Veranderung del' D·Aktivitiit bei Beaufschlagung mit Erdgas (Relativwerte). Val'. I, - - - - Var. II, - ' - ' -' - Val'. III.

Abb. 10, Verandemng der D·Aktivitiit bei Beaufschlagung mit Stadtgas (Relativwerte), - - - ­Val'. I , - - - - Val'. II , -' - ' - '- Val'. III.

Deutlich ist in allen drei Varianten ein Anstieg der Aktivitat mit zunehmender Versuchsdauer zu erkennen. Durch Zugabe von Athanol (Val'. III) kann gegeniiber del' Kontrolle (Val'. I) keine weitergehende Aktivitatssteigerung erreicht werden. Die Kurve fUr Var. II (Methanolzugabe) zeigt dagegen einen von den Kurven fiir Var . I und Val'. III abweichenden VerIauf. Del' Aktivitatsanstieg ist wesentlich

Beeinflussung der biologischen Aktivitat im Boden 265

starker. Offenbar macht sich hier die mit zunehmender Beaufschlagungsdauer stei­gendeAssimilation des CH4 durch die Bodenmikroorganismen bemerkbar, wie es bereitsi in 3.2.1 nachgewiesen werden konnte.

3.2.3.2 Stadtgasbeaufschlagung

Die Bedingungen von Probenahme und D-Aktivitatsbestimmung entsprechen denen der Erdgasbeaufschlagung. Den EinfluB der Stadtgasbeaufschlagung auf die D-Aktivitat gibt Abb. 10 wieder. In allen drei Varianten sinkt die Enzymaktivitat innerhalb von einer Woche auf nahezu Null. Wahrend der Versuchsdauer ist keine Erholung zu bemerken. Man kann annehmen, daB hier der EinfluB der giftigen Be­gleitstoffe im Stadtgas auf das D-Enzymsystem zum Ausdruck kommt. Diese Stoffe toten die Bakterien im Boden ab, so daB unter den Versuchsbedingungen nur noch chemische Reaktionen zu erwarten sind. Dieser Befund stimmt iiberein mit den Er­gebnissen, die bei den Versuchen zur Mn-Reduktion (3.1.2) gewonnen wurden.

3.2.3.3 CO2-Beaufschlagung

Mit dem EinfluB von Erdgas und Stadtgas auf die D-Aktivitat solI der einer CO 2-

Beaufschlagung verglichen werden. Die Bedingungen von Probenahme und Aktivi­tatsbestimmung entsprechen denen der Erdgasbeaufschlagung. Das Ergebnis ist in Abb. 11 dargestellt.

2.01 --- ------_ 1.0 ~_ -- - - ---- --- . ---

O. O ~-_,__,_-----0123'567

Woeh.n

VQr.I . Va , Il

1. 0

0 . 8

0.6

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, . - :----:: -- -- -- -- -- -- -- -- -- ':0.55

---~'-..

0,0 0 1 2 J 4 ~ Ii 7 8

Wochln

Abb. 11. Veranderung der D-Aktivitat bei Beaufschlagung mit CO2

(Relativwerte). Var. I, - - - - Var. II, -'-'-'- Var. III.

Abb. 12. VeranderungderRelation Var. T: Var. II bJiBnaf3chlagurrg mit Erdga.s und COz' __ _ Erdgas, -'-'-'- CO2,

Auffallend ist hier, daB - wie in der Erdgasbeaufschlagung - das Methanol (Var. II) in der ersten Woche noch eine Aktivitatsminderung bewirkt. Danach ergibt sich fiir aIle drei Varianten eine deutliche Steigerung der Enzymaktivitat bis zur 4. Beaufschlagungswoche. Dieser Anstieg ist jedoch im Vergleich zur Erdgasbeauf­schlagung, vor allem fiir die Var. II, relativ gering (vgl. Abb.9). So erreicht die Kontrolle (Var. I) in dies em Zeitraum ihr Maximum mit einer Steigerung um 41 % gegeniiber "unbeaufschlagt". Bei Erdgas wird die Enzymaktivitat innerhalb von 4 Wochen dagegen um etwa 280 % gesteigert. Die entsprechenden Werte fUr Var. II (Methanol-Zugabe), namlich 30 % fiir CO2 und etwa 640 % fur Erdgas, geben deutlich den EinfluB des CH4 auf das Enzym wieder.

Als Unterschied zwischen Erdgas- und CO2-Beaufschlagung ist we iter festzustellen, daB hier nach der 4. Woche die Aktivitaten, vor all em in Var. II, wieder abfallen, jedoch - im Gegensatz zur Stadtgasbeaufschlagung - den Wert Null nicht er­reichen.

18 ZbI. Bakt. II. Abt., Bd. 130

26(; K.·H. KROGER

Um die unterschiedliche Wirkung del' Erdgas- und del' CO2-Beaufschlagung auf die D-Aktivitat in anderer Weise deutlich zu machen, wurde aus den Absolutwerten del' D-Aktivitatsmessungen fti r beide Versuchsreihen del' Quotient aus Val'. I : Val'. II errechnet und in Abb. 12 dargestellt. In beidm Fallen ist ein Anstieg del' Werte in del' L Beaufschlagungswoche zu beobachtm. Abb. 9 und Abb. 11 zeigen, daB diesel' Anstieg auf einem Riickgang del' Aktivitat bei Methanol-Zugabe (Val'. II) beruht. Zu Beginn del' Beaufschlagung wirkt das Methanol also noch als Gift.

1m weiteren Verlauf des Versuchs spielen sich die Werte auf ein Niveau ein, daB fUr CO2 nul' geringfUgig oberhalb des Ausgangswertes (0. Woche) liegt (in del' 4. Woche +:~ %), fiir Erdgas dagegen weit unterhalb dieses Wertes liegt (- 48 %).

3.2.3 .4 Dehydrogenase-Aktivitat am Standort

Die vorhergehenden Ergebnisse sollen nun in del' Praxis iiberpriift werden. Ins­befiondere sollen die charakteristischen Unterschiede in del' D-Aktivitat, die sich in den Modellversuchen aus del' Beaufschlagung mit CO2 und Erdgas ergaben, daraufhin be1;rachtet werden, ob sie auch am natiirlichen Standort auftreten und somit von diagnostischem Wert sind.

Dazu wurden verglichen : Ackerboden als Beispiel von bearbeiteten Boden ; StraBenb6den ohne Erdgasbeeinflussung als Beispiel von ungepflegten, durch eine Vielzahl von negativen Faktoren beeinfluBten Boden und Erdgas-geschadigte Boden.

Tabelle 9 zeigt die Durchschnittswerte fiir 28 Ackerb6den (Herkunft: Siidstormarn) und fUr 38 StraBenb6den (Herkunft : Hamburger Innenstadt) , die beide lediglich durch das bodenbiirtige CO 2 beeinfluBt sein konnten . Dazu sind die Mittelwerte aus dem oben beschriebenen Modellversuch einer CO2-Beaufschlagung (2.-8. Woche) angegeben. Die Zahlen geben jeweils die Relationen Val'. I: Val'. II und Val'. III : Val'. II wieder, die aus den Absolutwerten gewonnen wurden (Val'. I = Kontrolle, Val'. II = + Methanol, Val'. III = + Athanol).

Tabelle 9. Durchschnittswerte fUr die R elationen Val'. I: Val'. II und Val'. III : Val'. II fiir Acker· und Stra!3enboden unter natiirlichem CO2·Einflu!3 sowie fiir die entspl'echenden Modellversuche

Ackerboden Str;t!3enboden CO,!.Modellversuch (2. - 8. Woche)

Val'. I: Var. II

0,75 ± 0,15 0,99 ± 0,24 0,73 :I: 0, 10

Val'. III :Var. II

1,32 ± 0,21 1,23 ± 0,29 1,45 ± 0,08

Vergleicht man die Werte ftir die Acker- und StraBenboden mit denen aus den CO2-Modellversuchen, so erkennt man, daB sie etwa in derselben GroBenordnung liegen. Del' Mn2+-Gehalt war in allen Fallen = Null.

In Tabelle 10 sind die entsprechenden Werte fiir 21 Erdgas-beeinfluBte Boden wiedergegeben. Auch hier sind zum Vergleich die aus den Modellversuchen mit Erdgas gewonnenen Zahlen hinzugeftigt . Weiterhin ist del' jeweilige Mn2+ -Gehalt angegeben.

