Der Schutz von Grundwasserleitern beim Grubenwasseranstieg: Grubenwassermanagement im Durham-Revier (Großbritannien) und ein Vergleich mit dem Konzept in Lothringen (Frankreich)

Wird ein Steinkohlenrevier endgültig stillgelegt, entfällt auch die betriebliche Notwendigkeit, die Wasserhaltungsmaßnahmen weiterzuführen. Mit dem Abschalten der Pumpen kommt es dabei in der Regel auch zu einem Anstieg des Grubenwassers. Dieser Prozess kann sehr schnell vonstattengehen oder sich über mehrere Jahre bis hin zu Jahrzehnten erstrecken. Nicht nur in Deutschland, sondern weltweit liefen bereits vielfach Grubenwasseranstiege ab, z. T. ohne von der Öffentlichkeit wahrgenommen zu werden. In Großbritannien kam es im Abbaugebiet South Butterknowle des Durham Reviers infolge einer falschen Einschätzung der hydrogeologischen Verhältnisse zu einer Durchmischung von Gruben- und Grundwasser. Im Beitrag soll gezeigt werden, wie aus den dort gemachten Erfahrungen Lehren gezogen wurden und wie das Grubenwassermanagement in der Nachbergbauphase in den Revieren East of Wear (Großbritannien) sowie in Lothringen (Frankreich) angepasst und die dortigen Grundwasserleiter nachhaltig geschützt werden konnten.

1  Einleitung

Mit dem endgültigen Ende des Steinkohlenbergbaus in Deutschland zum Ende des Jahres 2018 wächst die Notwendigkeit, die nachbergbaulichen Herausforderungen anzunehmen und nachhaltig zu gestalten. In diesem Zusammenhang ist es notwendig, auch einen Blick auf die Erfahrungen zu werfen, die bereits mit den Stilllegungen zahlreicher Steinkohlenreviere im In- und Ausland gemacht wurden. Am Forschungszentrum Nachbergbau der Technischen Hochschule Georg Agricola (THGA) in Bochum werden die internationalen Erfahrungen systematisch ausgewertet und die Möglichkeit der Übertragbarkeit der gewonnenen Erkenntnisse auf die Reviere an Ruhr und Saar sowie in Ibbenbüren bewertet. Ein besonderer Fokus liegt dabei auf den Erfahrungen, die in den letzten Jahrzehnten in Großbritannien mit seinen zahlreichen Revieren, die allesamt mittlerweile stillgelegt sind, gemacht wurden. Über die Organisationsstruktur und die Entwicklung des Bergbaus in Großbritannien und das Yorkshire Revier wurde bereits mehrfach berichtet (1, 2).

2  Durham-Revier/Großbritannien

Das Durham-Steinkohlenrevier liegt südlich des Reviers Northumberland an der Nordostküste Englands und war Anfang des 20. Jahrhunderts mit einer Gesamtförderung von knapp 42 Mio. t Kohle (3) eines der bedeutendsten Reviere Großbritanniens. Das Steinkohlenrevier teilt sich in mehrere kleinere Abbaugebiete, von denen im Folgenden auf die Gebiete South Butterknowle und East of Wear eingegangen wird, die benachbart zueinander liegen und durch die Butterknowle-Störung hydraulisch voneinander abgegrenzt sind (Bild 1).

Kalksteine des Perm bilden den regionalen Kluftgrundwasserleiter (Permian Magnesian Limestone) mit hoher wasserwirtschaftlicher Bedeutung für den Nordosten Englands (4). Mit einer durchschnittlichen täglichen Gesamtentnahmemenge von ca. 36.000 m³ (entspricht ca. 25 m³/min bzw. 13 Mio. m³/a) durch die Northumbrian Water Ltd. sichert er den Wasserbedarf von rd. 150.000 Menschen rund um den Bereich Durham (5) und ist darüber hinaus auch für den landwirtschaftlichen und industriellen Bereich von Bedeutung (6). Lithologisch besteht er vor allem aus magnesiumreichen Kalksteinen, Dolomitstein, Mergeln und eingeschalteten Evaporitlagen. Er wird durch die Ablagerungen des Karbon unterlagert, in denen ein weiträumiger Abbau von Steinkohle stattgefunden hat. Dem Einfallen der Schichten nach Osten hin folgend (Profilschnitt A-A‘ in Bild 1) ist der Abbau bis unter die Nordsee vorangetrieben worden. Die letzten Zechen wurden im Durham-Revier zu Beginn der 1990er Jahre geschlossen. Mit dem damit verbundenen Ende vieler Wasserhaltungsmaßnahmen kam es seitdem zu einem großflächigen Anstieg des Grubenwassers.

