Einfluss Kupfer-haltiger anthropogener Einträge auf Bodenmikroorganismen – eine Übersicht. II. Mikrobielle Aktivitäten

Influence of anthropogenic copper pollution on soil microorganisms – an overview. II. Microbial activities

Einfluss von Kupfer auf den Kohlenstoffkreislauf

In frühen Freilanduntersuchungen stellten Mathur et al. (1979) an einem mindestens 15 Jahre mit Cu-haltigen Düngern behandelten organischen Boden bereits eine mit dem EDTA-extrahierbaren (etwa 55–190 mg Cu/kg) und dem Gesamt-Cu-Gehalt (etwa 100–280 mg Cu/kg) negativ korrelierte CO₂-Bildung (Basalatmung) fest. In teilweise 50 Jahre mit Cu kontaminierten amerikanischen und dänischen Böden wurden Cu-Gehalte von 26 bis 3083 mg/kg gefunden (Dumestre et al., 1999). Die an 20 Böden durchgeführte CO₂-Messung nach Glucose­zusatz ergab vor allem in den ersten Messstunden eine mit dem Cu-Gehalt zunehmende Verzögerungsphase (Lag-Phase) der SIR. An 99 unterschiedlich stark mit Schwermetallen einschließlich Cu (6,4–497 mg/kg) belasteten Schweizer Freilandböden, darunter 61 Acker- und 9 Weinbergsböden, ermittelten Celardin und Chatenoux (2003) u.a. die mikrobielle Biomasse (ATP-Gehalt) und die Basalatmung (CO₂-Bildung über 15 d). Sowohl die Biomasse als auch besonders die Atmung nahmen dosisabhängig mit dem Cu-Gehalt im Boden ab, wobei die EC₅₀-Werte für die Atmung bei etwa 259 mg Cu/kg lagen. Im Vergleich zu einem mit 14,4 mg Cu/kg nur gering belasteten Boden einer neuseeländischen Avocado-Anlage stellten Vogeler et al. (2008) in einem Vergleichsboden mit höherem Cu-Gehalt (171,2 mg Cu/kg) eine Hemmung der auf den Kohlenstoff im Boden bezogenen SIR fest, während die ebenfalls gemessene Basalatmung kaum Effekte aufwies. Der daraus errechnete metabolische Quotient qCO₂ wies dagegen – außer einer Stimulation durch Cu am Anfang – keine deut­lichen Effekte auf. In dänischen Versuchen wurde je ein niedrig (9,5 mg Cu/kg) und höher (82 mg Cu/kg) mit Cu belasteter Ackerboden nach fünf Jahren zusätzlich unter Laborbedingungen mit Cu-Sulfat (40–500 mg Cu/kg) versetzt und anschließend die SIR gemessen (Brandt et al., 2010). In beiden bis 80 d untersuchten Cu-Boden­varianten wurde eine dosisabhängige Hemmung durch Cu-Sulfat festgestellt, wobei die bereits mit 82 mg Cu/kg belastete „Kontrolle“ ebenfalls bereits niedrigere Werte aufwies als der unbelastete Kontrollboden. In einer finnischen Forstbaumschule wurde das Fungizid Cu-Oxychlorid (35,3 kg/ha) im Abstand von 14 d zweimal angewendet (Manninen et al., 1998). Hierdurch wurde die über 24 h gemessene Basalatmung um 18% verringert. In einer australischen Avocado-Anlage mit jahrelanger Anwendung von Cu-Fungiziden (Cu-Ammoniumacetat, Cu-Oxychlorid, Cu-Hydroxid) und Cu-Gehalten in der obersten Bodenschicht (2 cm) von 280 bis 345 mg/kg wurde die über 28 d gemessene Basalatmung gegenüber dem Kontrollboden (13 mg Cu/kg) in etwa verdoppelt (Merrington et al., 2002). Der auf die mikrobielle Biomasse bezogene metabolische Quotient qCO₂ war sogar noch stärker erhöht, was allerdings eine merkliche Beeinflussung der Bodenmikroflora andeutet. In chinesischen Apfelanlagen wurde der Cu-Gehalt durch die langjährige Anwendung Cu-haltiger Fungizide von 12,5 mg/kg (Kontrolle) über 21,8 mg/kg nach 5 Jahren und 41,9 mg/kg nach 20 Jahren schließlich auf 141 mg/kg nach 45 Jahren angehoben (Wang et al., 2009b). Die über 7 d gemessene Basalatmung stieg im Boden mit zunehmender Cu-Belastung deutlich an. Auch hier erhöhte sich die spezifische, auf den mikrobiellen Biomassekohlenstoff bezogene Atmungsrate als Indikator einer gestressten Bodenmikroflora noch stärker. In japanischen Versuchen, in denen die im Oberboden von Apfelanlagen gefundenen höchsten Cu-Gehalte (1120 mg/kg) im Laborversuch durch Zugabe von entsprechenden Cu-Chloridmengen (10 und 20 mmol Cu/kg) simuliert wurden, trat indessen eine dosisabhängige Hemmung der über 10 d gemessenen Basalatmung im Vergleich zum Kontroll­boden auf (Aoyama und Nagumo, 1997). Wurde diese Atmung jedoch auf den mikrobiellen Biomasse-Kohlenstoff bezogen, so wurde auch hier eine – allerdings nicht dosisabhängige – Stimulation beobachtet, ebenfalls ein Anzeichen für eine beeinträchtigte Bodenmikroflora. Ein von Wilke et al. (2005) durchgeführter Vergleich von SIR-Atmungskurven nach Glucosezugabe ergab ab etwa 190 mg Cu/kg eine deutlich empfindlichere Reaktionen in den frisch mit Cu-Chlorid versetzten Böden als in den die entsprechenden Mengen gealterter Cu-Rückstände enthaltenden Böden. Bei 14,8 und 42,7 bzw. 46,6 mg Cu/kg waren allerdings kaum Unterschiede hinsichtlich Dosierung und Behandlungsunterschieden erkennbar. Belgische Versuche, in denen ebenfalls die Wirkung auf die SIR in frisch mit Cu-Salzen (Carbonat, Chlorid, Sulfat) versetzten Böden mit der Aktivität in entlang eines Cu-Konzentrationsgradienten entnommenen „ge­alterten“ Proben verglichen wurden, ergaben EC₅₀-Werte im Bereich von 95 bis > 850 mg Cu/kg (Oorts et al., 2006). Dabei erwiesen sich je nach Boden teilweise die frisch kontaminierten Proben als empfindlicher, teilweise aber auch die anhand eines Cu-Gradienten im Feld entnommenen gealterten. In den Niederlanden untersuchten Tobor-Kopłon et al. (2006) die Reaktion der SIR (hier allerdings nach Zugabe von Luzernemehl) in einem mit 750 mg Cu/kg (Cu-Sulfat) behandelten Ackerboden gegenüber zusätzlichem Stress durch pH-Veränderung (4,0 und 6,1), einem achtmaligen 24-stündigen Wechsel von Austrocknen und Wiederbefeuchten sowie einer Hitzebehandlung (18 h bei 50˚C). Erstaunlicherweise wurde die SIR im Boden während der 60-tägigen Bebrütung – unabhängig vom zusätzlichen Stress – durch die relativ große Cu-Menge nicht signifikant beeinflusst. Doch wies die Atmung im hitzebehandelten Kontroll­boden zumindest anfangs eine Tendenz zur Hemmung auf, nicht aber im Cu-Boden, was dort auf eine resistentere Mikroorganismenpopulation schließen lässt.