Wiederum zeigt es sich, daB diese Werte gut tibereinstimmen mit jenen aus den Modellversuchen. Weiterhin besteht zwischen den Mittelwerten del' Relationen fUr diE lediglich CO2-beeinfluBten Boden (Tabelle 9) und den entsprechenden Mittelwerten ftil' die Erdgasb6den eine signifikante Verschiedenheit. Deutlich wird abel' auch, daB di €se Abweichung schon dann zu erkennen ist, wenn die Dauer del' CH 4-Beeinflussung nO'Jh keine Mn-Reduktion bcwirktc (Tabelle 10, Proben 1 - 5, 19). Andererseits kommt offenbar im Gehalt einer Probe an reduziertem Mn die Dauer bzw. die Starke eines Erdgaseinflusses weit bessel' zum Ausdruck als in den D-Aktivitaten.

Beeir;fIussung der biologischon Aktivitiit im Boden 267

'l'abelle 10. Die Relationen Var. 1: Var. II und Var. III : Var. II in Erdgasbiiden sowie die Mittel-werte aus den Erdgas-Modellversuchon

Probe -~r. Val. I: Var. II Var. III: Var. II

0,35 0,43 2 0,6:3 0,76 3 0,41 0,95 4 0,40 1,22 5 0,45 0,69 6 0,50 0,49 7 0,88 0,80 8 0,:39 0,69 9 0,34 0,69

10 0,25 0,51 11 0,15 0,28 12 0,:3:3 0,38 1:3 0,30 0,40 14 0,2f> 0,66 15 0,28 0,86 16 0,42 0,78 17 0,41 0,70 18 0,47 0,74 19 0,:38 0,57 20 0,57 0,70 21 O,6a 0,86 Mittelwert 0,42 ± 0,16 0,68 ± 0,22 CHcModollvorsuch 0,a5 0,64 (7. W<lche)

3.3 Die Reoxidation des red'Uzierten 2I1angans im Boden

0,00 0,00 0,00 0,00 0,00

34,9 :38,7 a2,3 18,6 51,1 53,5 66,4 51,2 60,a 62,6

0,00 18,1 33,9

Unmittelbar nach dem Abdichten eines Gaslecks ist eine Neupflanzung von StraBenbiiumen nicht moglich. Die Oxidation der reduzierten Verbindungen und des unter dem GaseinfluB angereieherten organisehen Materials bedingen einen noeh auf lange Zeit erh6hten 02-Verbraueh des Bodens. So sank in einem Modellversueh der °2-Verbrauch eines mit Erdgas beaufschlagten Bodens erst nach etwa 80 Tagen auf den Wert der unbeaufschlagten Kontrolle (HOEKS 1972). Da mit der Reduktion eine Zerst6rung der Bodenstruktur verbunden ist (ROHMER 1966), was in einer Verdichtung des Bodens zum Ausdruck kommt, ist in der Praxis mit weitaus langeren Zeitraumen fiir eine Reoxidation zu rechnen. Dariiber hinaus sind die am starksten dureh Erdgas gefiihrdeten StraBenb6den in den meisten Fallen auch mechanisch stark verdichtet.

Nach hollandischen Untersuchungen gingen 26 % der neugepflanzten Baume wieder ein, wenn sogleich nach Abdichten des Lecks nachgepflanzt wurde (SlAB 1970). Diese Verlustrate ging auf 12 % zuriick, wenn die Neupflanzung erst bei einem O2-Gehalt des Bodens von 14 % vorgenommen wurde. Dieser Wert kann als Letalgrenze fiir Pflanzenwurzeln angesehen werden (BRAVERMAN et al. 1962, SlAB 1970).

Die unter Erdgaseinflu13 im Boden angereicherten organischen Stoffe erhohen nieht nur durch ihre mikrobielle Oxidation den 02-Verbrauch des Bodens. Sie be­sitzen dariiber hinaus offenbar auch die Tendenz, die Metallionen des Bodens in redu­zierter Form zu stabilisieren (NG u. BLOOMFIELD 1962). Auch aus diesem Grunde ist es also von Bedeutung, die aerobe Mikroflora des Bodens und damit den oxidativen Abbau dieser Stoffe zu fordern.

Folgendes Beispiel zeigt, daB eine einmalige Beliiftung des Bodens durehaus nicht geniigt, um seinen 02-Gehalt dauerhaft zu erh6hen: 1m Zusammenhang mit einem

1S*

26S K-H_ KROGER

Erdgasschaden wurde an einem Standort bei 36,5 Mn2+ % ein 02-Gehalt des Bodens von 2 VoL-% gemessen. Nach einer 2sttindigen Kompressor-Beliiftung war er auf 14 % gestiegen; 2 Wochen spater war er erneut auf 2 % gesunken. An anderer Stelle wurden bei einer Nachpflanzung einige Kubikmeter Erde in der Pflanzgrube erneuert. AIH der neugepflanzte Baum einging, betrug der 02-Gehalt in der neuen Erde 4 %, del" Mn2+-Gehalt 19,2 %.

In der Annahme, daB der Oxidationszustand des Mn im Boden ein MaB ist fur deHsen Beluftungszustand, sollen im folgenden Verlauf und Bedingungen der Mn­Reoxidation untersucht werden.

3.3.1 Die Reoxidation des Mn im Boden nach Erdgasbeaufschlagung

Urn die Wirkung einer optimal en Beltiftung auf einen beaufschlagten Boden zu untersuchen, wurde eine 4 Wochen lang mit Erdgas beaufschlagte Erdprobe (V-Erde), die einen Mn2+-Gehalt von 15,05 % aufwies, mittels eines kontinuierlichen Luftstroms von etwa 6 Liter/Stunde beliiftet. Ais Kontrolle diente eine entsprechend beltiftete Mn2+-Salz-Losung von 100 g MnS02/Liter. Das Ergebnis zeigt Abb. 13.

Del' VerI auf der Oxidation des Mn +2 zeigt einen eindeutig exponentiellen Charakter, wobei ein nicht oder schwer oxidierbarer Rest an Mn2+ im Boden verbleibt. Die Kontrolle weist andererseits nach, daB unter diesen Bedingungen (wiWrige Losung) eine chemische Oxidation des Mn2+ unterbleibt. Del' exponentielle Verlauf der Oxi­dai,ion und das Ausbleiben einer chemischen Oxidation deuten darauf hin, daB die Mn 2+-Oxidation auf der Tatigkeit von Bodenmikroorganismen beruht.

Weiterhin zeigt Abb. 13 die Mn2+-Oxidation in einer Bodenprobe nach vorher­gehender 12wochiger Beaufschlagung. Deutlich ist zu erkennen, daB die Geschwindig­keit der Oxidation von der Dauer del' vorausgehenden anaeroben Phase abhangig ist. Insbesondere fallt nach 12wochiger Beaufschlagung eine 2tagige Latenzphase auf, die der Oxidation vorhergeht. Wenn man von einer biologischen Mn-Oxidation ausgeht, dann zeigt sich hier, daB trotz der Ungiftigkeit des Erdgases mit zunehmender Beauf­schlagungsdauer auch die Reaktivierungsdauer del' aeroben Mikroflora zunimmt. Dao-l kommt nach 12wochiger Beaufschlagung nicht nul' im Auftreten einer Latenz­phase zum Ausdruck, sondel'll auch in der gegenuber der 4wochigen Beaufschlagung hera bgesetzten Oxida tionsgesch windigkeit.

3.3 .2 Di e Reoxidation des Mn im Boden nach Stadtgasbeaufschlagung

Die Ergebnisse einer Beliiftung unter den oben genannten Bedingungen nach vor­ausgehender 4- bzw. 12wochiger Stadtgasbeaufschlagung (Mn2+ = 12,5 % bzw. 42,0 %) zeigt Abb. 14. Zwar ist die Oxidationsgeschwindigkeit nach 4wochiger Stadtgasbeaufschlagung haher als nach 14wochiger Erdgasbeaufschlagung, jedoch ist fUr Stadtgas die Latenzphase sehr viel starker ausgepragt als bei Erdgas. Del' Verlauf del' Oxidation nach 12wochiger Stadtgasbeaufschlagung zeigt, daB durch einen langeren StadtgaseinfluB die aerobe Aktivitat im Boden auch nach Wieder­hemtellung optimaler aerober Bedingungen langfristig unterbunden ist. Die sehr schwache Mn-Oxidation, die auch nach 12wochigem StadtgaseinfluB zu beobachten ist, zeigt einen linearen Verlauf und ist wahrscheinlich eine chemische Reaktion. 1m Gegensatz zur Kontrolle , in del' das Mn2+ -Ion in waBriger Losung vorliegt, konnen im Boden eine Vielzahl von Katalysemoglichkeiten zur Erklarung einer chemischen Oxidation herangezogen werden.