2.1  South Butterknowle-Abbaugebiet

Im südlichen Teil des Durham-Reviers, das südlich der großen Butterknowle-Störung liegt (Bild 2), kam es zur ersten in Großbritannien dokumentierten Verunreinigung eines Grundwasserleiters durch aufsteigendes Grubenwasser (7, 8, 9). In diesem Bereich liegt das Karbon in großen Teilen diskordant unter den Kalksteinen des Magnesian Limestone-Grundwasserleiters (Schnitt B-B‘ in Bild 1), von dem es nur lokal durch eine Mergelschicht hydraulisch getrennt ist.

Schon zu Beginn der Flutungsphase Anfang bis Mitte der 1970er Jahre war man sich der Problematik bewusst, dass das aufsteigende Grubenwasser bis in den Grundwasserleiter gelangen und diesen verunreinigen könnte. Durch die zumeist fehlende Mergel-Barriere waren schon zu Betriebszeiten große Wassermengen aus dem Magnesian Limestone in die Zechen geflossen – Mainsforth bis ca. 20.000 m³/d bzw. 13,6 m³/Min (10) – wodurch eine leistungsfähige Wasserhaltung notwendig war. Damit wurde deutlich, dass bedeutende Wasserwegsamkeiten zwischen der Lagerstätte und dem Deckgebirge existieren mussten, die in Form von Klüften vorhanden waren. Diese Klüfte waren Folge von bergbauinduzierten Bodenbewegungen und der damit einhergehenden Zerrüttung des überlagernden Gebirges (10).

Die erste Phase der Flutung bei Mainsforth (Bild 2) wurde kontrolliert durchgeführt. Der Grubenwasseranstieg konnte durch das Vorhalten und den Einsatz von Pumpen gesteuert werden (rote Ziffern in Bild 3).

Hierbei wurden die hydrochemischen Parameter überwacht und mit den eingestellten Förderleistungen abgeglichen. Dabei stellte sich heraus, dass eine gleichmäßige Förderleistung der Pumpen einem intermittierenden Pumpen vorzuziehen ist, da es sonst zu einem deutlichen Abfall der Wasserqualität kommt (10). Diese Ergebnisse legten also eine Flutung mit konstanter Förderleistung nahe.

Dennoch wurde in dem gesamten Gebiet die Pumpaktivität Mitte der 1970er Jahre eingestellt, wodurch das Grubenwasser ungehindert ansteigen und bis in den Grundwasserleiter gelangen konnte. Hierfür ausschlaggebend war der Umstand, dass die Druckhöhe des Grubenwassers falsch eingeschätzt wurde. Der tiefste Abbau in diesem Gebiet fand im Brockwell-Flöz statt, das nur wenige Kilometer westlich bei einer Höhe von +125 m OD (Ordnance Datum, entspricht in etwa NN) ausstreicht und dort durch Niederschläge gespeist wird. Damit hat es potentiell eine deutlich größere Druckhöhe – im Mittel ca. +110 m OD (8) – als das Grundwasser im Magnesian Limestone, der in dem Gebiet eine Höhe von ca. +90 m OD aufweist (7). Dieser Sachverhalt lässt sich außerdem auch an den Grubenwasserständen von rd. +105 m OD bei den Zechen Ladysmith und Woodhouses ablesen, die ebenfalls wenige Kilometer westlich dieses Gebiets liegen. Getrieben durch diese Druckdifferenzen kam es bereits im Lauf der Jahre 1974 und 1975 bei Mainsforth zu einem Einstau des Grubenwassers in das Deckgebirge. In der langfristigen Entwicklung näherte sich der Grubenwassertand bei Mainsforth zunächst bis in die späten 1980er Jahre dem Grundwasserstand bei Bradbury (ca. +72 m OD) an und verharrte dort bis ungefähr 1993/1994. In den nächsten zehn Jahren kam es nochmals zu einem leichten sukzessiven Anstieg bis knapp unter den Grundwasserstand bei der Messstelle NCB22 (ca. +80 m OD).

