Der Wasserhaushalt in einem Karstgebiet und seine Größe ist diversen Rahmenbedingungen unterworfen. Je nach Lage, Exposition, Form und Größe des Einzugsgebiets, Ausbildung des Vorfluternetzes, Verdunstungsrate, Häufigkeit und Art der Niederschläge kann sich in der vorgegebenen geologischen Situation der Karstgrundwasserkörper unterschiedlich entwickeln.

Für die Mächtigkeit des potentiellen Karstgrundwasserkörpers ist hier die Dogger/ Malm – Grenze ausschlaggebend. Die Tiefenlage der Aquiclude (Dogger- und Malm-) variiert im Arbeitsgebiet zwischen 200 und 300 m ü. NN und ist für eine Karstgrundwassermächtigkeit ab 50 m bis über 200 m verantwortlich (GLA 1995). Bei Tüchersfeld liegt z. B. eine Karstgrundwassermächtigkeit von 50 – 60 m vor.

Die oberflächige Entwässerung des Arbeitsgebiets erfolgt über die drei Haupttäler Richtung W. Die Größe des Einzugsgebiets bewegt sich im Grunde genommen über das Arbeitsgebiet hinaus, wodurch die Püttlach, der Haselbrunnbach und der Weihersbach nur einen Teil der anfallenden Niederschläge dem Gebiet entziehen. Aber aus der drei-dimensionalen Darstellung des Gebiets (Karte 1) und dem sich im N befindlichen Ailsbacher Sattel kann man auch erkennen, daß hier mehr oder weniger eine Umgrenzung vorliegt, die einen Teil des Ablusses auf diese 3 Flüsse lenkt.

Durch die geologische Situation konnte sich in dem kalkigen und dolomitischen Gesteinskörper, aufgrund der Korrosion, ein mächtiger Karstgrundwasserkörper entwickeln, der seinen besonderen Charakter durch die untereinander kommunizierenden Spalten, Klüfte und großen Karsthohlräume erhält.

Das über die Niederschläge eingebrachte Wasser fließt entweder über den seichten oder den tiefen Karst ab. Auf das Arbeitsgebiet bezogen erfolgt der Abfluß über die Regionen des tiefen Karstes, da die Karstgrundwassersohlschicht weit unterhalb des Vorfluterniveaus liegt.

Im N liegt der Quellursprung für die Püttlach im Doggervorland und für den Haselbrunnbach auf der verkarsteten Hohenmirsberger Platte. Der Weihersbach entspringt im südöstlich gelegenem Klumpertal.

Im oberen Püttlachtal (es schließt an den östlichen Rand des Arbeitsgebiets an) konnte eine große Anzahl an kleinen Quellen ermittelt werden (vgl. unveröff. Diplomarb. DEBRAY 2000), deren Vorkommen sich aber nach der Ortschaft Pottenstein nicht mehr fortzuführen scheinen. Auf Grund des hohen Wasserstands der Püttlach (durchschnittlich 1,35 m) - nach Verlassen der Ortschaft Richtung Tüchersfeld - befinden sich evtl. ein Großteil der vorhandenen Quellen unterhalb des Wasserspiegels (sog. Grundquellen). Dies könnte auch auf den Weihersbach zutreffen, da auch er nur sehr wenig Quellen aufweist.

Weiterhin wird davon ausgegangen, daß beide Flußsysteme einen direkten Kontakt mit dem Karstgrundwasserkörper haben und von ihm mit Wasser versorgt werden (Exfiltration). Abflußuntersuchungen des WWA Bayreuth haben bewiesen, daß hier bei beiden ein relativ hoher Karstgrundwasserandrang von 25 – 100 [l/s*km²] vorliegt (GLA 1995). Dies erklärt somit den hohen Abflußanteil des Weihersbachs. Auch das intermittierende Fließverhalten des Haselbrunnbachs verdeutlicht sehr explizit, wie sehr der Abfluß von diversen Rahmenbedingungen abhängig ist, und daß ein Kontakt mit dem Karstgrundwasser und das Auftreten von Quellen in einem Karstgebiet keine Selbstverständlichkeit sind. Näheres zum Haselbrunnbach ist im Sonderteil, Kap. 6, erläutert. Ebenso kann der Kontakt mit dem Karstgrundwasserkörper zur Infiltration des Oberflächenwassers führen, wobei je nach Bachbetteigenschaft und Grundwasserneubildugsrate es periodisch zu unterschiedlichen Mengen des schwindenden Wassers kommt.

Um den Abflußvorgang und die Abflußdauer der Niederschläge, die im Einzugsgebiet niedergehen, zu verstehen, muß die Fließdynamik genauer betrachtet werde.

Die hier vorliegenden Riffkalke verfügen bereits durch ihre Wachstumsstruktur über grobe Hohlräume und eine große Permeabilität. Diese wird weiterhin durch die Dolomitisierung der Riffkalke erhöht. Da Magnesiumionen (Mg⁺) einen kleineren Ionenradius als Calciumionen (Ca⁺) besitzen (MATTHES 1993), führt die Bildung der Dolomitstruktur während des Umkristallisierungsvorgangs im Kalkgestein zu einer Porenraumerweiterung. Die tektonisch entstandenen Klüfte selbst tragen nicht zu einem zusätzlichen Porenraum bei, aber die Wasserwegsamkeit wird durch sie entscheidend erhöht (JORDAN et al. 1995).

Das von oben infiltrierende Wasser gelangt nun über ein weitverzweigtes Netz von Rissen und Röhren in die tieferen Stockwerke des Karstgrundwasserkörpers. Da im Karst sich das Karstgrundwasser auf verschiedene Hohlräume verteilt, die durch durchflusshemmende Schichten (unverkarstetes, mergeliges und nicht zerrüttetes Gestein) voneinander getrennt sind und untereinander nur begrenzt miteinander kommunizieren, kann neben der Tatsache, daß sich abfließendes Wasser in unterschiedlichen Stockwerken bewegt, es auch zu verschiedenen Fließrichtungen innerhalb eines Karstgrundwasserkörpers kommen.

Markierungsversuche des GLA´s und von anderen Instituten seit 1969 dienten zur Untersuchung der hydrogeologischen und hydraulischen Verhältnisse im fränkischen Raum mit diversen Zielsetzung, wie z.B. die Ermittlung der Hauptfließrichtung und die Überprüfung des Gefährdungspotentials durch Versickerung häuslicher Abwässer und Straßenabwässer. Auf das Arbeitsgebiet bezogen spielt die aus dem tiefen Karst entspringende Quelle der Stempfermühle bei Gößweinstein eine besondere Rolle. Sie selbst liegt nicht mehr im Arbeitsgebiet, aber spiegelt jedoch deutlich die hydrogeologischen Verhältnisse auch für das Arbeitsgebiet wider. Tracerversuche mit Kochsalz bei Gößweinstein (1975) und Etzdorf (1990) und mit Eosin in der Veldensteiner Mulde (1990) zeigten, daß das Einzugsgebiet der Stempfermühlequelle sich nach S und SE bis zur Wasserscheide im Veldensteiner Forst erstreckt (GLA 1995). Dies gilt somit für das S-Ufer der Unteren Püttlach und den Weihersbach, dessen Streichen bereits die Hauptfließrichtung widerspiegelt. Nördlich der Püttlach und dem Haselbrunnbach verläuft das Karstgrundwassergefälle in südwestlicher Richtung.