}Jxtrapolieren wir die Oxidationskurve del' 12wochigen Stadtgasbeaufschlagung, so kommen wir erst nach 97 Tagen zu einem Wert, del' nach 12wochigel' Erdgas­beaufschlagung bereits nach 14 Tagen erreicht wird.

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Beeinflussllng del' biologisohen Aktivitat im Boden 269

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Tage

Abb. 13. Reoxidation von Mn2+ im Boden bei Beliiftung naoh 4- und 12woohiger Beaufsohlagung mit Erdgas_ 4 Woohen beauf~chlagt, - - - -. 12 ~Toohen beaufschlagt, - - ' - ' -. ' . ­Kontrolle (10 % MnS04 -Losung).

Abb.14. R eoxidation von Mn2 + im Boden bei Beliiftung nach 4- und 12wochiger Beaufschlagung mit Stadtgas. 4 Wochen beaufschlagt, - . - - 12 Wochen beaufschlagt, --' - ' -.- ' ­Kontrolle (lO % MnS04-Losung).

Bemerkenswert ist weiterhin, daB bei langfristiger Stadtgaseinwirkung die Latenz­phase durch einen voriibergehenden Anstieg des Mn2+-Gehalts ersetzt ist. Diese Er­scheinung tritt in gleicher Weise auch nach 18wochiger Beaufschlagung auf. Offenbar werden durch den oxidativen Zerfall der durch die Begleitstoffe im Stadtgas abgeto­teten Mikroorganismen gewisse Mn2+-Mengen frei.

3.3.3 Di e Beeinfluss un g der Mn-Reoxidation

Das Verhalten des Mn2+ im Boden bei Beliiftung nach vorausgehender Beauf. schlagung legt die Vermutung nahe, daB die Oxidationsvorgange bei der Beliiftung weitgehend biologische Prozesse sind . Daher wurden eine Reihe von Faktoren gepriift, die, bei Vorliegen einer biologischen Mn-Oxidation, diesen Vorgang hemmen bzw. fordel'll miiBten.

Es wurde V-Erde verwendet, die vorher 4 Wochen mit Erdgas beaufschlagt war (Mn2 + = 15,05 'Yo ). J e eine Teilprobe wurde wic folgt beha ndelt: I = beaufsohlagte Erde ohne weitere Be­handlung (Kontrolle); II = Hitzesterilisation (20 Min. j l 25 DC); III = Lufttrocknung (Rest.-H20 0,4%: Beliiftung in trockenem Zustand); IV = Auftausalz (1 g Salz/ IOO g Erde , H 20-Gehalt = 10,1 % ); V = pH-Senkung (von pH 6,9 auf pH 4,5 mit 0,I-n-H2S04). Die Proben wurden anschlie­!.lend 14 Tage mit 6 Liter Luft pro Stundc beluftet. Das Ergebnis ist in Abb. 15 dargestellt. Darin wird <lie prozentuale Abnahme des Mn2+ wahrend der Beliiftung angegeben.

Nach del' Hitzebehandlung (II) wird in der Probe mehr Mn2-t- gefunden als vorher (+ 8,7 %). Offen bar wird durch die hohe Temperatur Mn2+ aus den Mikroorganismen frei, das in dem sterilen Boden nicht oxidiert werden kann.

Durch Lufttrocknung (III) wird die Mn-Oxidation stark behindert. Nur 18,6 % des urspriinglich vorhandenen Mn2+ werden oxidiert (= 19,4 % bezogen auf die Kontrolle). Den beteiligten Mikroorga.nismen fehlt da.s fiir ihre Aktivitat benotigte Wasser.

Kaeh Einbringen von Auftausalz (V) werden 65,5 % des Mn2+ oxidiert, das sind 68,3 % des in der Kontrolle erreiehten Wertes. Auch hier diirfte es sieh weitgehend um eine Hydratur-Wirkung handeln, wenn auch nicht auszuschlieBen ist, daB die Mikroorganismen der Versuchsfelderde, die bisher nicht mit Auftausalz in Beriihrung gekommen sind, besonders empfindlich auf NaCl reagieren.

Die pH-Anderung von pH 6,n aufpH 4,5 (IV) laBt nur eine Oxidation von 37,4 % des vorhandenen Mn2+ zu (= :39 % d. Kont.r.). Dieser Befund steht in Einklang mit

270 K.-H. KROGER

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o 2 l. 6 8 10 12 11. loge

Abh. 15. BeeinflussW1g der Mn2 + -Oxidation nach Erdgas-BeaufschlagW1g. I = Kontrolle, II =

HitzebehandlW1g, III = Lufttrocknung, IV = pH-Anderung, V = Auftausalz.

Ab!>. 16. BeeinflussW1g der Mn2 +-Oxidation durch Nitrat und Harnstoff (Rclativwerte). ___ _ Kontrolle, - - - - Nitrat, -'-'-'- Harnstoff.

Berichten, denen zufolge eine biologische Mn-Oxidation nul' im pH-Bereich zwischen 4- 4,8 und 8,9 moglich ist mit einem Optimum bei pH 6,0-7,5 (LEEPER U. SWABY 1939).

Weiterhin wurde die Wirkung einer N-Dungung betrachtet. Verwendet wurde eine 4 Wochen mit Erdgas beaufschlagte S-Erde (Mn2+ = 4,49 % = 100 gesetzt). Je eine Teilprobe wurde mit 1 g NaN03 bzw. 1 g Harnstoff auf 200 g Erde (10 % H 20) vermischt und anschlieBend entsprechend den vorherigen Versuchen beliiftet. Als Kontrolle diente eine entsprechende Probe ohne Zusatz von Dungesalzen. Das Er­gebnis ist in Abb. 16 dargestellt.

Die Kontrolle zeigt wieder den typischen exponentiellen Verlauf. Wenn man yom Ausgangswert 100 ausgeht, dann bleibt hier ein hoherer Anteil des Mn2+ in reduziertel' Form zuruck als in der V-Erde. Bezogen auf die Absolutwel'te bei Beliiftungsbeginn (15,05 % in del' V-El'de (Abb. 13) bzw. 4,5 % in der S-El'de) ist das Niveau an Rest-Mn dagegen durchaus vel'gleichbal' (etwa 0,6 % in del' V-El'de, 0,56 % in der S-Erde). Dip Nitratzugabe laBt die Oxidation langsamer beginnen als in del' Kontl'Olle. Mit zunehmender Versuchsdauer nimmt die Kurve jedoch einen zul' Kontl'Olle parallelen Verlauf. Auffallend ist, daB gegenubel' del' Kontl'Olle durch Nitratdungung del' Anteil an kurzfl'istig nicht oxidiel'barem Mn2+ verl'ingert wird und die Kurve dementspl'e­chend unterhalb del' del' Kontrolle verlauft.

Durch Harnstoffzugabe wird in den ersten 2 Tagen des Versuchs die Oxidations­geschwindigkeit in gleicher Weise wie bei del' Nitratdungung gegenuber del' Kontrolle herabgesetzt, eine Bestatigung del' Annahme, daB diese Wirkung auf del' Erhohung des osmotischen Werts des Bodenwassers, d. h. auf del' schlechteren Hydratur del' Bodenmikroorganismen beruht. Del' weitere Verlauf des Versuchs zeigt abel', daB del' Harnstoff im Gegensatz zum Kitrat allgemein die Reoxidation des Mn2+ hemmt. Offenbar liegt hier ein Konkurrenzverhalten als H-Donator VOl'. AuBerdem wi I'd deutlich, daB diese Herabsetzung del' Oxidationsgeschwindigkeit erst dann eintritt, wenn die Amid-Gruppen durch bakterielle Tatigkeit frei werden.

Diese Versuche zur Beeinflussung der Mn2+-Oxidation zeigen, daB die in den voraus­gehenden Beliiftungsversuchen gewonnenen Erkenntnisse richtig sind, daB namlich die Mn2+-Reoxidation auf del' Grundlage del' Aktivitat aerober Mikroorganismen im Boden ablauft, also ein biologisehel' VOl'gang ist.

Boeinflussung der biologischen Aktivitiit im Boden 27 I

4. Diskussion

Betrachtet man das Verhalten der Manganoxide im Boden bei Beaufschlagung mit Erdgas und Stadtgas, dann faUt auf, daB durch beide Gase, obwohl sie in ihrer Zu­sammensetzung (Tabelle 1) recht verschieden sind, eine Reduktion zum Mn2+ hervor­gerufen wird. In den ersten W ochen der Beaufschlagung ist der Ablauf der Reduktion fUr beide Gase im wesentlichen gleich, fur langere Beaufschlagungszeiten deuten sich dagegen Unterschiede an.