Die beginnende Beeinträchtigung des Grundwassers lässt sich exemplarisch anhand der gemessenen Sulfatkonzentrationen bei NCB22 in Verbindung mit den Flutungsverläufen erkennen (Bild 3). In der Nähe von Mainsforth gab es bei der ca. 2,5 km südwestlich entfernten Zeche Windlestone (Bild 2) eine aufgefahrene Strecke über das Brockwell-Flöz bis in das Deckgebirge hinein, was zu einer direkten hydraulischen Verbindung zwischen den Bergwerken und dem Grundwasserleiter geführt hat (9). Nachdem das Grubenwasser bei Mainsforth die Teufenlage dieser Verbindungsstrecke um 1976 erreichte (rote Markierung in Bild 3), begannen die Grundwasserstände bei Bradbury und der Messstelle NCB22 um bis zu 10 m zu steigen. Nachdem ein Jahr später auch das Grubenwasser bei Fishburn die Teufe dieser Verbindungsstrecke erreichte, begannen die Sulfatkonzentrationen in den Beobachtungsstellen bei Bradbury und NCB22 schnell zu steigen, von ursprünglich 30 bis 40 mg/l auf 200 mg/l im Jahr 1978 und über 600 mg/l Mitte der 1990er Jahre. Erhöhte Eisenkonzentrationen wurden nicht nachgewiesen, da das netto-azidische Grubenwasser durch den Kalkstein im Grundwasserleiter neutralisiert und das Eisen als Hydroxidbelag auf den Kluftflächen ausfallen konnte (7).

Der Anstieg des Grundwassers lässt sich dadurch erklären, dass mit dem Einstau des Grubenwassers das Grundwasser mit abnehmenden Druckgradienten immer weniger ins selbige abfließen konnte (Bild 3 und Bild 4 Mitte) und bei Umkehrung des Druckgradienten im Gegenteil aus diesem gespeist wurde (Bild 4 unten (7, 8, 12)).

Diese Beobachtung erklärt also den Anstieg des Grundwasserstands bei einem Einstau des Grubenwassers in das Deckgebirge. Sie erklärt jedoch nicht den Umstand, dass es zu einer tatsächlichen Vermischung beider Wässer und damit zu einem Anstieg der Sulfatkonzentration im Grundwasser kommt. Hierzu muss es eine Potentialdifferenz geben, die eine Fließrichtung aus der Lagerstätte in den Grundwasserleiter (Bild 4 unten) vorgibt. Das Grubenwasserstandsniveau muss also ein höheres hydraulisches Potential aufweisen als das Grundwasser (7). Wie aus Bild 3 ersichtlich ist, war dies in den Beobachtungsmessstellen zum Zeitpunkt des Beginns der steigenden Sulfatkonzentration im Grundwasser noch nicht gegeben. Dass es trotzdem zu dieser Vermischung kam, muss folglich daran gelegen haben, dass der Grundwasserstand aus topographischen oder geogenen Gründen in Teilgebieten unter der Druckhöhe des ansteigenden Grubenwassers gelegen haben muss, wodurch das Grubenwasser an diesen Orten ein Potential hatte, das eine Vermischung mit dem Grundwasser ermöglichte.

Für die weitere Entwicklung der chemischen Parameter des Grundwassers wurden Modelle entwickelt, die u. a. den zeitlich-räumlichen Verlauf des Grubenwasseranstiegs, den Einstau in das Deckgebirge, die chemische Beschaffenheit des Grubenwassers, Potentialunterschiede in den Druckhöhen und die Art der Durchmischung der Wässer berücksichtigten (8). Ein Ergebnis dieser Studie war, dass die Durchmischung der Wässer nicht nur punktförmig im Sinne von „Hot Spots“, z. B. entlang von Bohrungen, geschehen sein kann, sondern dass es vielmehr in den Bereichen, wo der Steinkohlenabbau bis nah unter das Deckgebirge getrieben wurde, zu diffusen Übertritten des Grubenwassers in den Grundwasserhorizont gekommen sein muss (s. o.). Ziel der Modellierungen war es, zeitliche und räumliche Prognosen über die Verbreitung der Schadstoffe aufzustellen, da im östlichen Teil des Gebiets Brunnen zur Trinkwassergewinnung liegen und die Grundwasserströmung von West nach Ost gerichtet ist. Mehrere Brunnen, die industriellen Zwecken zur Wassergewinnung dienen und deren Wassernutzung nicht sulfatsensitiv ist, wurden von der Sulfatfahne bereits erreicht. Erste Überschreitungen des Grenzwerts von 250 mg/l Sulfat für Trinkwasserbrunnen werden für das Jahr 2019 (Brunnen „Hope House“) und 2024 (Brunnen „Hopper House“) erwartet (Bild 2 (8)).