In zwei mit mehreren Schwermetallen belasteten Regionen Polens beobachtete Zwolinski (1990) eine starke negative Korrelation zwischen dem Zelluloseabbau in den Forstböden und dem Cu-Eintrag. In japanischen Versuchen verursachte die langjährige Anwendung der Pflanzenschutzmittel Bordeaux-Mischung und Bleiarsenat erhöhte Schwermetallgehalte im Boden von Obst­anlagen: 189–1108 mg Cu/kg und 333–1271 mg Pb/kg (Aoyama und Kuroyanagi, 1996). Hier wurde auch die Abbaurate von Zellulosepulver zu CO₂ unter Laborbedingungen durch die Menge an CaCl₂-extrahierbarem Cu exponentiell reduziert. Im Gefäßversuch beobachtete Kuduk (1990) auch nach der Applikation von Kupfer­sulfat (bis 2500 mg Cu/kg) eine dosisabhängige Verringerung des Zelluloseabbaus in zwei Böden, wobei die Effekte erst ab 62,5 mg Cu/kg deutlicher waren (Tab. 1). Auch die mikrobielle Cellulaseaktivität in drei Böden wurde durch CuCl₂ und Kupfersulfat (5 mmol/kg) ähnlich wie durch andere Schwermetalle gehemmt (Deng und Tabatabai, 1995). In einem anderen Versuch ver­ursachte die Applikation von Cu-Acetat und Cu-Sulfat (100–10000 mg Cu/kg) zu einem Waldboden dagegen eine unterschiedliche Reaktion der Cellulaseaktivität (Małachowska-Jutsz et al., 1997). Während Kupfersulfat in der 11-monatigen Versuchszeit erstaunlicherweise keine Wirkung zeigte, hemmte Cu-Acetat ab 7 Monaten dosisabhängig, wobei der Effekt nach 3 Monaten nur bei der höchsten Dosierung (10000 mg Cu/kg) auftrat. Möglicherweise spielen jedoch bei diesen großen Wirkungsunterschieden Störeffekte bei der Cellulase-Methode eine Rolle, wie dies Sinegani und Emtiazi (2006) z.B. bei Cu²⁺ für die Nachweisreagenz 3,5-Dinitrosalicylat feststellten.