Allgemein konnten bei den Tracerversuchen in der fränkischen Karstlandschaft diverse Besonderheiten beobachtet und festgestellt werden, die auch auf viele andere verkarstete Gebiete der Welt umgesetzt werden können.

Die Untersuchungen des GLA´s (1995) zeigten, daß sich die Ausbreitungsrichtungen der Tracer nicht an der Fließrichtung der Karstgrundwasseroberfläche orientieren. Der Grund liegt in den stark verkarsteten und zerklüfteten Bereichen des tiefen Karstes. Kommt es zu einer Tracerausbreitung innerhalb dieser sehr tiefliegenden Regionen, kann ein Wieder-Austreten des Tracers in einem Vorfluterbereich erfolgen, der tiefer liegt, als die dazwischen liegenden Berg- und Talwasserscheiden. Als gutes Beispiel kann die Unterströmung der Pegnitz mit markiertem Wasser aus der Veldensteiner Mulde genannt werden: Der östlich der Pegnitz eingebrachte Färbungsstoff kam am westlichen Ufer der Pegnitz in der Rothenbruckquelle wieder zum Vorschein (GLA 1983 a). Ebenso ist das Kreuzen von Tracerwegen zu erwähnen. Dies wird auf periodische Karstgrundwasserspiegelschwankungen zurückgeführt, was zur Folge hat, daß markiertes Wasser in verschiedene Kluftsysteme mit unterschiedlichen Fließrichtungen gelangt (GLA 1995). Diese Anisotropie des Karstgrundwasserleiters führt außerdem auch zu verschiedenen Farbstoff-Nachweiszeiten, unabhängig von der Entfernung zum Eintragungsort. Die gemessene Zeit entspricht der "schnellsten Verbindung" zwischen den Punkten und nicht der des kürzesten Fließwegs. Ebenso kann es zu langen Verweilzeiten der Färbungsstoffe im Karstgrundwasserkörper kommen, hervorgerufen durch Hohlräume, welche nur bei einem hohen Karstgrundwasserspiegelstand Kontakt mit anderen Bereichen haben, und somit als unfreiwillige "Rückhaltebecken" fungieren. Z. B. ergaben radiometrische Untersuchungen in der Schwäbischen Alb mittlere Verweilzeiten für Karstwässer aus tiefphreatischen Bereichen bis 20 000 Jahre. Die mittleren Abflußzeiten von der Schwäbischen Alb zur Donau hin liegen zwischen 10 und 50 Jahren (GEYH & GROSCHOPF 1978). Im Gegensatz dazu kann es aber auch zu sehr kurzen mittleren Verweilzeiten kommen. Vor allem in Bereichen des Seichten Karstes ist ein sehr schneller Austrag von eingebrachten Stoffen, evtl. in einem Zeitraum von wenigen Stunden bis hin zu nur ein paar Tagen, möglich.

Ein negativer Faktor dieser Anisotropie ist in dem analogen Verhalten von Schadstoffen zu Tracerstoffen zu erkennen. Verglichen mit dem Eintrag von Tracerstoffen ist darauf zu schließen, daß erstens die Kontamination von Trinkwasser nicht verhindert werden kann und zweitens höchstens eine Verdünnung, aber kein Abbau der Schadstoffe im Karstsystem erfolgt. Allein schon durch die relativ dünnen Deckschichten ist nur mit einer sehr geringen Filterwirkung zu rechnen. Wilde Müllkippen in Dolinen, Unfälle von Gefahrenguttransporten und die Überdüngung von landwirtschaftlich genutzten Flächen sind nur ein paar wenige Beispiele für potentielle Verschmutzungsquellen des Trinkwassers in einem Karstgebiet.

Der heutige erkennbare Flußverlauf des Arbeitsgebiets in der Fränkischen Alb entspricht nicht den ehemaligen Bahnen. Heute fließt die aus N kommende Aufseß bei Doos in die Wiesent, und bei Behringersmühle mündet in die Wiesent die Püttlach. Das Wiesenttal zieht sich Richtung W über Streitberg nach Forchheim weiterhin fort, um dann dort in die Regnitz zu münden.

Nach CRAMER (1928) verlief der ursprüngliche Abfluß der Uraufseß Richtung Behringersmühle, dann weiter durch das Püttlachtal, um über das Weihersbachtal hinweg in der Veldensteiner Kreidemulde zu enden. Die Urpüttlach selbst folgte bis zu ihrem Knick östlich von Pottenstein dem heutigem Talverlauf, floß dann aber durch das heutige Trockental von Willenberg Richtung E, und mündete daraufhin in die Pegnitz. Ein Seitenarm am Knick führte dann später zur Anzapfung der Urpüttlach zur Uraufseß. Die älteste Umlenkung der Uraufseß könnte tektonisch mit dem Einbruch des Rheintalgrabens verknüpft sein. Erleichtert wurde wahrscheinlich auch die Flußumkehr aufgrund einer Störung, welche im Bereich Plech - Betzenstein nach Norden zieht, und eine Aufwölbung am Westrand der Veldensteiner Mulde zur Folge hatte.

Die Erläuterung der hier aufgeführten physikalischen und chemischen Parameter ist nur allgemein gehalten, da der nähere Bezug zu den Untersuchungsergebnissen im Kapitel 5.3 "Datenauswertung und Deutung" hergestellt wird. Die angegebenen Grenzwerte sind der TVO von 1990 entnommen.

Der pH-Wert ist ein Summenparameter und ist bestimmend für die Löslichkeit von Verbindungen und Salzen in einer wäßrigen Lösung. Definitionsgemäß stellt er den negativen dekadischen Logarithmus der Wasserstoffionenkonzentration in einer Lösung dar und ist dimensionslos. Seine Werte liegen zwischen 0 und 14. Neutrales Wasser besitzt einen Wert von 7. Bei der pH-Wert-Messung wird das Verhältnis der Konzentrationen der Wasserstoffionen (H⁺) zu den Hydroxidionen (OH^-), die durch die temperaturabhängige Dissoziationskonstante des Wassers vorliegen, gemessen (JORDAN et al. 1995). Eine Lösung von Stoffen kann nun zu einer Reaktion mit dem Dissoziationsprodukt des Wassers (H⁺ und OH^-) führen, und somit das Verhältnis in den sauren oder alkalischen Bereich verschieben. Das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht ist i. allg., aber vor allem für das Karstwasser, für die Höhe des pH-Werts bestimmend.

Malmwässer weisen meist mit pH-Werten über 7 ein alkalisches Reaktionsverhalten auf (MATTHESS 1990).