2.2  East of Wear-Abbaugebiet

Eine ähnliche Problematik stand auch in dem nordöstlich der Butterknowle-Störung gelegenen Zechenblock bevor. Die Zechen Horden, Easington und Dawdon lagen unter vergleichbaren geologischen Bedingungen direkt an der Küste, die Zeche Hawthorn nur wenige Kilometer in Richtung Landesinnere entfernt (Bild 1). Auch hier wird das Karbon von Schichten des Perm mit einer Mächtigkeit von 140 bis 180 m überlagert. Aus Bild 1 ist ersichtlich, dass in weiten Teilen des East of Wear-Gebiets Trinkwasser durch Northumbrian Water gefördert wird. Nach der Beendigung der Wasserhaltungen Mitte der 1990er Jahre wurde der Grubenwasserstand in diesen Zechen überwacht und auf Grundlage der Monitoringergebnisse eine Prognose erstellt, ab wann mit Auswirkungen auf den Grundwasserhorizont und/oder die Tagesoberfläche gerechnet werden musste (5). Aus diesem Grund wurde der Grubenwasserstand in dem Gebiet über Horden ab ca. August 2004 einige Meter unter dem Druckwasserstand des Kluftgrundwasserleiters (0 bis 20 m OD) gehalten (Bild 5) und das Grubenwasser mittels einer aktiven Aufbereitungsanlage gereinigt.

Hierbei wurde die Förderleistung zwischen 35 und 150 l/s – entspricht ca. 3.000 bis 13.000 m³/d bzw. 2,1 bis 9 m³/min – variiert, um den Einfluss der Förderleistung auf den Wasserchemismus zu untersuchen. Dabei hat sich gezeigt, dass eine geringere Förderleistung einen positiven Einfluss auf die Eisen- und Chloridkonzentrationen des Grubenwassers hat (Tabelle 1).

Dies ist dadurch zu erklären, dass eine hohe Entnahmerate den Zufluss von höher mineralisierten Tiefenwässern begünstigt und somit die Gesamtmineralisation des geförderten Wassers sowie die Bildung einer stabilen Dichteschichtung negativ beeinflusst.

Durch den Anstieg des Grubenwassers bis wenige Meter unter den Wasserstand im Grundwasserleiter konnten sowohl die Qualität des abzupumpenden Wassers erheblich verbessert als auch die Pumpkosten minimiert und das Grundwasser ausreichend vor einer Vermischung mit Grubenwasser geschützt werden.

In diesem Zusammenhang ist speziell die Chloridkonzentration des Grubenwassers ein wichtiger Parameter, da das Chlorid nicht über passive Wasseraufbereitungsanlagen entfernt werden kann und den Einsatz von Pflanzenkläranlagen verhindert. Ursprünglich war das Gebiet rund um das Bergwerk Horden durch den Ludworth Dyke hydraulisch von den Bergwerken Easington und Dawdon getrennt. Eine hydraulische Verbindung besteht nur durch eine aufgefahrene Strecke, die laut Aufzeichnungen abgedämmt sein sollte (5). Wie aus Bild 5 hervorgeht, zeigen die gemessenen Grubenwasseranstiegsverläufe allesamt einen sehr ähnlichen, nahezu identischen Verlauf. Dies deutet darauf hin, dass es keine Abdämmung zwischen den Gebieten gibt, sondern vielmehr von einer offenen, hydraulisch wirksamen Verbindungsstrecke ausgegangen werden kann. Unklar ist, wie lange diese Verbindung ihre hydraulische Leitfähigkeit beibehalten wird, da sie jederzeit verbrechen kann (5). Da das hydraulische Druckgefälle in diesem Gebiet sowohl für das Grubenwasser als auch für den Grundwasserleiter von West nach Ost, also in Richtung Küste mit den dortigen Bergwerken, gerichtet ist, würden bei einer hydraulischen Beeinträchtigung dieser Verbindung die Aufbereitungskapazitäten von Horden (ca. 150 l/s bzw. 13.000 m³/d) überschritten und es käme zu einer unkontrollierten Beeinträchtigung des Grundwassers. Um dies zu verhindern, wurde zeitnah auch auf Dawdon eine aktive Aufbereitungsanlage mit einer identischen Kapazität errichtet. Da der Schacht von Dawdon tiefer als der von Horden ist, wurde auch von einer schlechteren Wasserqualität mit höheren Konzentrationen u. a. an Chlorid und Eisen ausgegangen. Als die Aufbereitungsanlage in Dawdon Ende 2008 fertiggestellt war, konnte die auf Horden auf rd. 50 l/s heruntergefahren werden. Mit der Reduzierung der Pumpleistung trat auch der erwartete Rückgang der Chloridkonzentrationen ein, womit die aktive Anlage abgebaut und stattdessen bis 2011 ein passives Aufbereitungssystem von ca. 1,7 ha Größe samt Belüftungsanlage, Absetzbecken und Pflanzenkläranlage aufgebaut werden konnte. Das aufbereitete Wasser wird in die anliegende Nordsee geleitet, wo auch erhöhte Chloridkonzentrationen keine bedeutende Rolle mehr spielen.