In einem langjährig mit Schwermetallen belasteten schwedischen Kieferstandort wurde der Abbau der Nadelstreu gradientenabhängig stark verringert, wobei z.B. 500 mg Cu/kg und 1000 mg Zn/kg wirksam waren (Berg et al., 1991). Auch in einem anderen langjährig vor allem mit Cu, Ni, Pb und Zn belasteten Kiefernwald wurde der Abbau der Nadelstreu gradientenabhängig verringert (McEnroe und Helmisaari, 2001). So betrug die Abbauleistung in 0,5 km Entfernung von der Emis­sionsquelle (entsprechend etwa 5799 mg Cu/kg und 462 mg Ni/kg im Bodenhumus) 28,1% bei Nadel- und 40,9% bei Feinwurzelstreu und in 4 km (658 mg Cu/kg und 124 mg Ni/kg im Bodenhumus) 32,2% bei Nadel- und 40,0% bei Feinwurzelstreu verglichen mit 37,9% bzw. 51,0% in unbelasteten Proben aus 200 km Ent­fernung. In einem langjährig durch die Pflanzenschutzmittel Bordeaux-Mischung und Bleiarsenat mit Cu, Pb und As belasteten Boden einer japanischen Obstanlage wurde der anhand der CO₂-Entwicklung gemessene Abbau von Grasstreu während einer 70-tägigen Bebrütung nur etwa 14 Tage leicht dosisabhängig durch CaCl₂-extrahierbare Cu-Gehalte bis etwa 38 mg/kg verringert (Aoyama und Kuroyanagi, 1996). Unter Laborbedingungen hatte das Fungizid Cu-Oxychlorid mit 10 mg/kg nach 3 Monaten Bebrütung keinen Einfluss auf den Strohabbau (Torstensson, 1988). In einem weiteren japanischen Versuch verursachte die Anwendung von CuCl₂·2H₂O im Boden erhöhte Kupfergehalte von 570 und 1220 mg/kg verglichen mit 60 mg/kg in der Kontrolle (Aoyama und Nagumo, 1997). Hierdurch wurde der Abbau von Grasstreu während einer dreijährigen Verweildauer im Freilandboden stark dosisabhängig verringert. In 6 Jahre mit Cu belasteten Böden wurde der über die CO₂-Bildung gemessene Abbau der Stoppeln von Medicago truncatula ab 528 mg Cu/kg dosisabhängig gehemmt (Wakelin et al., 2010). Dieser Effekt war auch begleitet von strukturellen Änderungen der Bakterien- und Pilzgemeinschaften im Boden. Offensichtlich limitiert Cu die Kapazität der Pilzflora, sich an neue Ressourcen anzupassen. Oorts et al. (2006) untersuchten in verschiedenen euro­päischen Böden den Einfluss von frisch zugesetztem und bis zu 18 Monate nach der Zugabe gealtertem CuCl₂ (25–4800 mg Cu/kg) bzw. CuSO₄·5H₂O (250–750 mg Cu/kg) auf den Abbau von mittels ¹⁴C markierten Maisrückständen. Der Prozentsatz an freiem Cu²⁺ im Boden war im frisch mit Cu versetzten Boden immer höher als im gealterten. Die EC₂₀-Werte für den Abbau lagen in einer Testserie mit CuCl₂ je nach Boden zwischen 116 und > 4288 mg Cu/kg, die EC₅₀-Werte in einer zweiten Testserie mit CuSO₄·5H₂O zwischen 95 und > 825 mg/kg, wobei keine einheitliche Tendenz erkennbar war. In anderen Versuchen mit Labormikrokosmen wurde der Strohabbau in Gazebeuteln nach der Applikation von Kupfersulfat (50–800 mg Cu/kg) ab 100 mg Cu/kg verringert, jedoch trat keine ausgeprägte Dosisabhängigkeit auf (Bogomolov et al., 1996).