Die spezifische elektrische Leitfähigkeit einer wäßrigen Lösung beruht auf ihren Gehalt an dissoziierten Ionen und ist von der Ionenkonzentration und der Temperatur der wäßrigen Lösung abhängig. Sie ist als Kehrwert des elektrischen Widerstandes definiert und ihre Maßeinheit wird in "Siemens" pro cm angegeben. Der Zahlenwert für Karstgrundwasser liegt bei µS/cm und die Multiplikation mit 0,65 ergibt etwa den gelösten Feststoffanteil in mg/l. Somit kann als Summenparameter der Mineralisationsgrad einer wäßrigen Lösung bestimmt werden, dessen Ursprung im Zusammenwirken geogener und anthropogener Faktoren liegt. Bei Karstwässern ist außerdem hauptsächlich der Anteil an Hydrogencarbonat -, Calcium- und Magnesium-Ionen für die gemessene Größenordnung bestimmend (GLA 1995).

Sauerstoffgehalt

Der Sauerstoff (O₂) nimmt unter den gelösten Gasen im Wasser eine existentielle Stellung ein, da er die Lebensgrundlage für fast alle Wasserorganismen darstellt (WORCH 1997). Die Sauerstoffaufnahmefähigkeit des Wassers hängt von mehreren Faktoren ab. Einerseits erfolgt eine Zufuhr über die Atmosphäre - schnelle Fließbewegungen begünstigen die Aufnahme - oder durch die Photosynthese von im Wasser lebenden Organismen (Algen). Andererseits hängt die Gaslöslichkeit vom herrschenden Luftdruck und der Temperatur ab. Nach WORCH (1997) vermindert sich die Sauerstofflöslichkeit bei einer Erhöhung der Wassertemperatur von +10 °C auf +25 °C um ca. 25 %, d. h. von 11,2 mg/l auf 8,35 mg/l (Luftdruck 1 bar). Karstwässer aus dem seichten Karst weisen i. allg. in der Regel einen hohen Anteil an gelöstem Sauerstoff auf (>70 %), da sie mit oberflächennahen und somit gut durchlüfteten Zuflüssen im Kontakt stehen. Die Karstwässer aus dem tiefen Karst besitzen z. B. wegen ihrer langen Aufenthaltsdauer im Karstgrundwasserkörper meistens Sättigungswerte < 50 % an gelöstem Sauerstoff (GLA 1995).

Nitrat

Das gut in Wasser lösliche Nitrat (NO₃^-) zählt zu den Hauptnährstoffen für Pflanzen und stellt in Wässern mit ausreichender Sauerstoffversorgung die dominierende Stickstoffverbindung dar (DARIMONT 1983 & WORCH 1997). Neben den natürlichen Ursachen (geologisch, Niederschläge) für das Vorkommen von Nitrat sind vor allem ursächlich die anthropogenen Einträge (landwirtschaftliche Düngung, Massentierhaltung, Kläranlagenabläufe, Abfalldeponien, etc.) für die erhöhten Konzentrationen in den Gewässern verantwortlich. Vor allem die saisonale Bodennutzung trägt verstärkt zur natürlichen starken jahreszeitlichen Schwankung des Nitratgehalts in Grund- und Oberflächenwässern bei (GLA 1995). Neben dem direkten Eintrag als Nitrat kann es aber auch über den Umweg der Nitrifikation (mikrobielle Oxidation), bei guten Sauerstoffverhältnissen, aus Ammonium entstehen (WORCH 1997). Das eigentliche Nitrat ist an sich nicht gesundheitsschädlich. Nach DARIMONT (1983) führen erst höhere Konzentrationen (> 2g) zu gesundheitsschädlichen Magen- und Darmreizungen, und nach SOLLMANN (1957) & MOESCHLIN (1972) liegt die letale Dosis bei 8 - 30 g Nitrat.

Erst das durch Reduktion aus Nitrat entstandene Nitrit, besitzt eine toxische Eigenschaft. Die Bildung von Nitrit kann über mehrere Wege erfolgen, wobei die bakterielle Reduktion von entscheidenderer Bedeutung ist. Nach SELENKA (1980 & 1981, zit. in DARIMONT 1983) wird vom Körper nur ein Teil der über das Trinkwasser aufgenommenen Nitratmenge wieder durch die Nieren ausgeschieden, so daß im Körper durch die bakterielle Reduktion eine Bildung und Anreicherung von Nitrit erfolgt. Die toxische Eigenschaft von Nitrit ist vor allem für Säuglinge schädlich und äußert sich darin, daß deren fetales Hämoglobin durch das Nitrit doppelt so schnell zu Methämoglobin oxidiert wird, und, im Gegensatz zu Erwachsenen, viel langsamer zurück reduziert wird als nötig. Dies führt zu der gefürchteten Cyanose (Blausucht) bei Säuglingen, da nicht mehr genügend Hämoglobin für den Sauerstofftransport vorliegt (AUSSANNAIRE et al. 1968, zit. in DARIMONT 1983).

Weiterhin führt eine Reaktion von Nitrit mit Aminen oder Amiden, die auch in vielen Nahrungsmitteln vorkommen, zur Bildung von Nitrosaminen, die als ungewöhnlich wirksame krebserregende Agenzien gelten (DARIMONT 1983).

Nach PETRI (1976) (zit. in DARIMONT 1983) kann die Toxizität des Nitrats in drei Stufen untergliedert werden:

• Primärtoxizität des Nitrats
• Sekundärtoxizität des Nitrats nach Reduzierung zu Nitrit
• Tertiärtoxizität des Nitrats durch Bildung von Nitrosaminen

Das Ammonium (NH₄⁺) kommt i. allg. nur unter reduzierenden Bedingungen und in kleinen Mengen im Wasser vor (MATTHESS 1990). Ähnlich dem Nitrat kann es auch anthropogen über die Auswaschung von stickstoffhaltigen Düngemitteln in das Karstgrundwasser gelangen. Als weitere Quellen wären zu nennen: Kläranlagenabläufe, Gerbereien, industrielle und kommunale Abwässer, etc.. Das Ammonium selber kann unter verschiedenen Sauerstoffbedingungen durch biologische Vorgänge umgesetzt werden. Unter günstigen Sauerstoffbedingungen wird Ammonium über die Nitrifikation zu Nitrat abgebaut. Liegt aber ein Sauerstoffmangel vor, kommt es zur Denitrifikation (mikrobielle Reduktion) von Nitrat zu Ammonium. Obwohl noch keine toxische Wirkung auf den Menschen nachgewiesen ist, sollte die Tatsache, daß evtl. unhygienische Umstände für eine erhöhte Konzentration verantwortlich sein können, beachtet werden. Denn unter ungünstigen Bedingungen (eine Erhöhung des pH-Werts über 7,3) erfolgt die Umwandlung des Ammoniums zum toxisch wirkenden Ammoniak (WORCH 1997). Nach der Trinkwasserverordnung liegt der Grenzwert für Ammonium bei 0,5 mg/l und bei 30 mg/l bei geogenbedingten Überschreitungen des ersten Grenzwertes.