3  Frankreich

3.1  Revier Lothringen

Im Revier Lothringen auf französischer Seite und im Warndt als Teil des Saar-Reviers auf deutscher Seite bilden die Sandsteine der unteren Trias den regionalen Kluftgrundwasserleiter, sowohl für die industrielle Nutzung als auch für die öffentliche Versorgung mit Trinkwasser. Obwohl die unterlagernden Schichten des Karbons – die Grenzletten – als wasserundurchlässig gelten, können sie durch den weiträumig umgegangenen Bergbau zerklüftet sein und so ihre Funktion als Barriere zwischen Karbon und Trias verlieren. Vor allem der Abbau, der von französischer Seite erfolgt ist, hat die abdichtende Funktion der Grenzletten in großen Teilen zerstört (14). Insgesamt lag die jährliche Wasserförderung der Trinkwasserversorgungsunternehmen im Warndt in den 2000er Jahren bei 10 bis 12,6 Mio. m³ (14).

Der Abbau der Steinkohle fand in Teufen von -150 m NHN bis -1250 m NHN statt, womit einhergehend die Wasserhaltung bis in die entsprechende Teufe reichen musste. Durch die Zerrüttung und Zerklüftung der Deckgebirgsschichten kam es hierbei außerdem zu großen Wassermengen, die nunmehr aus dem Grundwasserleiter in das Grundgebirge und die darin befindlichen Grubenbauten abflossen, resultierend in großen Absenkungstrichtern im Grundwasserleiter (15).

Die sich insgesamt ergebende Problematik im Hinblick auf das ansteigende Grubenwasser ist der des Durham-Reviers in Großbritannien sehr ähnlich:

• weiträumiger, untertägiger Abbau von Steinkohle,
• Abbau bis nah unter das Deckgebirge,
• Zerrüttungszonen über den Abbaubereichen als Wasserwegsamkeiten zwischen Lagerstätte und Deckgebirge,
• wichtige Grundwasserhorizonte im Deckgebirge,
• Abfluss des Grundwassers in die Lagerstätte und
• Gefährdung des Grundwasserleiters durch ansteigendes Grubenwasser.

Während der Betriebsphasen der Bergwerke wurde das aus dem Grundwasserleiter in die Lagerstätte fließende Wasser umgehend abgepumpt, wodurch diese Wässer nur eine kurze Verweilzeit in der Lagerstätte hatten. Dadurch waren sie nicht an gelösten, problematischen Inhaltsstoffen angereichert (16) und konnten für industrielle Zwecke verkauft und das überschüssige Wasser konnte bedenkenlos der Umwelt zugeführt werden (15). Nach der Beendigung der Wasserhaltungen ist ein solches Vorgehen nicht mehr möglich. Die erheblich erhöhten Verweilzeiten nach Ende der Wasserhaltungsmaßnahmen bedingen eine deutlich erhöhte Mineralisation der Wässer. Bei einem unkontrollierten Anstieg dieser Wässer können diese den Grundwasserleiter verunreinigen oder müssen bei einem Abpumpen aufbereitet werden, bevor beispielsweise eine Einleitung in einen Vorfluter stattfinden kann. Eine weitere Problematik in diesem Gebiet besteht darin, dass seitens des ehemaligen Bergwerkbetreibers Charbonnages de France (CdF) sämtliche Einrichtungen (Maschinen, Elektrik, hydraulische Installationen) unter Tage verblieben sind und insbesondere die entsprechenden Betriebsstoffe ein Risiko darstellen (17).