Einfluss von Kupfer auf den Stickstoffkreislauf

Nur wenige Veröffentlichungen liegen zur Beein­flussung der asymbiontischen N-Bindung von Cyano­bakterien im Boden durch Cu vor. An mehreren über Klärschlamm mit den Schwermetallen Cd, Cr, Cu, Ni, Pb und Zn kontaminierten Böden untersuchten Lorenz et al. (1992) die asymbiontische N-Bindung. Je nach Belastungszustand (z.B. 28–630 mg Cu/kg + weitere Schwermetalle, vor allem Zn) und Boden wurde bis zu 94% Hemmung der heterotrophen und 98% der cyanobakte­riellen N-Bindung festgestellt. Mårtensson (1993) regis­trierte nach Applikation von CuCl₂ eine Hemmung der heterotrophen N-Bindung durch 75 mg Cu/kg, während die N-Bindung durch Cyanobakterien erst durch 125 mg Cu/kg abnahm und unabhängig vom pH-Wert sowie dem C- und N-Gehalt des Bodens war. Kostov und van Cleemput (1997) untersuchten einen mit Cu-Sulfat (500–3000 mg Cu/kg) behandelten sandigen Lehm- sowie einen sandigen Boden hinsichtlich der cyanobakteriellen N-Bindung. Lediglich die niedrigste Cu-Dosierung erlaubte noch Wachstum und N-Bindung der Cyanobakterien. Nach Anwendung von Cu-Sulfat ermittelte Gribanov (1954) eine Konzentration von nur 5 mg Cu/L im Nährmedium für eine optimale N-Bindung durch Azotobacter chroococcum. Höhere Dosierungen wirkten allerdings schädlich. Auch Maliszewska (1972) ermittelte unter Laborbedingungen in mit Boden beimpften Flüssigkulturen eine verringerte heterotrophe N-Bindung durch Cu-Sulfat (5,1 mg Cu/L). An Reinkulturen der heterotrophen bakteriellen N-Binder Azotobacter chroococcum und Azospirillum brasilense beobachteten Aggarwal et al. (1992) bereits durch die niedrigste angewandte Dosierung von CuCl₂ (0,5 mM) eine Hemmung von Wachstum und N-Bindung.

Eine Beeinflussung der symbiontischen N-Bindung durch Cu kann einmal direkt über die Knöllchenbakte­rien sowie auch indirekt über deren Wirtspflanzen erfolgen. Entsprechend vielfältig können die Wirkungen ausfallen. Kupfer darf nicht nur als Schadstoff angesehen werden, sondern ein Cu-Defizit im Boden kann nicht nur die bekannten Mangelsymptome an Pflanzen verur­sachen, sondern es kann auch die symbiontische N-Bindung verringern. So erhöhte die Applikation von Cu-Sulfat (bis 5 kg Cu/ha) die symbiontische N-Bindung bei Cu-Mangelpflanzen von Trifolium subterraneum (Snowball et al., 1980). Auch bei anderen offensichtlich mit Cu unterversorgten Leguminosen führte die Anwendung von Cu-Sulfat (125 mg Cu/Gefäß) zu einem mehr (Lupinus luteus, Vicia faba) oder weniger deutlichen Anstieg (Glycine max) des N-Gehaltes in Knöllchen und Pflanzenmasse (Seliga, 1998). Als Folge der Ausbringung von unterschiedlich hoch mit Cu belasteten Klär­schlämmen wurden Cu-Gehalte im Boden von 193 und 283 mg/kg verursacht (Obbard und Jones, 2001). Durch die niedrigeren Cu-Gehalte wurde die symbiontische N-Bindung bei Trifolium repens in einem Teilversuch leicht erhöht und blieb sonst unbeeinflusst, während in einem anderen die höhere Dosierung zu einer starken Hemmung führte. Bei Pisum sativum und Vicia faba waren diese Effekte teilweise weniger ausgeprägt. Porter und Sheridan (1981) untersuchten den Einfluss von Cu-Sulfat in wässriger Lösung auf die symbiontische N-Bindung von Medicago sativa. Die anhand der Acetylenreduktion gemessene N-Bindung wurde durch 100 mg Cu/L völlig gehemmt. Im Gefäßversuch applizierten Reddy et al. (1995) Cu-Sulfat mit 0,02 bis 2 mg Cu/kg zur Leguminose Cajanus cajan in Sandkultur, die mit Rhizobium sp. P116 beimpft war. Ab 0,2 mg Cu/kg wurde die Nitrogenase als Indikator der N-Bindung dosisabhängig verringert. Younis (2007) applizierte in einem Gefäßversuch Cu-Sulfat (50–200 mg Cu/kg) zu der mit Rhizobium-Stämmen inokulierten Leguminose Lablab purpureus. Dabei wurde die spezifische Nitrogenase nur durch die höchste Dosierung verringert. Auch das Cu-Fungizid ‘Kocide 101’ (77% Cu-Hydroxid) wurde hinsichtlich seiner Wirkung auf die N-Bindung der mit verschiedenen Rhizobium-Stämmen inokulierten Leguminose Phaseolus vulgaris untersucht (Baijukya und Semu, 1998). Während die praxisübliche Dosierung des Fungizids (1,7 mg/kg Boden) keinen signifikanten negativen Einfluss auf Pflanzenwachstum, Knöllchenbildung und die N-Bindung hatte, hemmten die höheren Aufwandmengen (3,4 und 6,8 mg/kg) bis zum letzten Probe­nahmetermin nach 35 d um mehr als 50%.