Gewässer erhalten ihre Sulfatzufuhr an Sulfationen (SO₄^2-) einerseits über die Niederschläge, die aus der Luft ausgewaschen werden und dem Wasserkreislauf zugeführt werden. Dies betrifft die natürlich (vulkanische Emanationen) und die anthropogen (z. B. industrielle Abgase) eingetragenen Schwefelverbindungen. Andererseits gelangt ein gewisser Sulfatanteil über den Abbau von organischen Substanzen im Boden, und durch die Auswaschung von sulfathaltigen Düngemitteln, Bauschutt und Abwässer in das Karstgrundwasser. Geologisch bedingt kann das Vorkommen von sulfathaltigen Mineralien, wie Feldspat, Gips und Kalisalz-Lagerstätten eine Konzentrationserhöhung weit über den vorgeschriebenen Grenzwert verursachen. Auch in Kalken und Mergeln sind Schwefelverbindungen zu finden (MATTHESS 1990). Dies ist vor allem für das Arbeitsgebiet ein wichtiger Faktor. Weiterhin stellt es auch das Endglied des biochemischen Abbaus von schwefelhaltigen Verbindungen dar. Sulfationen können unter oxidierenden Bedingungen aus Schwefelwasserstoff bzw. Sulfiden, oder durch Reduktion aus organischen Schwefelverbindungen durch den mikrobiellen Schwefelkreislauf entstehen. Sulfatreiches Trinkwasser ist genußmindernd und kann abführend wirken (WORCH 1997). Momentan ist der TVO-Grenzwert auf 240 mg/l festgesetzt, und eine Konzentration unter 70 mg/l wird noch nicht als anthropogene Beeinflussung eingestuft. Bei geogenbedingter Überschreitung gilt ein Grenzwert von 500 mg/l.

Es ist aber zu bedenken, daß der Verdünnungseffekt in einem Karstsystem sehr hoch ist, und eine anthropogene Belastung trotz scheinbar niedriger gemessener Konzentration doch vorhanden ist.

Die Menge des ubiquitären und sehr gut löslichen Chlorids (Cl^-) wird durch geogene (z.B. Salzlagerstätten) und anthropogene Einflüsse bestimmt. Wie bei Nitrat sind auch hier jahreszeitliche Schwankungen in der Chloridionenkonzentration durch chloridhaltige Düngemittel und durch die alljährliche Salzstreuung im Winter feststellbar. Weiterhin gelangt es über flüssige und feste Abfallstoffe in den Stoffkreislauf. Nach WORCH (1997) sind Konzentrationen über 30 mg/l als Verschmutzungsindikatoren zu werten. Unbelastete Grundwässer weisen Werte zwischen 10 und 30 mg/l Cl^- auf. Eine gute Beweglichkeit für Chloridionen liegt in Lockersedimenten und gut durchlässigen Gesteinen vor. Tonminerale können eine anionensperrende Wirkung besitzen, was evtl. auf die relative Größe der Chloridionen zurückzuführen ist (JORDAN et al. 1995). Ebenso gehen sie im Wasser keine Wechselwirkungen mit der Umgebung ein, wodurch herkömmliche Trinkwasserreinigungs- und -aufbereitungsmethoden keine Eliminierung bewirken. Da i. allg. Chloridionen für den Menschen unbedenklich sind, wird durch "Verschnitt" unterschiedlicher Wässer eine Konzentrationserniedrigung erreicht (WORCH 1997) und "versalzenes" Trinkwasser so für den allgemeinen Gebrauch aufbereitet. Der auch als Geschmacksschwellenwert angegebenen TW-Richtwert liegt bei 250 mg/l.

Phosphat kann in verschiedenen Verbindungen vorkommen. Zu unterscheiden sind hier die Orthophosphate und die kondensierten Phosphate, die aus mehreren Phosphatresten durch Wasserspaltung entstehen (WORCH 1997). In bezug auf diese Arbeit wird auf die genauere Unterteilung nicht eingegangen, da der allg. Phosphatgehalt in den Wässern betrachtet wurde. Die Phosphationenkonzentration dient als wichtiger Indikator für anthropogene Beeinflussung. Als anthropogene Quellen sind vorwiegend landwirtschaftliche Düngung und Abwasserversickerung zu nennen. Als natürliche Phosphat-Quellen könnten im Malmkarst phosphathaltige Einschlüsse genannt werden. Deswegen sind Konzentrationen von weniger als 0,5 mg/l als geogen bedingt zu betrachten (GLA 1995). Für Phosphatverbindungen gilt, daß ihre Beweglichkeit mit und im Wasser durch ihre sehr starke Affinität gegenüber Tonminerale eingeschränkt wird, und das bei bestimmten Randbedingungen es zur Fixierung von Schwermetallen kommen kann (JORDAN et al. 1995). Nach der TVO liegt der zulässigste Höchstwert bei 6,7 mg/l für Orthophosphate.

Die Wasserhärte ist ein Summenparameter für Wässer, und steht nach DIN 19640 für den Gesamtgehalt der Erdalkaliionen Calcium und Magnesium (Ca²⁺, Mg²⁺). Sie wird definiert als: Gesamthärte = Carbonathärte + Nichtcarbonathärte. Die Carbonathärte stellt die Konzentration der Hydrogencarbonationen (HCO₃^-) und Carbonationen (CO₃^2-) aller Kationen in einem Wasser, insbesondere der Erdalkali- und Alkaliionen, dar. Bei mittleren pH-Werten ist vorwiegend Hydrogencarbonat vorzufinden (WORCH 1997, HÖLTING 1996). Allgemein wird die Wasserhärte von dem herrschenden Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht bestimmt, in Abhängigkeit von den geologischen und klimatischen Verhältnissen, sowie anthropogenen Einflüssen (kalkhaltige Dünger, Abwasser, Eintrag von Erdalkalien über die Hydrosphäre). Diese Faktoren sind für den Gehalt der in Lösung gehenden Erdalkalien verantwortlich.

Die Definition der Härte wird in verschieden Länder unterschiedlich formuliert:

Je nach Härtegrad verändern sich die physikalischen Eigenschaften des Wassers: z.B. führt die Erhitzung von hartem Wasser zur Bildung von Kesselstein, die Waschwirkung von Seifen wird herabgesetzt und der Verschleiß und Energieverbrauch an technischen Geräten erhöht sich. Positiv wirkt sich ein hoher Hydrogencarbonat- bzw. Carbonatgehalt insofern aus, als daß die Bindungskapazität gegenüber Säuren steigt, und somit die Gefahr der Versauerung bei harten Wässern deutlich geringer wird, als bei weichen Wässern. Aus medizinischer Sicht ist für die Gesundheit ein mittlerer Härtegrad zu bevorzugen, da er eine positive Wirkung auf die Knochen- und Zahnbildung und die Herz- und Gefäßsysteme hat (WORCH 1997, JORDAN et al. 1995).