Zum Schutz des Grundwassers und auch der Gebäude, die in den Bergsenkungsbereichen und dadurch teilweise unterhalb des natürlichen Grundwasserstands liegen, wurde der seit der zweiten Jahreshälfte 2006 (Vouters, Simon 5 und Warndt: Juni bis August 2006; La Houve: Dezember 2006) stattfindende Anstieg des Grubenwassers zunächst kontinuierlich überwacht. Die Lage dieser Beobachtungspunkte sowie die Einteilung des Reviers in ein westliches und ein zentral-östliches Gebiet sind aus Bild 6 ersichtlich. Das Bergwerk Warndt ist durch einen Hochdruckdamm in rd. 840 m Teufe von den östlich gelegenen saarländischen Bergwerken hydraulisch getrennt (18).

3.1.1 Grubenwasseranstiege bei Vouters, Simon 5 und Warndt

Die Einstellung der Wasserhaltungsmaßnahmen fand auf Vouters, Simon 5 und Warndt zwischen Juni und August 2006 statt (17, 19). Der Anstieg kann in allen Schächten in drei Phasen eingeteilt werden (Bild 7).

Die erste Phase war von sehr hohen initialen Anstiegsgeschwindigkeiten von bis zu nahezu 50 m pro Monat geprägt, ging dann aber rasch auf Werte bis 30 m pro Monat im Verlauf des ersten Jahres zurück. Im Juli 2007 stagnierte dann der Grubenwasserstand auf Simon 5 und war sogar leicht rückläufig (monatliche Anstiegsgeschwindigkeiten gingen auf 0 m bis leicht negative Werte zurück), während die Anstiegsgeschwindigkeiten auf Vouters wieder Werte von 42 m pro Monat erreichten. Vermutlich war dies auf eine hydraulische Verbindung zwischen den drei Standorten zurückzuführen. Das Wasser floss auf Simon 5 über in die tiefer gelegenen, noch nicht gefluteten Bereiche von Vouters und Warndt. Bei zunehmender Annäherung der Wasserstände untereinander begann die zweite Phase des Grubenwasseranstiegs. Das Grubenwasser auf Simon 5 begann wieder mit Werten im Bereich um 10 m pro Monat zu steigen und die Anstiegsgeschwindigkeiten auf Vouters und Warndt fielen auf nahezu identische Werte zurück. Der Unterschied bei den Wasserständen verringerte sich von ehemals bis zu 270 m im Juli 2007 (Simon 5: -402 m NN; Vouters: -670 m NN) auf rd. 20 m im April 2008 (Simon 5: -413 m NN; Vouters: -433 m NN) und glich sich im weiteren Verlauf von 2008 bis 2009 immer weiter an, bis sich die Grundwasserstände an allen drei Standorten Mitte 2009 auf nahezu identische Werte einstellten. Die Anstiegsgeschwindigkeiten bewegten sich nunmehr auf zumeist 6 bis 11 m pro Monat, bis das karbonische Grundgebirge vollständig geflutet war und es Ende des Jahres 2012 zu einem Einstau in die Schichten des Perms und der Trias des Deckgebirges kam. Ab hier begann die dritte Phase des Grubenwasseranstiegs, der davon geprägt war, dass mit Wasserhaltungsmaßnahmen begonnen und dadurch die Anstiegsgeschwindigkeit auf Werte von zunächst 1 bis 2 m pro Monat verringert wurde und immer weiter gegen 0 strebte.

3.1.2  Grubenwasseranstieg bei La Houve

Die Wasserhaltungsmaßnahmen bei La Houve wurden im Dezember 2006 eingestellt. Auch hier kann der Anstieg in drei Phasen eingeteilt werden (Bild 8).