Die naheliegende Erklarung, daB diese Mn-Reduktion ein rein chemischer ProzeB ist, dllr durch die anaeroben Bedingungen in den Bodenproben verursacht wird, wird u. a. durch den zeitlichen Ablauf der Reaktion widerlegt. Der Anstieg des Gehalts an rcduziertem Mn2+ erfolgt in Erdgas wie in Stadtgas in den ersten W ochen expo­nentiell. Fur eine chemische Reaktion ware dagegen, von dem hier sicherlich aus­zuschlieBenden Fall einer Autokatalyse abgesehen, ein lineal'er Anstieg zu erwarten. Der !:xponentielle Anstieg des Mn2 +-Gehalts legt vielmehr den SchluB nahe, daB die Reduktion des Mn auf biologischen Grundlagen bel'uht, d. h. unter maBgeblicher Beteiligung von Bodenmikroorganismen ablauft.

Eme solche biologische Reduktion del' Mn-Oxide im Boden ist, wenn fUr die Beauf­schlagung Erdgas verwendet wird, fur die gesamte Versuchsdauer nachzuweisen. Der exponentielle Beginn der Reduktion und das Sattigungsvel'halten der Reduktions­kurve bei langel'er Beaufschlagungsdauer sprechen fur biologische Ursachen. Hierauf wird we iter unten ausfUhrlich eingegangen.

Bei Beaufschlagung mit Stadtgas beginnt die Mn-Reduktion ebenfalls exponentiell, ein Zeichen dafur, daB auch hier zunachst biologische Prozesse unter Beteiligung anaerober Mikroorganismen ablaufen. Jedoch 3-4 Wochen nach Versuchsbeginn nimmt die weitere Reduktion einen linearen Verlauf (Abb. 2). Diesel' lineare Verlauf der Mn-Reduktion bei Stadtgasbeaufschlagung bedeutet aber nach dem oben Gesagten, daB wahrend der 2. Reduktionsphase nicht mehr biologische, sondern chemische Pro­zesse ablaufen. Dieses Ausbleiben einer biologischen Mn-Reduktion bei Stadtgas­beaufschlagung ist jedoch durchaus zu erwarten, da die giftigen Begleitstoffe des Stadtgases wie CO, H2S, HCK oder Athylen die Mikroflora des Bodens sehr rasch abtc)ten. Allerdings geniigen flir das Einsetzen der chemischen Reduktion die anaero­ben Bedingungen im Boden als alleinige Voraussetzung nicht, da eine entsprechende Reaktion bei Erdgas ausbleibt. Es ist offenbar ein Begleitstoff des Stadtgases selbst, namlich das H2S, das fur die chemische Reduktion verantwortlich ist. Bei dem Ver­gleich von Erdgas, Stadtgas, CO2, H2 und H2S (Tabelle 4) tritt nur in der H 2S-Variante reduziertes Mn2 i- in erheblicher Menge auf. Weiterhin durfle die starke Forderung der Mn-Reduktion bei Wassersattigung des Bodens auBer auf der anaeroben CH4-

Bildung auch darauf beruhen, daB durch hydrolytische Proteinspaltungen Thiol­verbindungen frei werden, die ebenfalls das Mn02 chemisch zu reduzieren vermogen (MANN u. QUASTEL 1946). Hier uberlagern sich offenbar biologische und chemische Reaktionen.

Auch das Verhalten des Enzyms "Dehydrogenase", dessen Aktivitat bereits nach einer Woche Stadtgasbeaufschlagung auf nahezu Null faUt (Abb. 10), und das Aus­bleiben einer biologischen Oxidation von Mn2+ n'tch langerer Stadtgaseinwirkung (Ahb. 14) sprechen dafUr, daB ein Boden, der langere Zeit unter StadtgaseinfluB stand, keine biologisehe Aktivitat mehr zeigt, d. h. in unserem Sinne als tot angesehen werden kann.

1m Gegensatz zum Stadtgas nimmt die Mn-Reduktion in einer Erdgasatmosphare einen wesentlieh anderen Verlauf. Dem Erdgas fehlen giftige Komponenten, so daB die biologisehe Mn-Reduktion iIber die gesamtc Versuehsdauer naehweisbar bleibt.

272 K.-H_ KROGER

Die Annahme, daB die Mn-Reduktion bei Erdgasbeaufschlagung auf biologischen Grundlagen beruht, wird durch weitere Befunde gestiitzt. Das Bakterizid "Ceresan" unterbindet die Reduktion nahezu vollstandig (Tabelle 6). Weiterhin wirkt das Auftausalz NaCI stark hemmend auf die Mn-Reduktion, eine Wirkung, die aus der Verschlechterung der Hydratur im Boden erklart werden kann (Tabelle 7). Glucose fordert die Reduktion (Abb. 5), was unter Annahme biologischer Prozesse zu erwarten ist, da sie von allen Mikroorganismen leicht verwertet werden kann.

Auch die Reaktion auf die verschiedenen Diingemittel (Abb. 3) laBt sich unter dies em Gesichtspunkt erklaren. N-Diinger, in denen der N in Ammonium-Form vor­liegt, wirken reduktionsfordernd. In Nitrat-Form senkt der N-Diinger dagegen die Reduktionsgeschwindigkeit. Offenbar kann auch das Nitrat als Elektronenakzeptor verwendet werden, wobei noch beriicksichtigt werden muB, daB fiir die fUr den Stoff­wechsel so wichtigen N -Verbindungen sicherlich leistungsfahigere Aufnahmemecha­nismen in den Bakterienzellwanden bestehen als fiir das Mn02.

Der Vergleich anderer Handelsdiinger (Abb. 4) bestatigt die unterschiedliche Wir­kung von Nitrat- und Ammonium-N. Bemerkenswert ist abel', daB del' K-Diinger del' Mn-Reduktion gegeniiber neutral reagiert. Daraus ergibt sich die Moglichkeit, bei Welkeerscheinungen an StraBenbaumen auBer oxidischen N-Diingern auch K­Diinger ohne negative Folgen zu verwenden. Das K + -Ion besitzt einerseits eine groBe positive Bedeutung fUr den Wasserhaushalt del' Zellen, andererseits reagiert del' K­Gehalt del' Blatter von Baumen offenbar sehr empfindlich auf die Abnahme des 02-Gehalts der Bodenluft. So findet man fiir Tilia unter StraBenbedingungen 1,6 bis 2,8mal weniger K+ in del' Blattmasse als unter Waldbedingungen (RAClITEJENKO u. KmsclIANOVSKIJ 1965). Diese Differenz diirfte sich bei weiterer 02-Abnahme im Boden bei ErdgaseinfluB noch vergroBern. Die Folge ist eine erhohte Transpiration und eine verstarkte Tendenz zum WeI ken bei gleichzeitiger Einschrankung del' Wurzel­funktion.

Weiterhin erklart die biologische Reduktion des Mn auch die in ihrem zeitlichen Abli1uf auftretenden Stagnationsphasen (Abb. 1). Sie spiegeln offenbar die Adap­tation del' beteiligten verschiedenartigen Mikroorganismen an die sich andernden Umweltbedingungen wider.

Ebenso wie bei del' Stadtgasbeaufschlagung geniigen auch bei Erdgas die anaeroben Bedingungen im Boden, die mit del' Beaufschlagung verbunden sind, nicht, um eine Mn-Reduktion zu verursachen. Del' Vergleich einer Erdgas- und einer CO2-Beauf­schlagung (Tabelle 5) zeigt deutlich, daB bei Verwendung von Erdgas wiederum eine exponentiell verlaufende Mn-Reduktion einsetzt, wahrend bei Verwendung von CO2 jeghche Mn-Reduktion ausbleibt. Offenbar sind es auch hier ganz bestimmte Kompo­nenten des Erdgases, namlich die Kohlenwasserstoffe, VOl' allem das CH4 , die die Grundlage bilden, auf del' die biologischen Vorgange ablaufen. Hierauf soIl im fol­genden naher eingegangen werden.

Zusammenfassend kann zunachst gesagt werden, daB als Voraussetzung fUr das Auftreten erhohter Mn2+-Mengen im Boden in Frage kommen:

1. Biologische Reduktion bei Erdgaseinwirkung 2. Chemische Reduktion bei Stadtgaseinwirkung ~1. Biologische und chemische Rcduktion bei Versumpfung

Eine CO2-Beaufschlagung des Bodens lost dagegen keine Mn-Reduktion aus.