Das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht ist maßgeblich für die Korrosion von Kalkgestein verantwortlich und wirkt sich auch negativ bei der alltäglichen Nutzung aus. Für die korrodierende und auch inkrustierende Eigenschaft des Wassers ist das Gas Kohlendioxid (CO₂) verantwortlich, daß abhängig von den Druck– und Temperaturbedingungen mit einer bestimmten Konzentration im Wasser gelöst ist. Z. B. halbiert sich die Menge an freier Kohlensäure, die in +0,5°C kaltem Wasser gelöst ist, bei einer Temperaturerhöhung auf +20°C.

Das CO₂ gelangt über den Niederschlag, und vor allem durch Lösung des im Boden befindlichen CO₂ in das Karstgrundwasser. Das Niederschlagswasser selber enthält nur einen geringen Anteil an gelöstem CO₂ (HELB 1955), der aber bereits in der Lage ist ca. 40 mg/l Kalk zu lösen. Der Hauptanteil an CO₂ wird über den erhöhten CO₂–Partialdruck der Bodenluft zugeführt, welcher auf die mikrobielle und biologische Aktivität (Abbau von biologischen Substanzen und aggressive Stoffwechselprodukte von Pflanzenwurzeln) in den obersten Bodenschichten zurückzuführen ist (HELB 1955, BIRZER 1970).

Der eigentliche Lösungsprozess von Carbonat (L_P= [Ca²⁺] * [CO₃^2-]= 4*10^-9 bei +10°C in destilliertem Wasser) in Wasser beginnt bereits ohne die Anwesenheit von CO₂. Ist CO₂ physikalisch im Wasser gelöst, setzt es sich zunächst durch Hydratisierung in eine schwache Kohlensäure um, die dann über weitere Zwischenschritte mit dem Carbonatgestein reagiert.

Die korrodierende Eigenschaft des Wassers stellt ein gekoppeltes Gleichungssystem dar:

Durch die Verarmung an CO₃^2- in der Lösung (Schritt 3) wird das Löslichkeitsprodukt von CaCO₃ gestört, so daß zur Wiederherstellung des Ionenprodukts festes CaCO_3(s) an der Kontaktfläche Wasser/Carbonatgestein in Lösung gehen muß, um die fehlende Menge an CO₃^2- wieder zu ersetzen (Zwischenschritt b).

Da in der Reaktion von Schritt 3 auch H⁺ entzogen wird, werden nun durch die Kopplung der Gleichungen untereinander im übertragenen Sinne alle Gleichgewichtsreaktionen rückwirkend gestört, die bis hin zur Diffusion von atmosphärischen CO₂ ins Wasser reichen. Da zum Erhalt des Lösungsgleichgewichts von Zwischenschritt a) weiteres physikalisch gelöstes CO_2(aq) hydratisiert werden muß, um weiter Kohlensäure (H₂CO₃) zu bilden, führt der Entzug von physikalisch gelöstem CO_2(aq) aus dem System (Schritt 2) zur weiteren Lösung an CO₂ aus der Atmosphäre (Schritt 1).

Dieses gekoppelte Gleichungssystem setzt sich nun so lange fort, bis sich ein Lösungsgleichgewicht zwischen dem Calcium und Hydrogencarbonat einstellt. pH-Wert, Temperatur und Druck tragen nun dazu bei, ob sich ein Gleichgewicht einstellt, oder ein carbonatlösendes bzw. carbonatausfällendes Wasser vorliegt.

Die aggressive Wirkung des Wassers wird durch den noch freien Anteil an gelöstem CO₂ bestimmt, und kann unter verschiedenen Bedingungen verstärkt oder abgeschwächt werden. Verstärkend wirkt z. B. die weitere mögliche Aufnahme von CO₂ aus der Luft, und evtl. abschwächend bzw. ausfällend der Austritt des Wassers aus dem Karstkörper über eine Quelle und dem damit verbundenen Kontakt mit der Atmosphäre, was zu einer Änderung der Druck- und der Temperaturverhältnisse im Wasser führt.

Als weiter Besonderheit in diesem Rahmen ist die Mischungskorrosion zu nennen, die im gesamten Karstgrundwasserkörper wirken kann, und für die Bildung von größeren Hohlräumen innerhalb des Karstkörpers verantwortlich ist. Kommt es zur Mischung zweier sich im Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht befindenden Wässer mit verschiedenem Kalkgehalten oder Wassertemperaturen, entsteht dabei ein gewisser Anteil an überschüssigem CO_2(aq). Je größer die Differenz der Kalkgehalte der Wässer ist, desto aggressiver wirkt dabei das Mischwasser. Z. B. werden 51 mg/l CaCO₃ zusätzlich bei einem Mischungsverhältnis von 1:1 und einer Gleichgewichtsdifferenz von 1:40 der beiden beteiligten Wässer gelöst (BÖGLI 1978).

Im Rahmen der Diplomarbeit wurde zur Ermittlung der Karstgrundwasserfließrichtung ein Tracerversuch mit Uranin geplant und aufgrund dessen eine Nullbeprobung der Oberflächen- und Quellwässer im Untersuchungsgebiet durchgeführt. Der Tracerversuch selber konnte leider wegen diverser Einwände der EWAG Nürnberg nicht durchgeführt werden.

Die folgenden Beschreibungen der Untersuchungsmethode und Laborergebnisse wurden dem Bericht der Physikalischen und Theoretischen Chemie der Universität Erlangen-Nürnberg für die Arbeitsgruppe Pottenstein des Geologischen Institutes der Universität Erlangen-Nürnberg entnommen:

Für die Wasseruntersuchung auf den Uraningehalt diente eine fluoreszenzspektrometrische Methode, die an dem Institut für Physikalische und Theoretische Chemie der Universität Erlangen-Nürnberg derzeit entwickelt wird. Sie beruht auf dem Prinzip, Moleküle (oder Atome) mit Hilfe eines Lasers auf ein höheres energetisches Niveau des Schwingungsgrundzustandes zu heben, um dann deren Emmisionsspektrum zu messen. Die emittierte Energie wird in diesem Fall als Licht (Fluoreszenz) wieder abgegeben. Je nach angeregter Substanz erhält man ein charakteristisches Fluoreszenzspektrum.

Vor der eigentlichen Messung wurde die Meßapparatur auf Uranin kalibriert und die Wasserproben speziell aufbereitet. Die Nachweisempfindlichkeit der Apparatur liegt bei 2.5*10^-9 mg/l (0.94 µg/l), und das für Uranin typische Fluoreszenzmaximum befindet sich bei 511 nm, mit einer Schulter bei 550 nm (Abb. 14).

Untersucht wurden das Wasser des Brunnens kurz vor Haselbrunn, eine Quellen des Weihersbachs, die bei der Mittelmühle im Klumpertal südsüdöstlich außerhalb des Arbeitsgebiets liegt und das Quellwasser der Haselbrunnbachquelle H5q, welche sich am Wanderparkplatz nördlich von Pottenstein befindet.