In industriell erheblich mit Schwermetallen belasteten schwedischen Waldböden fand Tyler (1975) je nach Entfernung von der Emissionsquelle 12 bis 15000 mg Cu/kg und 100 bis 20000 mg Zn/kg. Anhand der an einem Konzentrationsgradienten gemessenen Cu-Gehalte im organischen Oberboden und der zugehörigen N-Mineralisierung ließ sich eine dosisabhängige Hemmung errechnen, die verglichen mit der am geringsten belasteten Bodenprobe bei 10000 mg Cu/kg etwa 90% betrug, bei 100 mg Cu/kg aber auch bereits etwa 43%. Ebenfalls in organischen Böden, denen hier allerdings früher mäßige Cu-Mengen zugesetzt worden waren, um ihren relativ schnellen Abbau zu verringern, beobach­teten Mathur und Preston (1981) bei restlichen Cu-Gehalten im Boden von 22,5 bis 275 mg/kg weder eine Korrelation mit der Ammonifikation im Boden mit und ohne Zusatz von Gelatine noch mit den zugehörigen proteolytischen Bakterien. In alluvialen Böden Bang­ladeshs mit einem pH-Wert von 7 stimulierten 50 mg Cu/kg die N-Mineralisierung unter aeroben Bedin­gungen, bereits 100 mg/kg hemmten jedoch (Ishaque und Bhuiyan, 1984). Australische Versuche in einer Avocado-Obstanlage mit 20-jähriger Anwendung von Cu-Fungiziden (Cu-Oxychlorid, Cu-Oxid, Cu-Hydroxid) und aktueller Applikation des Fungizids Cu-Ammoniumacetat hatten zu Cu-Gehalten in den oberen Boden­schichten von 176 bis 345 mg/kg (= 0,71–2,15 mg/kg CaCl₂-extrahierbares Cu) geführt verglichen mit nur 13–14 mg Cu/kg in der Kontrolle (Merrington et al., 2002). Im über 28 d bebrüteten Boden konnte keine dosis­abhängige Reaktion des N_min-Gehaltes (NO₃- + NH₄-N) zum Cu-Gehalt im Boden festgestellt werden. Allerdings lag der NH₄-Gehalt in den belasteten Bodenproben niedriger als im Kontrollboden. Die Anwendung einer niedrigen Dosierung von Cu-Sulfat (20 mg Cu/kg) beeinflusste die Ammonifikation weder im Boden noch in der Mais-Rhizosphäre (Chen et al., 2001). Eine achtwöchige Bebrütung mit höheren Aufwandmengen von Cu-Sulfat führte jedoch in den Versuchen von Olayinka und Babalola (2001) zu einer starken dosisabhängigen Hemmung der N-Mineralisierung im Boden. Sie betrug bei 87 mg Cu/kg 20,7% und stieg bei 696 mg Cu/kg auf 69,8%.