Grundlage fiir die biologische Mn-Reduktion sind offenbar Atmungsprozesse, die, unter den vorliegenden anaeroben Bedingungen, das Mn02 anstelle des 02 als termi­nalen Elektronenakzeptor verwenden. Diese Annahme wird durch Befunde von MANN u_ Q.UASTEL (1946) und von TRDiBLE U. EHRLICH (1968, 1970) gestiitzt. Nach HOCR-

Beeinflussung der biologischen Aktivitat im Boden 273

STER U. QUASTEL (1952) erfolgt die Mn02-Reduktion uber die Atmungskette, wobei die Cytochromoxidase funktionell ersetzt wird durch das Cytochrom c. Das bedeutet, daB die Mn02-Reduktion mit einer Atmungskettenphosphorylierung verbunden werden kann. Betrachtet man folgenden, von HOCHSTER u. QUASTEL (1952) ange­gebenen Weg der Elektronen:

dann erkennt man, daB folgende drei Elektronenubergange mit del' Bildung von energiereichem Phosphat verbunden werden konnen:

NAD' /NADH + H+ FADjli'ADHz Cyt. c'Jx./Cyt. Credo

}[nOz 'MnO

Eo' c= - 0',321 - 0.08

+, 0, ,2ij' -T- 0,81

dGo = 11,1 kcal/Mol 16,1 keal/Mol 24,9 kcal/lVIol

Die Verwendung von Mn02 als Elektronenakzeptor bietet also den beteiligten Mikro­organism en in energetischer Hinsicht keinerlei Nachteile.

Eine direkte Mn-Reduktion durch reduziertes Pyridinnukleotid oder reduziertes Flavoproteid ist dagegen nicht moglich.

DIe Energiegewinnung aus anorganischen Verbindungen beschrankt sich nicht auf das Mn02. Die Nitrat- und die Sulfatatmung sind bekannt. Auch FelII-Verbin­dungen konnen in ahnlicher Weise verwendet werden wie das Mn02 (BROMFIELD 1954, TROSC;HANOV 1968, OTTO U. KLOPOTEK 1969). Zellfreie Extrakte von M icro­coccus lactilyticus vermogen in einer H2-Atmosphare folgende Substanzen zu redu­zieren: Bi(OH}g, Fe(OH}g, CU(OH)2' TeOi-, SeOa

2-, PbO, NOa -, N02 -, Mn02 (WOOL­FOLK U. WlIITELEY 1962). Der als obligat aerob geltende Pilz Fusarium oxysporum f. C1lbense vermag unter bestimmten Bedingungen anaerob zu leben, wobei NOa-, CeIV, SeIV, TeIV ; FellI, MnIV als Elektronenakzeptoren verwendet werden (GUNNER U. ALEXANDER 1964).

Diese Vielzahl von anorganischen Verbindungen, die einer biologischen Reduktion unterliegen konnen, laBt es als ra tsam erscheinen, eine dieser Verbindungen als exemplarisch fur die Gesamtreduktion anzusehen. Bei Anwesenheit mehrerer reduzier­barer Substanzen wird es sicherlich yom Redoxpotential der einzelnen Verbindung abhangen, in welcher zeitlichen Reihenfolge sie tatsachlich als e--Akzeptor verwendet wird. Von zwei gegebenen Verbindungen wird daher zunachst diejenige mit dem positiveren Potential reduziert werden. Betrachtet man die folgenden N ormal­potentiale (LATIMER 1956)

°z/H20 Mnl)z/Mnz+

NOa/NOz-FellI/Fell

Eo = + 1,23 V + 1,22 V +0,94 V + 0,77 V

dalln ist die Annahme sicherlich berechtigt, daB bei Ausfall des 02 als Elcktronen­akJIeptor das Mn02 an seine Stelle tritt. Diesel' Ubergang findet im Boden bereits bel verringertem 02-Partialdruck statt, da zumindest die Mn02 Reduktion nicht nur un tel' vollkommen anaeroben, sondern auch schon unter aeroben Bedingungen ab­laufen kann (DE CASTRO U. EHRLICH 1970). Entsprechend der obigen Annahme findet man eine Hemmung del' :Fe-Reduktion nach NOa--Zugabe (MOTOMURA 1962). Weiter­hin tritt in wa~serge8iittigten Boden reduziertes Mn sehr viel frtiher auf als reduziertes

274 K.-H. KROGER

Fe (MANDAL 1961). DaB das Nitrat trotz des negativeren Potentials die Reduktions­geschwindigkeit des Mn herabsetzt, hiingt sicherlich mit den unterschiedlich leistungs­fahigfn Aufnahmemechanismen in den Zellwanden zusammen, wie oben schon erwahnt wurde.

lnsgesamt wird man also annehmen durfen, daB bei Erdgasbeaufschlagung das Mn02 wegfn seines hohen positiven Redoxpotentials bevorzugt als terminaler e-­Akzeptor verwendet wird und daher fur eine Diagnose von Erdgas- und Stadtgas­schfLden besonders geeignet ist.

Es sei hier noch kurz auf die beteiligten Mikroorganismen eingegangen. Da die Mn02-Reduktase offen bar auch bei Gegenwart von O2 induziert werden kann (TRIMBLE u. EHRLICH 1968 u. 1970, JACOB et al. 1963), wird man die an der Reduktion be­teiligten Mikroorganismen unter den fakultativen Anaerobiern zu suchen haben. Nach OTTOW (1970) sollen die Fe-reduzierenden Bakterien groBtenteils den ubiquitaren Art,lU der Enterobacterien, der Bacillaceen und der Pseudomonaden zuzurechnen sein. Damit stimmen Befunde von BROMFIELD (1954) und TROSCHANOV (1968) uber die Fe- und Mn-Reduktion uberein. Diese Befunde lassen vermuten, daB die Fahigkeit zur Fe-Reduktion stets mit der Fahigkeit zur Mn-Reduktion verbunden ist. Um­gekl~hrt scheint die Fahigkeit zur Mn-Reduktion weiter verbreitet zu sein als die zur Fe-Reduktion (TROSCHANOV 1968).

Diese beiden genannten Eigenschaften der an der Reduktion des Mn beteiligten Mikroorganismen, namlich fakultative Anaerobiosis und ubiquitares Vorkommen, lassen es als sicher erscheinen, daB eine biologische Mn-Reduktion grundsatzlich in jedem Boden auftreten kann, sofern bestimmte Voraussetzungen erfUllt sind. Der Vergleich von Versuchsfelderde mit StraBenerde zeigt demcntsprechend quantitative, jedoch keine qualitativen Unterschiede.

Die primare Wirkung des Erdgases ist eine rein volumenmaBige Verdrangung der Bo6enluft. Daher konnte man das Fehlen von 02 als auslosenden Faktor ansehen. Der Vergleich mit CO2 zeigt abcr, daB der (Tbergang von aeroben zu anaeroben Bedingungen durchaus noch nicht hinreichend ist fur das Einsetzen einer Mn-Re­duktion.

Ein charakteristischer Unterschied zwischen CO2 und Erdgas ist, daB im CO2 der Kohlenstoff in maximal oxidierter Form vorliegt, wahrend der Kohlenstoff del' Erdgas-Kohlenwasserstoffe, d. h. im wesentlichen del' CH4-Kohlenstoff, maximal reduziert auftritt. Es gelangt also mit dem Erdgas eine Verbindung in den Boden, die, ahnlich wie die Glucose, oxidierbaren C enthalt.

Die Oxidationsstufe des C im Methan sowie die Tatsache, daB das Methan ein weit­verbreitetes Naturprodukt ist, machen es verstandlich, daB zahlreiche Bodenmikro­organismen das MethanmolekUl als Energiequelle zu verwerten vermogen (ZOBELL 1946 u. 1950, FUHS 1961, FOSTER 1962, VAN DER LINDEN 1964, WHITTENBURY 19(9). Tatsachlich zeigten hollandische Untersuchungen (SlAB 1970), daB die Erd­gaskohlenwasserstoffe im Boden schnell zu CO2 und H20 umgesetzt werden.

Zwar sprechen die meisten der bisherigen Befunde nur fUr cine aerobe Oxidation des Methan, jedoch ergeben sich auch Anhaltspunkte fUr eine (Dehydrogcnase­abhangige) anaerobe Methanoxidation (TAUSZ u. DONATH 1930, SENEZ U. AZOULAY 1961, CHOUTEAU et al. 1962). Auch der Befund von ZAJIC (1964), daB Pseudomonas methanica H2 aus CH4 und D2 aus CD4 bildet, spricht fur eine Aktivierung des Mcthan­wasserstoffes und damit fur die Moglichkeit einer anaeroben CH4-Oxidation.