In keinem Fall konnte eine nennenswerte Uraninkonzentration (c > 2.5*10^-9 mg/l) nachgewiesen werden. Das Integral der Fluoreszenzintensität überstieg 0.25 V nicht, und die Fluoreszenzspektren wiesen vielmehr eine Form auf, wie sie auch bei den Hintergrundmessungen an reinen Wasserproben gefunden wurden.

Die Fluoreszenzspektren aller 3 Wasserproben und die Eichgrafik.

Klimatische Situation im Sommer ´98 bis Sommer ´99

Das Jahr 1998 führte seit seinem Beginn die anhaltende Niederschlagsarmut der vorangegangenen Jahre weiter. Kurzfristig niedergehende Niederschläge konnten das erschöpfte Karstgrundwasserreservoir nicht wieder auffüllen, so daß sich nach den Niederschlägen wieder die vorherige Situation einstellte (siehe Kap. 6). Erst gegen Ende September 1998 erfolgte das Ende der Trockenperiode mit ausreichend starken und regelmäßigen Niederschlägen. Das Jahr 1999 hatte bereits im Frühling viele sonnige Tage, die in heiße, trockene Sommertage gipfelten, und war relativ trocken. Aber der sehr schneereiche Winter 98/99 und die regelmäßigen Niederschläge bis in den Sommer 1999 sorgten für eine ausreichende Versorgung an infiltrierendem Wasser in den Karstgrundwasserkörper. Eine derartige Situation, wie sie im Sommer 1998 am Haselbrunnbach beobachtet werden konnte, trat auf Grund dessen nicht mehr auf.

Anmerkungen zur Auswertung

Für die Wasseranalyse aus dem Untersuchungsgebiet standen 156 Proben aus dem Zeitraum Juli 1998 bis Juni 1999 zur Verfügung. Sie wurden dem Oberflächenwasser an 9 Punkten und an 4 Quellen, die aus dem tiefen Karst entspringen, entnommen. Die Lage und Bezeichnung der Entnahmepunkte ist aus der Karte 5 zu entnehmen. Es ergaben sich für die 3 Fließsysteme bedingt ähnliche Verhaltensmuster. Auch ist ein deutlicher Unterschied zwischen den Parametern der Quellwässer und der Oberflächenwässer zu erkennen. Für die im Folgenden gemachten Beobachtungen sollte immer der Verlauf der Wassertemperatur und die Menge der Niederschläge ab Oktober ´98 beachtet werden. Dies betrifft vor allem die Parameter pH-Wert, Leitfähigkeit, Sauerstoffgehalt und Wasserhärte. Die Konzentrationen der Parameter Nitrat, Chlorid, Ammonium, Phosphat und Sulfat werden überwiegend von anderen Faktoren beeinflußt.

Eine Erhöhung der Niederschlagsintensität hat zur Folge, daß

• eine Sauerstoffanreicherung erfolgt. Das Karstgrundwasser erhält über vermehrte Zuflüsse und das Oberflächenwasser durch eine verstärkte Wasserbewegung an seiner Wasseroberfläche eine Anreicherung an Luftsauerstoff.
• der Härtegrad steigt. Neben der steigenden Sauerstoffionenkonzentration nimmt auch die CO₂-Aufnahme zu, wodurch das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht verschoben wird.
• sich die pH-Werte, wegen der höheren Konzentration an gelöstem CO₂ erniedrigen.
• sich die Ionenkonzentration ändert. Z. B. ist in den niederschlagsreichen Wintermonaten eine höhere Ionenverfrachtung gegeben als in den trockenen Sommermonaten.
• die im Herbst einsetzenden Niederschläge, die über den Sommer angesammelten Wasser im Karsthohlkörper herauswaschen.
• die Mineralisation des Wassers mit dem höheren Härtegrad steigt und somit die Leitfähigkeit sich auch erhöht.
• die chemischen Substanzen verstärkter aus den oberen Bodenhorizonten ausgewaschen werden und ins Karstgrundwasser gelangen.

Auch Temperaturschwankungen wirken sich wechselwirkend auf die diversen Parameter aus.

• Eine Erhöhung der Wassertemperatur führt dazu, daß die Gaslöslichkeit des Wassers abnimmt: Die CO₂- und Sauerstoffionenkonzentration nehmen ab. Dadurch wird der pH-Wert basischer und der Härtegrad erniedrigt, wodurch auch die Ionenkonzentration abnimmt und die Leitfähigkeit sich verändert.

Eine Temperaturerniedrigung wirkt sich im umgekehrten Sinne aus. Dies zeigt sich vor allem in den Wintermonaten deutlich (siehe Tafeln 1-4).

Ebenso muß auch immer die unterschiedliche Schüttungsmenge der 3 Fließsysteme berücksichtigt werden. Denn die Ionenstoffkonzentrationen werden je nach Einzugsgebietgröße der Niederschläge auf verschiedene Wassermengen verteilt. So ist eine leicht niedrigere Ganglinientendenz in den Messungen entlang der Püttlach gegenüber den schwächer schüttenden Bächen zu beobachten. Aber es ist auch zu berücksichtigen, daß ein größeres Einzugsgebiet auch mehr potentielle Flächen, die z. B. gedüngt werden, umfassen kann und am Ende den Verdünnungseffekt ausgleicht.

Bei allen Systemen konnten wie erwartet für die verschiedenen Parameter jahreszeitliche Tendenzen festgestellt werden.

Der Beprobung an der Haselbrunnbachquelle H6q fiel ab Dezember 1998 wegen Veränderungen am Bachufer durch die Gemeinde weg. Somit unterliegt das Diagramm Sa 2 für die Haselbrunnbachquellen ab Januar ´99 einer leicht verzerrten Darstellung.

Eine Klassifizierung der Carbonatwässer über die Ionenbeziehung zwischen den Kationen und den Anionen durch die Diagramme von STIFF und PIPER konnte nicht vorgenommen werden, da die Aufgabenstellung die Analyse der Kationen (Ca²⁺, Mg²⁺, Na⁺ und K⁺) nicht verlangte.

Die Maximalkonzentrationen der gemessenen Parameter bewegten sich noch im wasserwirtschaftlich zulässigen Rahmen und sind auf Zeiträume beschränkt gewesen in denen eine saisonal anthropogenbedingte Erhöhung zu erwarten war (Salzstreuung in den Wintermonaten und Düngung der ackerbaulich genutzten Flächen im Herbst). Die Parameter Phosphat und Ammonium kamen überhaupt nicht, oder nur kurzfristig vor, so daß sie nur kurz behandelt werden.

Die diversen Konzentrationen der chemischen und physikalischen Parameter wiesen auch die für sie charakteristischen Werte für tiefe Karstwässer aus dem Malm auf.

karte 5

Die Korrelation der einzelnen Parameter miteinander auf ein Fließsystem bezogen, spiegeln i. allg. nur undeutlich den Charakter wider. Erst der Bezug zu den Korrelationen der einzelnen Parameter, die sich auf das ganze System bezieht, läßt die eigentliche hydrochemische Situation deutlicher erkennen.