Die erste Phase dauerte von Dezember 2006 bis Februar 2007 und war gekennzeichnet durch außerordentlich hohe Anstiegsgeschwindigkeiten von bis zu 191 m pro Monat. Innerhalb dieser Zeit stieg das Wasser von ca. -580 m NHN auf -250 m NHN an. Dies wurde so erklärt, dass in diesem Teufenbereich der Anteil der Hohlraumvolumina gemessen zum Reservoirvolumen sehr klein war (15). Mit dem Übergang zur zweiten Phase kam es zu einem Abfall der Anstiegsgeschwindigkeiten auf Werte von 10 m pro Monat. In diesem Teufenbereich fand der größte Abbau an Steinkohle statt, dementsprechend lagen hier auch die größten flutbaren Hohlraumvolumen. Zum Ende der zweiten Phase kam es zu einer erneuten Erhöhung der Anstiegsgeschwindigkeiten von 20 m bis maximal knapp 35 m pro Monat. Dies wird als Flutung der bergbaubedingten Zerrüttung des Gebirges über dem höchsten Abbauhorizont gedeutet. Kurz nach dem lokalen Anstiegsmaximum von 35 m pro Monat begann der Einstau in das Deckgebirge. Die Anstiegsgeschwindigkeiten fielen auf zunächst unter 10 m pro Monat, dann sukzessive auf Werte von rd. 1 m pro Monat ab. Dies ist dadurch zu erklären, dass zum einen die Zuflüsse durch die abnehmende Druckdifferenz immer weiter abnahmen. Zum anderen befand sich in den triassischen Sandsteinen des Deckgebirges der Grundwasserleiter, der im grundwassergefüllten Bereich per se keinen flutbaren Hohlraumanteil aufweist. Ab November 2009 wurde der Stand des Grubenwassers mittels erneuter Wasserhaltungsmaßnahmen wieder auf dem Level des ausklingenden Grubenwasseranstiegs kontrolliert.

3.2  Grubenwassermanagement

Sowohl bei La Houve als auch bei Vouters und Simon 5, wurde zum Schutz des Grundwasserhorizonts ein ähnliches Konzept wie das oben beschriebene im britischen Durham verfolgt. Die Wasserhaltungsmaßnahmen wurden bei La Houve im November 2009, bei Simon 5 im November 2013 und bei Vouters im Juli 2015 wieder aktiviert und der Grubenwasserstand einige Meter unterhalb der Druckhöhe des Grundwassers gehalten (Bilder 7, 8). Durch diese aufrecht erhaltene Potentialdifferenz, in der Regel zwischen 5 und 10 m, sowie die Ausbildung einer Dichteschichtung kann es zu keiner Durchmischung der beiden Wässer kommen (15). Das Grundwasser mit dem höheren Druckniveau kann hierbei ins Grubenwasser abfließen, aber das Grubenwasser mit geringerem Druckniveau nicht in das Grundwasser hinein. Dadurch, dass die Druckdifferenz zwischen beiden Wässern relativ klein ist, verringert sich auch die Menge an Wasser, die vom Grundwasserhorizont in das Grubenwasser abfließen kann, ähnlich wie im Durham Revier. Als Folge hiervon steigt mit dem Grubenwasser auch der Grundwasserstand sukzessive an. Wird das Grubenwasser hierbei jedoch auf einem konstanten Level gehalten, werden auch gleichzeitig der Grundwasserstand kontrolliert und Überschwemmungen in von Bergsenkungen betroffenen Gebieten verhindert. In der Regel soll ein Flurabstand von 3 m eingehalten werden. Im westlichen Abbaubezirk bei La Houve ist es dennoch in einigen Ortschaften in Frankreich zu Überschwemmungen und gefluteten Kellern gekommen (21). Hierbei muss jedoch auch berücksichtigt werden, dass dies dem natürlichen Zustand des Sumpfgebiets entspricht, wie er vor den Wasserhaltungsmaßnahmen des Bergbaus vorlag. Im östlichen Revier sind keine unkontrollierten Gasaustritte sowie Schäden an Infrastruktur oder Umwelt einschließlich des Grundwassers bekannt (22). Es wurden großflächige Hebungsbeträge von 15 bis 20 cm registriert, die jedoch gleichmäßig und somit ohne Beeinträchtigungen der Infrastruktur abgelaufen sind.