WHITTENBURY et al. (1969) isolierte eine Vielzahl bisher unbekannter CH4- bzw. CH:IOH-Oxidiercr. Methanoxidation wurde weiterhin nachgewiesen fur Azotobacter (WHITTENBURY 1969), Chlorella (ENEBO 1967), Rhodopseudomonas gelatinosa (WERT­LIE3 U. VISHNIAC 1967), Desulfovibrio desulfuricans (DAVIS u. YARBOROLGH 1966)

Heeinflussung der biologisehen AktiviUit im Boden 275

sowie ftir eine Reihe von Pilzen (SlAB 1972). Methanol·Oxidation wird fur Vibrio extorq'uens angegeben (STOCKS u. MCCLESKEY 1964).

Diese Ergebnisse zeigen deutlich, daB die Fahigkeit del' Methanoxidation auBer· ordenUich we it verbreitetist und an keine systematische Stellung del' Organism en gebunden ist. NAGUIB (1971) weist darauf hin, daB CH4·oxidierende Bakterien in vielen Fallen ihre Fahigkeit zur Methanoxidation wah rend der Passage durch mehrere Anreicherungsstufen verlieren. Auch konnte an eine symbiontische Methanoxidation gedacht werden in del' Art, wie sie von RIPPEL (1919) ftir aerobe Cellulose·zersetzende und a naerobe denitrifizierende Bakterien beschrieben wurden. Hier stell en die Zellu· losezersetzer die Abbauprodukte del' Zellulose als C·Quelle zur Verfugung, wahrend die Denitrifikanten aus dem entstehenden, leicht zerfallenden N20 den Zellulose· zersetzern den notigen O2 bereitstellen, so daB diese auch unter anaeroben Bedin· gungt:n gedeihen konnen. Wenn eine anaerobe Methanoxidation eines reinen Bak· terienstammes bisher nicht zweifelsfrei nachgewiesen werden konnte, dann muB das Fehlm von 02 nicht unbedingt die Ursache dam I' sein.

Fiir eine solche anaerobe CH4·Oxidation im Boden spricht die Veranderung del' Gasatmosphare tiber den beaufschlagten Proben (Abb. 6). Mit steigender Beauf. schlagungsdauer stieg der Verbrauch an CH4 und zugieich auch die CO2·Produktion an. Die a uffallige Diskrepanz zwischen del' l'elativ starken Abnahme des CH4·Gehaits (-1:1,3 Vol.· % in 63 Std. nach 8 Wochen Beaufschlagung) und del' vergleichsweise geringen Zunahme des CO2·Gehalts (+ 1,05 Vol..%) kann mit LEADBETTER u. FOSTER (1958) als heterotrophe Binduug von CO2 bei Wachs tum auf CH4 erklart werden. Damit steht die Zunahme des Gehalts an organisch gebundenem C in Erdgas· bOden in Einklaug (HARPER 193~)) . Del' groBte Teil des Methan·C wird also offenbar in Form von hohermolekularen Verbinduugen festgelegt. Auch an einen symbion. tischen C·Verbrauch in der oben beschriebenen Weise kann hier gedacht werden.

Kach WHITTENBURY (1969) ist del' erste Schritt del' Methanoxidation eine Hydro. xyli'~rungsreaktion, die Methano l ergibt zusammen mit zwei Elektronen. Der weitere Abbau erfoIgt tiber Formaldehyd zur Ameisensaure, die in CO2 und H 20 zerfallt BROWN u. STRAWINSKY 1958) . LEBEAULT et al. (1970) gelangen zu folgendem all· gemeinen Abbauschema fur Alkan·Kohlenwasserstoffe:

1. N AD.abhangige Oxidation zum primaren Alkohol. Diese Reaktion ist unab· hangig von Luft.02 ;

2. NAD·abhangige Oxidation zum Aldehyd: 3. NAD·abhangige Oxidation zur Saure.

Auffallend ist, daB aBe drei Schritte Dehydrogenase.abhangig sind. Diesel' Befund laBt die Messung del' Aktivitat dieses Enzyms besonders interessant erscheinen.

Die Bodenatmung ist dagegen a ls aerober Vorgang Oxydase·abhangig. Die unter den anaeroben Bedingungen des Versuchs stattfindenden mikrobiologischen Vel" anderungeu kommen daher in del' Bodenatmung nul' unvollstandig zum Ausdruck , zumal ihre Messung unter den Versuchsbedingungen mit einer Lufttrocknung vel'· bunden ist. Dementsprechend kann nach Erdgasbeaufschlagung (Abb. 7) eine Iuten· sitatssteigerung der Bodenatmung durch MethanoIzugabe (Val'. II) nicht erreicht. werden. Immerhin ist die Methanol.abhangige Atmungsintensitat uber die gesamte Vnsuchsdauer hinweg hoher als die Athanol.abhangige (Val'. III), d. h., es ist Var. III: Vf,.r. II < 1,00. Da zahlreiche fakultative Anaerobier sowohl unter Erdgasbedin­gungen als auch unter aeroben Bedingungen aktiv sind, kommt hierin sicherlich die se lektive Forderung del' zum CHj·Abbau befahigten Mikroorganismen im Boden clurch den hohen Methangehalt del'; Erclgases zum Ausdruck.

276 K-H. KRCIGER

N ach Stadtgasbeaufschlagung ist das VerhiiJtnis von Athanol- zu Methanol­abhangiger Atmung (Var. Ill: Var. II) dagegen stets > 1,00 (Abb.8). Diejenigen Mikroorganismen, die zu Beginn der Beaufschlagung als fakultative Anaerobier noch aktiv blieben, wurden mit fortschreitender Versuchsdauer durch die giftigen Komponenten im Stadtgas geti:itet. Mit dem Ausfall dieser Mikroorganismengruppe entfiiJlt auch die Mi:iglichkeit, daB die anaeroben Veranderungen im Boden sich unter dm aeroben Bedingungen der Atmung manifestieren. Die gemessene Atmungs­intensitat ist denjenigen Mikroorganismen zuzurechnen, die die anaerobe Stadtgas­pha:;e in einem Ruhezustand uberdauerten. Da ihre Zahl wahrend der Versuchsdauer offenbar konstant blieb, verandert sich dementsprechend auch die Atmungsintensitat in den Var. lund Var. III nur unwesentlich gegenuber dem Ausgangswert. Auf diese uberlebenden Mikroorganismen wirkt Methanol aber als Gift, so daB die Methanol­abh:ingige Atmungsintensitat herabgesetzt ist.

Da die Bodenatmung Oxydase-abhiingig, die Methanoxidation dagegen Dehydro­genase-abhangig ist, erscheint es sinnvoll, die Veranderung der Aktivitat des Enzyms "Dehydrogenase" (= D-Aktivitat) wahrend der Beaufschlagung unmittelbar zu messen.

Bei Erdgasbeaufschlagung ergibt sich eine Steigerung der D-Aktivitat in allen drei Varianten (Abb. 9). Durch Zugabe von Athanol (Var. III) kann gegenuber der Kontrolle (Var. I) keine weitergehende D-Aktivitatssteigerung erzielt werden, wogegen die Kurve fur Var. II (Methanolzugabe) einen von den beiden Kurven fur Var. lund Var. III stark abweichenden Verlaufnimmt. Hierin kommt die spezifische Fi:irderung des D-Enzyms durch das Methan des Erdgases zum Ausdruck. Dieser EinfluB des Erdgases kann zahlenmaBig durch die Verhiiltnisse Var. I: Var. II und Var. III: Var. II ausgedruckt werden, deren Werte von 0,65 bzw. 1,19 auf 0,32 bzw. 0,66 absinken, also urn etwa 60 % bzw. etwa 45 %. Die entsprechenden Werte fur die CO 2-

Bea-llfschlagung (Abb. 11) zeigen eine Zunahme urn etwa 12 % (I: II) und urn etwa 25 <J'J (III: II).

Vergleicht man die Mittelwerte dieser Relationen fUr Acker- und StraBenbi:iden (Tabelle 9) und die entsprechenden Zahlen fur Erdgasbi:iden (Tabelle 10) mit diesen Werten, dann ergibt sich folgendes Bild:

Ackerboden Stmt.enboden CO2 , Beaufschlagung (Modellversuch, 8 Wochen) Erdgasboden Erdgasbeaufschlagung (Modellversuch, 7 Wochen)

I: II

0,75 ±: 0,15 0,99 ± 0,24 0.71

0,42 ± 0,16 0,:35

III: II

1,32 ± 0,21 1,23 ± 0,29 1,55

0,68 ± 0,22 0,64

Es erscheint daher mi:iglich, die D-Aktivitat zur Diagnose von Erdgasschiiden heranzuziehen, da die Werte fur CO2-beaufschlagte Erden und Normalbi:iden und die fur Bjrdgas-beaufschlagte Erden und Erdgasbi:iden unter sich jeweils gute Uberein­stimmung zeigen. Dabei werden die Grenzwerte y, bei deren Unterschreitung von einem Erdgasschaden gesprochEn werdEn kann, zwischen den oberen Grenzen der Erdgasbi:iden und den unteren Grmzen der Acker-/StraBenbi:iden liegen.