Die Auswertung der Proben der Oberflächenwässer entlang der Püttlach ergab folgende Zusammenhänge:

Es war keine direkte Abhängigkeit zwischen den Parametern pH-Wert, Wasserhärte und Nitratgehalt zur Wassertemperatur erkennbar.

Im Frühjahr kam es zu einem Anstieg der Wasserhärte aufgrund der einsetzenden Wirksamkeit der Kalk-Kohlensäure-Pufferung. Gegen Ende des Messzyklus ist trotz ansteigender Wassertemperatur eine pH-Wert-Erniedrigung festgestellt worden, obwohl wegen der geringeren Löslichkeit von CO₂ und der Kalk-Kohlensäure-Pufferung das Gegenteil zu erwarten gewesen wäre. Dieses Verhalten zeigte sich auch bei den beiden anderen Fließsystemen und Quellen.

Ein direkter Zusammenhang war zwischen dem im Wasser gelöstem Sauerstoff und der Wassertemperatur zu sehen. Aufgrund der höheren Löslichkeit von Gasen bei niedrigen Temperaturen war in den Wintermonaten ein O₂-Anstieg zu verzeichnen. Die Vermutung, das für den Anstieg auch eine verminderte Bioproduktion (niedrige Temperaturen, geringerer Nährstoffgehalt (Nitrat) im Wasser) verantwortlich gewesen sein könnte, ist anhand der Messergebnisse nicht zu bestätigen. Dies traf auch auf die anderen Fließsysteme zu. Aber der allg. Rückgang der O₂-Konzentration entlang der Fließstrecke der Püttlach kann auf biologische und chemische Abbauprozesse zurückgeführt werden.

Es war kein direkter Zusammenhang zwischen der spez. elektrische Leitfähigkeit zu den Parametern Wasserhärte und Wassertemperatur zu erkennen. Im Gegensatz zu den Bächen besaß aber die Püttlach die geringste spez. elektrische Leitfähigkeit.

Das Verhalten der Parameter pH-Wert, Wassertemperatur und Wasserhärte zueinander zeigte auch hier keine deutlichen Abhängigkeiten. Die Schwankungsbreite der Parameter fiel an der Quelle W3q deutlich geringer aus als bei dem Oberflächenwasser.

Ein Anstieg des pH-Werts bei sinkenden Wassertemperaturen war nur bedingt erkennbar. Ebenso auch keine signifikanten Zusammenhänge zwischen der spez. elektrischen Leitfähigkeit und temperaturabhängigen Parametern.

Die Wassertemperatur des Weihersbachs schwankte relativ zu den anderen Fließsystemen stärker im Laufe des Messzeitraums, und der pH-Wert verhielt sich i. allg. gleichförmiger.

Außer der Tatsache, daß sich im Quellwasser die saisonal anthropogenen Beeinflussungen (Düngung, Salzstreuung) deutlich später bemerkbar machten als im Oberflächenwasser (siehe auch bei Korrelation der einzelnen Parameter bezogen auf das gesamte System unter Nitrat und Chlorid), waren wiederum keine signifikanten Zusammenhänge festgestellt worden.

Das Quellwasser zeichnete sich durch eine geringere Wasserhärte in Korrelation zum Oberflächenwasser aus.

Das System des Haselbrunnbachs zeigte deutlichere Zusammenhänge zwischen den diversen Parametern auf.

Eine Erniedrigung des pH-Werts bei fallenden Wassertemperaturen, und ein Ansteigen der spez. elektrischen Leitfähigkeit mit Zunahme der Wasserhärte konnte hier deutlicher aus den Meßergebnissen herausgelesen werden, als bei den anderen Fließsystemen. Ein Zusammenhang zwischen dem pH-Wert und der Wasserhärte konnte aber nicht festgestellt werden.

Das inverse Verhalten zwischen O₂-Gehalt und Wassertemperatur trat wie erwartet auf.

Die Wasserhärte war hier deutlich höher als bei den beiden anderen Systeme.

Die Haselbrunnbachquellen H5q und H6q sind keine "echten" Karstquellen, da sie künstlich durch den Kanalbau, Richtung Haselbrunn und Prüllsbirkig, angelegt wurden. Das tiefe Karstwasser unterliegt hier somit einer stärkeren Beeinflussung durch oberflächig versickernde Wässer und zeigte somit eine etwas größere Parameterschwankungsbreite als bei der Karstquelle H3q auf.

Der Anstieg der spez. elektrischen Leitfähigkeit in den Wintermonaten war auf die verstärkte Zufuhr an Chloridionen durch die Salzstreuung zurückzuführen.

Auch der O₂-Gehalt des Quellwassers wurde von der Wassertemperatur beeinflußt, wobei an der Quelle H3q das inverse Verhalten nicht so ausgeprägt war.

Über das Jahr verteilt traten nur geringe Schwankungen des pH-Werts auf. Generell liegt ein basischer Charakter vor, der von der Kalk-Kohlensäure-Pufferung des Malmaquifers herrührt.

Das basische Maxima war auf die erhöhte Wassertemperatur der heißen Sommermonate ´98 zurückzuführen, wodurch das CO₂ nicht mehr so stark dissoziiert werden konnte, entgaste und somit das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht zu Gunsten eines höheren pH-Werts verschob.

Umgekehrt verhielt es sich mit den niedrigeren pH-Werten, die sich auf die kalten Wintermonate ´99 zurückführen lassen: Zu Beginn des Winters führte die temperaturbedingte bessere Löslichkeit von CO₂ und die Zunahme der Niederschläge zu einer pH-Wert-Erniedrigung, die dann im Laufe des Winters durch die Kalk-Kohlensäure-Pufferung allmählich kompensiert wurde. Ein weiterer geringer Einbruch im Februar hängt vermutlich mit dem Einsetzen der Schneeschmelze zusammen, was mit einer Konzentrationsveränderung durch die Volumenzunahme der vorhandenen Wassermenge erklärbar ist (siehe Tafel 1, Diagramme pH 1 und Wt 1).

I. allg. ergab die Auswertung für alle 3 Fließsystem, daß die Ganglinien des pH-Werts mit Ausnahme von ein paar Ausreißern, gleich verliefen.

In den Ganglinien der Wassertemperatur spiegeln sich deutlich die jahreszeitlich bedingten Lufttemperaturveränderungen wider.

Das Quellwasser besaß eine jährlich geringere Schwankungsbreite als das Oberflächenwasser: Es zeigte sich, daß das Quellwasser in den Wintermonaten mit einem Unterschied bis +3,5 °C deutlich wärmer war als das Oberflächenwasser, und daß es auch im Sommer nur gering von der klimatischen Situation beeinflußt wurde. Die ist ein typisches Merkmal für Wässer aus dem tiefen Karst.