Bereits früh weist Eno (1953) auf uneinheitliche Reaktionen der Nitrifikation verschiedener Böden hin. Teilweise traten bis zu einem Gehalt von 448 kg Cu/ha Stimulationen und erst darüber Hemmungen auf, wobei kalkarme Böden stärker beeinträchtigt wurden. Außerdem scheint es bei längerer Anwendung zur Resistenz­bildung zu kommen. Auch Sauvé et al. (1999) konnten an dänischen Böden mit Cu-Gehalten von 26 bis 2277 mg/kg keine direkte Dosisabhängigkeit der anhand der Nitritbildung ermittelten Nitrifikation feststellen, wobei offensichtlich die organische Substanz und der pH-Wert des Bodens modifizierend wirkten. Die poten­zielle Nitrifikation (von NH₄-N) italienischer Böden, die in Flussnähe und im Überschwemmungsbereich mit Cr und ansonsten mit Cu (123,4–261,4 mg Cu/kg) aus der landwirtschaftlichen Bewirtschaftung belasteten waren, wies dagegen eine gewisse Hemmung in Abhängigkeit vom Cu-Gehalt auf (Carfora et al., 2004). Wilke et al. (2005) stellten bei ihrem Vergleich der Wirkungen von Cu (14,6–2036 mg/kg) auf die potenzielle Nitrifikation fest, dass frisch zugesetztes CuCl₂ stärker hemmt als gealterte Cu-Rückstände. Diese Unterschiede verschwanden jedoch bei Betrachtung der NH₄Cl-extrahierbaren Cu-Gehalte. Nowak et al. (2001) untersuchten nach der Applikation von Cu-Acetat zu zwei Böden sowohl die Nitrifikation als auch die daran beteiligten Bakterien. Ab 5 mg Cu/kg wurde die Nitrifikation – besonders im sandigen Boden – stark gehemmt. Die nitrifizierenden Bakterien der ersten Stufe reagierten dabei sogar noch empfindlicher als der Umsetzungsprozess selbst. An drei Böden untersuchten Cela und Sumner (2002) die potenzielle Nitrifikation (aus Ammoniumsulfat) in Abhängigkeit vom Cu-Gehalt (bis 157 mg/kg) nach Zugabe von CuCl₂. Je nach Boden trat eine dosisabhängige Hemmung der Nitrifikation bereits ab etwa 20 oder erst ab etwa 75 mg Cu/kg auf, während eine starke Hemmung nur in einem Boden ab etwa 80 mg Cu/kg beobachtet wurde. Der gekalkte Boden war weniger empfindlich gegenüber Cu. Eine durchschnittliche 50%-ige Hemmung wurde für einen löslichen Cu-Gehalt in den Testböden von etwa 3,7 mg/L errechnet. Nach der Behandlung von 12 australischen Freilandböden mit Cu-Sulfat ermittelten Broos et al. (2007) bei der Substrat-induzierten (= potenziellen) Nitrifikation EC₅₀-Werte von etwa 100 bis über 1000 mg Cu/kg, wobei die höheren vor allem bei zunehmenden pH-Werten auftraten. Auch an 17 typischen chinesischen Böden wurde unter Laborbedingungen eine dosisabhängige Hemmung der potenziellen Nitrifikation beobachtet (Sun et al., 2008). Hier lagen die EC₅₀-Werte zwischen 73,4 und 2164,4 mg Cu/kg, die EC₁₀-Werte sogar bei nur 7,1 bis 1962,8 mg Cu/kg. Die EC₅₀-Werte waren positiv korreliert mit dem pH-Wert sowie dem Mg-und Ca-Gehalt im Boden. In einigen in­folge langjähriger Behandlung unterschiedliche Cu-Gradienten aufweisenden dänischen, thailändischen bzw. australischen Böden ergaben sich EC₅₀-Werte für eine Hemmung der potenziellen Nitrifikation von 160, 830 bzw. 2060 mg Cu/kg (Mertens et al., 2010). Die bis über 50%-ige Hemmung der Nitrifikation durch die höchsten Cu-Konzentrationen (1430, 2810 bzw. 3622 mg/kg) fand statt, obwohl sogar ein 20- bis > 200-facher Anstieg der toleranten Nitrifikanten eingetreten war. Auf der Krim hatte die Anwendung von Cu-Fungiziden innerhalb von 10 Jahren den Cu-Gehalt im Boden von Obstanlagen auf 40 bis 180 mg/kg angehoben, was eine Tendenz zur stimulierten Nitrifikation bewirkte (Ivanova, 1987). Praxisnahe Dosierungen (2,5 bis 15 kg/ha) des Cu-Fungizids Bordeaux-Mischung selbst verringerten die Nitrifikation im Boden während der 65-tägigen Bebrütungszeit dosisabhängig (Diaconu, 1987).

Zum Einfluss von Cu auf die Denitrifikation liegen nur wenige Veröffentlichungen vor, die somit auch keine umfassende Beurteilung erlauben. Maliszewska (1972) beobachtete in mit Boden beimpften Flüssigkulturen unter Laborbedingungen eine Hemmung der Denitrifikation durch Cu-Sulfat (5,1 mg Cu/L). In den Testböden von Sandhu und Moraghan (1972) hemmte Kupfersulfat (0,02 N) die Denitrifikation im 96 h Kurzzeitbebrütungsversuch dagegen nur geringfügig. In den beiden Böden mit höherem C_org-Gehalt (4,1% und 4,96%) war die Hemmung nur bis 48 h messbar, im humusärmeren Boden (2,23% C_org) war sie jedoch nach 96 h noch vorhanden. Nach kurzer Bebrütung (108 h) mit Cu-Sulfat (100 mg Cu/L) beobachteten Probanza et al. (1996) dagegen sogar eine erhöhte Denitrifikation im Test­boden. Auch im Gefäßversuch von Chen et al. (2001) verursachte die geringe Zugabe von Cu-Sulfat (20 mg Cu/kg) zu einem allerdings bereits vorher 18,54 mg Cu/kg und 45,22 mg Cr/kg aufweisenden Boden eine leicht erhöhte Denitrifikation. Dabei fiel der Effekt in der Mais-Rhizosphäre trotz höherer Aktivität ähnlich aus wie im unbewachsenen Boden.