Var. I: Var. II Var. III: Val'. II

0,58 < y < 0,60 0,90 < y < 0,94

Beeinflussung der biologischen Aktivitat im Boden 277

Die D-Aktivitat durfte sich im allgemeinen als recht empfindlich erweisen, da die entsprechenden Mikroorganismen noch sehr geringe Kohlenwasserstoffkonzentrationen zu nutzen vermogen (BOKOVA et al. 1947), DOSTALEK U. SPURNY 1962). Jedoch mul3 berucksichtigt werden, daB auch der Athananteil des Erdgases als Substrat dienen kann. Zwar gelangte MUELLER (1969) von Anreicherungskulturen mit Erdgas aus­schlieBlich zu Bakterienstammen, die CH4 verwendeten, jedoch isolierten DWORKIN u. FOSTER (1958) unter gleichen Bedingungen Kulturen, die ausschlieBlich Athan verwendeten. Aus diesem Grunde sollte stets auch der Mn2+-Gehalt eines Bodens zur Di.l.gnose herangezogen werden.

Die Messung der D-Aktivitat nach Stadtgasbeaufschlagung (Abb . 10) ergibt auf Grund des Ausbleibens einer biologischen Mn-Reduktion ein zu erwartendes Er­gebnis: Die Enzymaktivitat fallt innerhalb einer Woche auf nahezu Null, eine Be­stii,tigung fur die Annahme , dal3 ein mit Stadtgas behandelter Boden keine biologische AHivitat mehr zeigt.

Es bleibt die Frage offen, ob die Kohlenwasserstoffoxidation kausal mit del' Mn02-Reduktion verbunden ist. Immerhin scheint die Denitrifikation nicht mit einer Kohlenwasserstoffoxidation verknupft werden zu konnen (HANSEN u. KALLIO 19:57). In Zusammenhang mit der Desulfurikation scheint eine solche Oxidation dagegen moglich zu sein (ROSENFELD 1947, DAVIS U . YARBOROUGH 1966). Fur eine K3,usalitat spricht, daB z. B. Propan-oxidierende Bakterien in Gegenwart von Prop an sonst leicht zu oxidierende organische Substanzen anderer Natur nicht verwerten (K USNEZOV u. TELEGINA 1957). Weiterhin sind Mn02-reduzierende Bakterien nach TROSCHANOV (1968) obligat C-heterotroph. Auch das Ausbleiben einer Mn02-Reduk­tion in CO2-Atmosphare deutet in diese Richtung.

Da das Mn02 weniger als O-Donator als vielmehr als H-Akzeptor auf tritt, ware eine H-Aktivierung am MethanmolekUl, wie sie von ZAJIC (1964) an Pseudomonas methanica beobachtet wurde, Voraussetzung. Da die CH4-Oxidation nach LEBEAULT et al. (1970) NAD-abhangig ist, ware diese Voraussetzung erfullt.

Die Veranderung del' Gasatmosphare uber den beaufschlagten Erdproben mit holler CH4-Abnahme und vergleichsweise geringer CO2-Bildung deutet darauf hin, da,3 die CH4-Oxidation primar nicht bis zum CO2 verlauft . Der Methan-C wird zu­mindest teilweise auf del' Aldehydstufe entweder uber einen modifizierten Pentose­phosphat-Zyklus (KEMP u. QUAYLE 1965) oder durch !Condensation mit Glycin zum Serin (LARGE et al. 1962, KANEDA U. ROXBURGH 1959) in die Zellsubstanz integriert. Als weitere Moglichkeit konnte man an einen ahnlichen Mechanismus denken, wie er von CHALLENGER (1945) fur Penicillium notatum und P . chrysogenum angegeben wird. Diese Pilze bilden Dimethyl-Selenid bzw. Dimethyl-TeIIurid aus Selenat bzw. Te!ilurat, wobei die Herkunft del' C1-Gruppen aus Formaldehyd diskutiert wird. Nach ZALOKAR (1953) besteht bei N eurospora eine obligate Beziehung zwischen Selenit­red.uktion und Transmethylierung.

Diese Uberlegungen und Befunde fiihren zu del' Annahme, daB neben der aero ben aueh eine anaerobe Methanoxidation moglich ist, die von einem Teil del' beteiligten Mikroorganismen mit einer Mn02-Reduktion verbunden werden kann.

Wenn das Kummel'll eines Baumes als Erdgasschaden erkannt ist, dann mul3 , na( ~h Abdichtung des Gaslecks, die erste MaBnahme ZUl' Erhaltung des Baumes in einer Beliiftung des Bodens bestehen.

Die BelUftung von Erdproben, die mit Erdgas beaufschlagt waren (Abb. 13), resultiert in einer exponentiellen Abnahme des Mn2+-Gehalts. Wie die Kontrolle zeigt , ist eine chemische Oxidation weitgehend auszuschliel3en, die einen linear en Verlauf nehmen wurde. Wie schon bei den Versuchen zur Mn-Reduktion fiihrt auch hier der exponentielle Charakter der Oxidationskurve zu der Annahme, daB die

278 K-H. KROGER

Mn2+-Reoxidation im Boden ein biologischer Vorgang ist, der auf die Tatigkeit von Mikroorganismen zuriickgefiihrt werden kann. Die auffallende 2tagige Latenzphase nach vorausgehender 12wochiger Beaufschlagung deutet dara-uf hin , daB im wesent­lichlm Aerobier beteiligt sind, die die lange anaerobe Phase im Ruhezustand iiber­daullrn. Trotz der Ungiftigkeit des Erdgases nimmt also offen bar die Reaktivierungs­fahigkeit der aeroben Mikroflora im Boden mit der Dauer del' Beaufschlagung ab und entsprechend die Reaktivierungsdauer zu. Das zeigt auch die gegeniiber del' 4wochigen Beaufschlagung herabgesetzte Oxidationsgeschwindigkeit. So nimmt vom Zeitpunkt des Einsatzes der biologischen Oxidation an gerechnet der Mn2+-Gehalt nach 4wochi­ger Beaufschlagung innerhalb von 4 Tagen um 56,5 % ab, nach 12wochiger Beauf­schlagung dagegen nur um 25,2 %. Hierbei muB allerdings berticksichtigt werden , daB auch das Mn2+-Ion selbeI' in hoheren Konzentrationen auf die Mikroorganismen giftig wirkt (BECK 1968) .

Weiter zeigt es sich deutlich, daB nach langfristiger Erdgaseinwirkung auf Boden , derm Reoxidationsfahigkeit ganz allgemein hera-bgesetzt ist , da die Reaktivierungs­fahigkeit del' hierzu notwendigen aeroben Mikroflora mit zunehmender Dauer del' anasroben Phase abnimmt. Es ist aber auch denkbar, daB bei langerer Erdgasein­wirkung ein Tei l des reduzierten Mn in eine biologisch nicht oxidierbare Form tiber­geh·~ .

Die Annahme, daB die Oxidation des Mn2+ ein biologischer Vorgangist, wird gesiiitzt durch das Verha Iten des Mn 2+ nach Stadtgasbeaufschlagung (Ab b. 14). N ach 4wc.chiger Beaufschlagung ist eine mikrobielle Oxidation noch moglich, wenn sie auch mit einer starken Verzogerung einsetzt. Dieses Ergebnis steht in Einklang mit dem Befund , daB in den ersten 3-4 Wochen der Stadtgasbeaufschlagung eine biolo­gisehe Mn-Reduktion noch moglich ist. Sie wird dort im weiteren Verlauf des Ver­suchs dureh eine chemische Reduktion ersetzt (Abb. 2). Dementsprechend ist auch him nach 12wochiger Beaufschlagung die biologische Mn-Oxidation vollstandig unterbunden. Die sehr schwache Mn-Oxidation, die trotzdem auf tritt , verlauft linear, ist hlso offenbar ein chemischer ProzeB, der moglicherweise durch Katalyse bestimmter Boclenbestandteile zustande kommt. Wird dagegen das Mn2+ als Sulfat in Wasser gelbst, so ist hier eine chemische Oxidation nicht moglich.

Die chemische Oxidat ion im Boden verlauft sehr langsam. So wird durch sie ein Wert, del' nach 4wochiger Stadtgasbeaufschlagung durch 14tagiges Beltiften erreicht wird (34 % Mn2i-) , nach einer 12wochigen Beaufschlagung erst nach 128 Tagen an­ges1,rebt. Hier, wie schon bei den Versuchen zur Mn-Reduktion, zeigt sich, daB ein Boden, der ftir lang ere Zeit mit Stadtgas in Bertihrung kommt, nachhaltig geschadigt bleibt. Bei hohen Stadtgaskonzentrationen und standigem Gasstrom, d. h. bei umfangreichen Gaslecks, kann del' Boden in diesem Zusammenhang als tot angesehen werden.