Der Weihersbach besaß gegenüber den anderen Oberflächengewässern die größte Temperaturschwankungsbreite. Bei den Quellen besitzen die des Haselbrunnbachs die niedrigeren Temperaturen.

Die spezifische elektrische Leitfähigkeit ist ein Maß für den Mineralisationsgrad eines Wassers. Abflußreiche Wintermonate erzeugen eine höhere Ionenfracht als die trockenen Sommer. Die Korrelation mit der Wasserhärte zeigt eine bedingte Abhängigkeit der Leitfähigkeit von der Menge der gelösten Calcium- und Magnesium-Ionen.

Deutlich zu erkennen ist dies aus den Diagrammen für den Weihersbach (siehe Tafel 2, Wh 6 und eL 6). Auch mit der Zunahme des Chloridgehalts im Januar war ebenfalls ein Anstieg der Leitfähigkeit zu verzeichnen (vgl. Tafel 2 und 4, eL1 und eL5 mit Ch1 und Ch5).

Der Schwankungsbereich fiel bei den Quellen deutlich geringer aus, als bei den Oberflächengewässern.

Auch der Sauerstoffgehalt wies über alle Beprobungspunkte hinweg eine einheitliche Tendenz auf und zeigte eine gewisse Abhängigkeit zur Wassertemperatur (siehe auch unter "Aspekte der Auswertung").

Das Oberflächenwasser der Püttlach wies am Beprobungspunkt P1o eine noch höhere Konzentration als am Punkt P3o auf. Die Ursache lag vermutlich in dem Abbau des gelösten Sauerstoffs durch chemische und biologische Prozesse entlang der Fließstrecke.

Der höhere Sauerstoffgehalt an der Weihersbachquelle ist auf deren Einfassung zurückzuführen: Da hier das Wasser in einem Strahl mit einer hohen Schüttungsmenge austritt, wird durch die Verwirbelung verstärkt Luftsauerstoff gelöst. Dies ist an den Quellen am Haselbrunnbach nicht der Fall.

Die Carbonathärte der beprobten Gewässer und Quellen konnte als "hart" bezeichnet werden und war auch den klimatischen Einflüssen der Jahreszeiten unterworfen.

Wie bereits angesprochen, steigt die CO₂-Gaslöslichkeit mit der Abnahme der Wassertemperatur, und somit auch die Korrosionsfähigkeit gegenüber Kalkstein, bzw. Dolomit. Da sich auch die Konzentrationen der anderen Parametern verändern, kann man durch deren Einfluß eine Beziehung zwischen elektrischer Leitfähigkeit und Härte nur undeutlich ziehen.

Bezogen auf das Hauptmaxima im Beprobungszeitraum Ende September können wiederum die beginnenden Niederschläge, mit ihrem "freispülenden Charakter", verantwortlich gemacht werden.

Das Oberflächenwasser der Bäche wies im Durchschnitt eine etwas höhere Wasserhärte als das der Püttlach auf, da sie weniger von dem oberflächig abfließenden Niederschlagswasser, sondern vermehrt von härterem Wasser direkt aus den Quellen versorgt werden.

Die Sulfationenkonzentration zeigte einen stetigen Anstieg seit der Trockenperiode im Sommer ´98 auf. Mit einem schwankenden Zickzackkurs, der vermutlich stark mit der monatlichen Niederschlagsintensität zusammenhing, ist eine einheitliche Tendenz in allen Systemen zu beobachten. Die gemessenen Konzentrationen lagen noch unter 70 mg/l. Sie sind aber auf anthropogenen Eintrag zurückzuführen, da der stark verdünnende Charakter des Karstgrundwasserkörpers mitzuberücksichtigen ist.

Als Sulfatquellen könnte die Auswaschung von sulfathaltigen Düngemitteln und evtl. von Bauschutt, der auf den Bau der Autobahn A9 zurückzuführen ist, genannt werden. Im Vergleich zwischen den Oberflächen- und Quellwässern, zeigt sich, daß eine Sulfatkonzentrationserhöhung in den Quellwässern erst nach etwa 2 Monaten eintritt (vgl. Nitrat und Chlorid, und siehe Tafel 4, Su 1 - 6).

Im Rahmen der winterlichen Salzstreuung war ein Anstieg der Chloridionenkonzentration im Januar zu verzeichnen. Da die Straßen dem Fluß- und Bachverlauf folgen, gelangt das Salz über das Spritzwasser und durch Wegschwemmen von der Fahrbahn auf direktem Weg in die Flußsysteme.

Dagegen machte sich der Salzeintrag auf der Albhochfläche und in weit entfernteren Gebieten erst in ein bis zwei Monate später im Quellwasser bemerkbar (siehe Tab. 4, Ch 2 und Ch 3; vgl. Nitrat). Hier dürfte vor allem die Salzstreuung an der Autobahn A9 einen großen Einfluß gehabt haben.

Auch zeigen die Diagramme Ch 1 - 6, daß die Ende September beginnenden Niederschläge anfangs das System von angesammelten Ionenkonzetrationen regelrecht ausspülten und kurzzeitig einen Konzentrationsanstieg zur Folge hatten (siehe auch Nitrat und Sulfat).

Nitrat

Alle drei Fließsysteme zeigten relativ hohe Werte in den Herbstmonaten September und Oktober auf. Mit ca. 45 mg/l lagen die Konzentrationen aber noch unterhalb des vorgeschriebenen Grenzwerts. Korreliert man die Diagramme der Oberflächenwässer (N 1, 4, 5 und 6) mit denen der Quellen (N 2 und 3), so zeigt sich, wie bei Chlorid, auch hier eine zeitliche Versetzung an den Quellen von mind. einem Monat.

Im Gegensatz zum Weihersbach und der Püttlach, die nicht von landwirtschaftlich genutzten Flächen gesäumt werden, durchfließt der eigentliche Quellursprung des Haselbrunnbachs die Flächen der Hohenmirsberger Platte, wodurch die lang anhaltenden hohen Nitratkonzentrationen im Oberflächenwasser herrührte. Erst gegen April sanken die Werte auf 20 mg/l.

Die allgemeine sinkende Ganglinientendenz kann durch die verdünnende Wirkung des Niederschlagswassers erfolgen, aber ebenso ihre Ursache in der Einhaltung der Düngeverordnung vom 26. Januar 1996 haben.

Eine Phosphatbelastung konnte über den gesamten Meßzyklus nicht nachgewiesen werden. Auch Ammonium machte sich nur kurzzeitig bemerkbar, was auf die intensive Forellenzucht im Weihersbachtal zurückzuführen war. Die Säuberung der Becken kann eine Anreicherung von stickstoffhaltigen Verbindungen im Wasser des Weihersbachs verursachen.

Es wurden im Oktober ´98 eine Maxiamlkonzentrationen bis zu 1,2 mg/l gemessen, was über dem vorgeschriebenen Grenzwert von 0,5 mg/l lag. Seitdem kam es aber nicht mehr zu nachweisbaren Konzentrationen.