Einige organische Böden, die infolge einer vorangegangenen Cu-haltigen Düngung bis zu 175 mg Cu/kg enthielten, wiesen gegenüber den weniger belasteten Proben aus dem Randbereich eine mit dem Cu-Gehalt negativ korrelierte Aktivität verschiedener Enzyme (z.B. Amylase, Cellulase, Lipase, Xylanase) auf (Mathur und Sanderson, 1980). Diese reduzierte Enzymtätigkeit dürfte auch die Zersetzung der organischen Bodensubstanz behindern. Von diesen Enzymen unterscheidet sich die Dehydrogenaseaktivität durch ihre enge Bindung an lebende Mikroorganismenzellen, weshalb sie oft mit Biomasseparametern korreliert ist. Allerdings können Nachweismethoden, die Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC) als Indikator verwenden, durch Cu selbst gestört werden. In der von Fuchs et al. (1994) daraufhin getesteten Messvariante der Dehydrogenaseaktivität mit dem alternativen Indikator Jodnitrotetrazoliumviolett (INT) wurde in einem Cu-kontaminierten Boden eine dosisabhängige Hemmung von etwa 20% bei 50 mg Cu/kg bis etwa 50% bei 150 mg Cu/kg festgestellt. In der gleichzeitig mit untersuchten störanfälligeren TTC-Variante fielen die Effekte sogar noch stärker aus. Mehrere südindische lateritische Teeböden wurden jeweils mit 25 und 75 µM Cu²⁺ kontaminiert (Venkatesan und Senthurpandian, 2006). Je nach Boden wurden die nährstoffbezogene saure und alkalische Phosphataseaktivität dosisabhängig um bis über 70% verringert. Die ebenfalls Nährstoffkreisläufen zuzuordnende Arylsulfatase- und Ureaseaktivität wurden zwar auch deutlich, aber teilweise nicht so ausgeprägt dosisabhängig reduziert. Aufgrund ihrer heterogenen Ergebnisse aus mit Abwasser behandelten chinesischen Böden, in denen eine starke Abhängigkeit verschiedener Bodenenzyme (Cellulase, Katalase, alkalische Phosphatase, Polyphenoloxidase, Urease) von den Bodeneigenschaften, aber teilweise auch von den Schwermetall­gehalten (Cd, Cu, Pb, Zn) festgestellt wurde, mahnen Wang et al. (2009a) allerdings einen vorsichtigen Umgang mit ökotoxikologischen Enzymuntersuchungen an.

Nur vereinzelt wurde der Einfluss von Cu-Fungiziden auf Bodenenzyme untersucht. Die mehrjährige Anwendung von ‚Cuprosan’ (Cu-Oxychlorid, 2,5 kg/ha) zu Kartoffeln verursachte keine messbaren Veränderungen der Invertase-, Katalase- und Proteaseaktivitäten in einem Podsolboden (Molchan et al., 1987). Ebenfalls in Kartoffelfeldern reduzierte jedoch Cu-Oxychlorid (7,4 kg/ha) während der 60-tägigen Probenahme die Dehydroge­naseaktivität besonders stark (um etwa 70%), während die nährstoffbezogene Phosphatase- nur um bis zu 30% und die Ureaseaktivität um bis etwa 20% verringert wurden (Shukla und Mishra, 1996). In chinesischen Apfel­anlagen hatten sich während der 45-jährigen Anwendung von Cu-Fungiziden im Boden bis zu 141 mg Cu/kg akkumuliert (Wang et al., 2009b). Trotz der leichten Tendenz einer mit dem Behandlungsalter abnehmenden Enzymaktivität konnten bei der Invertase, sauren Phosphatase und Urease keine signifikanten Behandlungs­unterschiede festgestellt werden.