Durch die Annahme einer biologischen Oxidation lassen sich auch andere Befunde erklaren. So unterbindet eine Hitzesterilisation die Mn-Oxidation vollig (Abb. 15). Eine ahnliche Wirkung hat eine Lufttrocknung der Proben, was insofern nicht iiber­rasehen kann, weil in einem Boden mit einem H20 -Gehalt von nur 0,4 % die Bakterien aus Griinden der Hydratur inaktiv bleiben. Die Senkung des pH-Wertes auf 4,5 reduziert die Oxidation auf 39 % der Kontrolle. Nach LEEPER u . SWABY (1940) liegt das Optimum einer biologischen Mn-Oxidation bei pH 6,0-7,5.

Von besonderer Bedeutung ist in diesem Zusammenhang ein Faktor, der heute in den meisten StraBenboden eine groBe Rolle spielt, namlich das Auftausalz. Es war gezeigt worden, daB Auftausalz die Mn-Reduktion nur geringftigig herabsetzt. Die Oxidation des Mn wird dagegen hei 14tagiger Beltiftung, verglichen mit der Kon­troHe, urn fast 29 % vermindert.

Beeinflussung der biologischen Aktivitat im Boden 27H

Zwar scheimn aerobe Organismen relativ resistent zu sein gegen eine kurzfristige Erhohung del' Salzkonzentration im Boden (HARMSEN 1970), auch konnen, bei standiger Sa lzeinwirkung , Spezialisten selektiert werden, die selbst hohe Konzen­trationen zu ertragen vermogen (ELAZARI-VOLKANI 1943), jedoch scheint eine standig hohe Salzkonzmtration im Boden das Gleichgewicht innerhalb der Mikroflora doch zur anaeroben Seite hin zu verschieben. So fanden KELLER u. HENIS (1970) in salinen Boden vorwiegend Zellulose-abbauende und N-fixierende Clostridien und N03-­

reduzierende Bakterien. Aerobe N-Fixierer, NH4- und S-oxidiel'ende Bakterien fehlten vollig.

Neben der Vel'besserung des Sauerstoffgehalts im Boden wird man versuchen , den geschadigten Baum wie auch die oxidierenden Mikroorganismen durch zusatz­liche Diingung zu fordern (Abb . 16). Eine Diingung mit NaN03 laBt die Oxidation zunachst langsamer beginnen a ls in del' Kontrolle , hauptsachlich eine osmotische Wirkung, z. T. wohl auch eine Wirkung des Na +-Ions. J edoch erreicht die so gediingte Prolle nach 14tagiger Beliiftung ein etwas geringeres Niveau an Rest-Mn als die Kontrolle. Betrachtet man ausschlieBlich das Ergebnis der Beliiftung, dann wirkt das Nitrat also durchaus beschleunigend auf die Oxidation. Daraus folgt, daB das im Boden durch Beliiftung erre ichbare Oxidationsniveau u. a. wesentlich durch den Nahrstoffgehalt des Bodens bestimmt ist.

Die Zugabe von reduziertem 1\ in Form von Harnstoff laBt die daraus resultierende Oxidationskurve wesentlich flache!' verlaufen. Dieses im Vergleich zur NaN03-

Kurve abweichende Verhalten zeigt sich jedoch erst dann, wenn die Amid-Gruppen durch bakterielle Tatigkeit frei werden. Reduzierter N scheint also die Mn-Oxidation zu hemmen, offenbar iiber eine Konkurrenz als H -Donator dem O2 gegeniiber.

Imgesamt gesehen zeigen di e Ergebnisse eine Abhangigkeit der Mn-Oxidation von der Anwesenheit einer Mn-oxidierenden Mikroflora im Boden. Solche Fe- und Mn-oxidierenden Bakterien sind innerhalb del' Chlamydobakterien, besonders aus den Gattungen Leptothrix und Chl'enothrix, seit lang em bekannt. Diese fadenfOrmigen Eisenbakterien sind weit verbl'eitet und durchaus nicht an Standorte gebunden, an denen reduzierte Fe- oder Mn- Verbindungen auftreten. Sie wurden auch in eisen­freier Umgebung gefunden, wo sie sich am Abbau von Proteinen und Kohlenwasser­stoffen beteiIigen (KALINENKO 1946).

Daneben wurd£n zahlreiche andere Arten beschrieben, die Fell und Mn ll zu oxidieren vermogen, wie S idel'ocapsa- und Naumanniella-Arten (BEGER 1949), Arten von Corynebakterien, Chromobakterien und Flavobakterien (BROMFIELD u. SKERMAN 1950), wobei die Befunde fiir die zuletzt genannten, ebenso wie fiir einige Pseudo­monas- (ZAWARZIN 1962), S el'ratia - und Aerobacter-Arten (SKERMAN u. BROMFIELD 1949), auf eine symbiontische Mn-Oxidation hindeuten. AuBerdem konnen einige Pilze an der Mn-Oxidation bet eiligt sein (BROMFIELD u . SKERMAN 1950, TIMONIN 1956), die moglicherweise in sauren Boden einige Bedeutung haben.

Ais Mechanismus fiir die biologische Mn-Oxidation schlagen MasE u. BRANTNER (1966) eine Aufnahme des Mn2 ' in die Zelle in komplexer Bindung an ein organisches Molekiil VOl'. Der organisehe Anteil wird ill den Stoffweehsel einbezogen , wahl'end das Mn2+ zum Mn02 "entgiftet " wird. Dureh diesen Mechanismus sollen z. T. auch solehe Mikroorganismen, die zur Mll-Oxidation primal' nicht in der Lage sind, hierzu befahigt werder ..

MasE u. BRANTNER (1966) geben als Voraussetzung fiir eine biologisehe Mn­Oxidation im Boden auBer dem Vorhandensein von O2 folgende Bedingungen an:

Anwesenheit von organimhem ~ ,

Anwesenheit von organisch em C, Anwesenheit einer komplexbi ldenden organi8chen Verbindung.

280 K.·H. KROGER

Die beiden ersten Bedingungen werden durch das Erdgas selbst erfiillt (HARPER

1939), die letzte Voraussetzung darf ebenfalls in jedem Boden als gegeben angesehen werden (HEINTZE 1957).

E s wird deutlich, daB eine biologische Mn-Oxidation in jedem belebten Boden mog}jch sein sollte. Wedel' das Fehlen geeigneter Mikroorganismen noch das Fehlen geeigneter organischer Substrate kann offenbar die Ursache fiir das Ausbleiben del' Reoxidation des Bodens sein. Entscheidend wird dagegen sein , den 02-Gehalt des Bodons zu verbessern.

5. Zusammenfassung

L Es wird die Wirkung von Erdga<; und Stadtgas auf den Boden betrachtet. 2. Unter dem Einflu13 von Erdgas erfolgt eine biologische R eduktion der Mn·Oxide im Boden. Die

KILUsalitat zwischen biologischer Mn·Reduktion und biologischer Kohlenwasserstoffoxidation wird diskutiert.

3. Durch das Methan des Erdgases ol'fiihrt die Aktivitiit des Enzyms "Dehydrogenase" bei be· sti mmten Bodenmikroorganismen eine charakteristisehe Veriind erung.

4. Mll·Reduktion und Dehydrogenase·Aktivitat konnen zur Diagnose eines Erdgasschadens heran· ge:wgen werden.

5. DlU'ch Stadtgas wird die Bodenmikroflora weitgehend getotet. D ie Mn-Reduktion ist hier ein chem ischer Prozet3. Er kann zur Diagnose von Stadtgasschaden geniitzt werden.

6. Die oxidative Regeneration gasgeschadigter Boden ist vorwiegend ein biologischer Vorgang. EI dgas und Stadtgas zeigen unterschiedlichen Einflu13 auf die R eoxidationsfahigkeit eines Bodens.

H errn Prof. Dr. U. RUGE mochte ich hier meinen herzlichen Dank aussprechen fur die Dber. lassu:lg des Themas Bowie fUr die hilfsbereite Forderung durch zahlreiche Ratschliige und Anre· gung4ln.

Die Untersuchung wurde ermoglicht durch das Entgegenkommen del' Hamburger Gaswerke GmbH, in deren Labor die praktische Arbe it durc'lgefUhrt wurde und denen an diesel' Stelle herzlich gedallkt sei.

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