3.3  Grubenwasseraufbereitung

Schon im Vorfeld der erneuten Wasserhaltungsmaßnahmen mussten Grubenwasseraufbereitungsanlagen geplant werden. Für die Prognose der zu erwartenden Eisen- und Sulfatkonzentrationen wurde auf Erfahrungswerte aus Großbritannien (23) zurückgegriffen. Hiernach steht die initiale, maximale Eisenkonzentration des Grubenwassers in enger Korrelation zur Gesamtschwefelkonzentration der Lagerstätte und kann dementsprechend daraus abgeschätzt werden. Nach diesem Maximum fallen die Eisenkonzentrationen langsam wieder ab. Die Zeit, bis die anfängliche Eisenkonzentration bis auf die Hälfte abgeklungen ist, ist grob mit der Gesamtflutungsdauer des Bergwerks gleichzusetzen. Die sich langfristig einstellende Eisenkonzentration des Wassers hängt wiederum von der Schwefelkonzentration der Kohle und von der Entfernung des Wasserhaltungsstandorts von der Ausstrichzone der Lagerstätte an der Tagesoberfläche ab. Dies hat den Grund, dass die Ausstrichzonen als wichtige Quellen für die Pyritoxidation gelten.

Auf Grundlage dieser Annahmen wurde die erste von drei Grubenwasseraufbereitungsanlagen, La Houve, gebaut. Diese Anlage ist als passives Aufbereitungssystem mit Belüftungskaskade, 1.800 m² großem Absetzbecken sowie drei angeschlossenen Pflanzenkläranlagen mit insgesamt 3.400 m² Fläche aufgebaut (15). Obwohl die modellierten Konzentrationsverläufe für Eisen falsch waren und die tatsächlichen Werte eine deutlich verzögerte Abnahme der Eisenkonzentrationsabnahme aufwiesen, konnte das System eine sehr gute Funktionstüchtigkeit unter Beweis stellen. Die initialen Eisenkonzentrationen waren in einer vergleichbaren Größenordnung wie die modellierten Werte, wodurch die Reinigungsleistung der Anlage nicht überschritten wurde. Durch die verzögerte Abnahme fielen jedoch seit Inbetriebnahme der Anlage deutlich erhöhte Schlammrückstände in den Becken an, was letztlich zu einem höheren Wartungsaufwand und damit auch zu höheren Betriebskosten geführt haben dürfte. Insgesamt schafft es die Anlage jedoch, stets mehr als 94 % bis hin zu 99 % des gelösten Eisens herauszufiltern und die vorgeschriebenen maximalen Eisenkonzentrationen von 2 mg/l für die Zuführung des Grubenwassers in die Umwelt einzuhalten. Ein diskutierter Grund für die Abweichung der prognostizierten von den tatsächlichen Werten ist, dass die Pumpleistung nicht konstant war, sondern sehr stark variierte. Bei erhöhter, aber gleichbleibender Pumpleistung ist tatsächlich ein deutlicher Rückgang der Eisenwerte festzustellen, während in Phasen mit variabler Pumpleistung auch die Eisenwerte stark streuen und tendenziell anwachsen (17).

Neben La Houve wurden noch zwei weitere passive Aufbereitungsanlagen gebaut. Im November 2012 die Anlage Simon, die das Grubenwasser des zentral-östlichen Teils des Gebiets aufbereitet sowie im Juli 2015 die Anlage Vouters, die ebenfalls der Aufbereitung der Grubenwässer aus diesem Gebiet dient und eine maximale Kapazität von rd. 12.000 m³/d (ca. 8,3 m³/min) hat. Beide Anlagen zeigen eine ähnlich gute Leistung wie die erste Anlage bei La Houve, weisen aber erhöhte Zink- und Kupferwerte im ausströmenden Wasser auf (17).

4  Zusammenfassung

Die Erfahrungen in Großbritannien und Frankreich zeigen, dass durch ein Verständnis der regionalen hydrogeologischen Zusammenhänge und die Berücksichtigung grundlegender hydraulischer Prinzipien ein nachhaltiges Grubenwassermanagement entwickelt werden kann. Ein Schutz des Trinkwassers wird sowohl in Durham als auch in Lothringen durch eine vergleichsweise geringe Potentialdifferenz von nur wenigen Metern zwischen Grund- und Grubenwasser gewährleistet. In beiden Revieren ist es infolge des Grubenwasseranstiegs auch zu einem Anstieg des Grundwasserstands gekommen, was bei entsprechender Topographie zu Vernässungen bis hin zu Poldern führen kann. Ein umfangreiches Monitoring sowie die Vorhaltung geeigneter Wasserhaltungsinstallationen sind daher notwendig. Das gehobene Wasser kann abhängig von Chemismus und Förderraten teils aktiv, teils passiv oder in Kombination beider Typen aufbereitet und bei Einhaltung geltender Grenzwerte in die Vorfluter geleitet werden.