Relativ viele ökotoxikologische Bodenenzymuntersuchungen von Kupfer wurden mit Cu-Sulfat durchgeführt. In Langzeituntersuchungen hatte Wilke (1987) durch Cu-Sulfatgaben Cu-Gehalte im Boden von 130 und 222 mg/kg produziert. Alle untersuchten Bodenenzymaktivitäten wurden dosisabhängig durch Cu gehemmt. Die Verringerung betrug bei der Biomasse-abhängigen Dehydrogenase 52 und 64%, bei den nährstoffbezogenen Enzymen der alkalische Phosphatase 43 und 65%, der Protease 62 und 92% sowie der Saccharase 44 und 59%. In einem mit 1 bis 50 g/kg Cu-Sulfat behandelten finnischen Humusboden beobachteten Lähdesmäki und Piispanen (1992) eine dosisabhängige Hemmung der Amylaseaktivität. Wurde der Boden jedoch fraktioniert, so nahmen die Cu-Wirkungen bereits ab etwa 1 mg/L stark zu. Offensichtlich wurde hierdurch die Schutzfunktion der Ton- und Humuskolloide für dieses Exoenzym gestört. In polnischen Versuchen erzielten Kucharski und Hłasko-Nasalska (2005) durch eine Cu-Sulfatanwendung Ertragseinbußen bei Hafer und Sommerraps ab 420 mg Cu/kg, nicht aber bei Ackerbohnen. Im Boden ebenfalls durchgeführte Enzymuntersuchungen zeigten, dass besonders die Biomasse-bezogene Dehydrogenase- sowie die nährstoffbezogene Ureaseaktivität bereits ab 140 mg Cu/kg stark dosisabhängig reduziert wurden. Die Wirkung auf die alkalische und die saure Phosphataseaktivität war weniger stark und wurde teilweise noch durch die Kulturpflanzen modifiziert. Auch in 70-tägigen Laborversuchen wurde in sechs verschiedenen Böden nach der Anwendung von Cu-Sulfat (100 und 1000 mg Cu/kg) eine starke und oft dosisabhängige Hemmung der Dehydrogenase- und meistens auch der Katalase­aktivität beobachtet (Saviozzi et al., 2006). Allerdings wurden Ausmaß und Dauer der Wirkungen sehr vom Boden – und dort offensichtlich vor allem von einem hohen C_org-Gehalt – beeinflusst. In chinesischen Gefäßversuchen wurden Erdnusspflanzen nach Zugabe von Cu-Sulfat ab 500 mg Cu/kg geschädigt (Shao et al., 2008). Von den gleichzeitig untersuchten Bodenenzymen wurden die Invertase und Polyphenoloxidase von keiner der angewandten Dosierungen (300 bis 1200 mg Cu/kg) beeinflusst. Die Katalase wurde nur geringfügig dosisabhängig gehemmt, die Nährstoff-bezogene Phosphatase und Urease dagegen bereits ab 300 mg Cu/kg mit etwa 36% bzw. 33% sehr stark. Ebenfalls durch Cu-Sulfat ab 500 mg Cu/kg wurde auch die Testpflanze Alternanthera philoxeroides gehemmt (Huang et al., 2009). Während die parallel untersuchten Aktivitäten der Invertase und Katalase im Boden nur eine geringe dosisabhängige Hemmung ab etwa 500 mg Cu/kg aufwiesen, wurde die Phosphatase ab 500 mg Cu/kg um etwa 12% und die Urease sogar bereits ab 50 mg Cu/kg um etwa 25% dosisabhängig verringert. Wie Tab. 2 am Beispiel des Einflusses von Cu-Chlorid auf die Arylsulfatase-, saure Phosphatase-, Protease- und Ureaseaktivität zeigt, sind auch von anderen anorganischen Cu-Verbindungen ähnliche und oft dosisabhängige Beeinträchtigungen verschiedener Bodenenzyme zu erwarten.

Einige in Abhängigkeit von der Entfernung zur Belastungsquelle in der oberen Schicht stark mit Cu (20–1632 mg/kg), aber weniger mit Zn (5–83 mg/kg) kontaminierte Böden wiesen einen ungünstig veränderten Humus auf mit einem erhöhten Anteil an Fulvosäuren (Drozd und Kowalinski, 1977). Stasyuk et al. (1980) fanden allerdings beim Vergleich einiger vor allem in der oberen Schicht unterschiedlich mit den Schwermetallen Cd (0,2–19,5 mg/kg), Cu (7,7–39,3 mg/kg), Pb (22–1160 mg/kg) und Zn (9,7–300 mg/kg) belasteten Grauerden keine wesentlichen Unterschiede im Humusgehalt. In unterschiedlich stark mit Schwermetallen (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) belasteten italienischen Böden fanden Valsecchi et al. (1995) eine positive Korrelation zwischen dem EDTA-extrahierbaren Cu-Gehalt (8–276 mg/kg) und dem C_org-Gehalt sowie den Humin- und Fulvosäuren. Auch ein 70 Jahre in einer Holzbehandlungsanlage mit Cu belasteter Boden wies einen verringerten Abbau der organischen Substanz auf (Sauvé, 2006). Es wurden folgende Cu-Grenzwerte für eine Abbauhemmung ermittelt: 154 mg Cu/kg für 10%, 193 mg Cu/kg für 20% und 285 mg Cu/kg für 50%. Ein langjährig mit Cu-Sulfat behandelter französischer Weinbergsboden wies dagegen neben einem verringerten Humusgehalt auch eine Versauerung sowie reduzierte mikrobielle Populationen auf (Pochon et al., 1962). Die Applikation von Klärschlamm, der zur Simulierung einer Schwermetallkontamination u.a. mit Kupfersulfat (50–200 mg Cu/kg) behandelt war, erhöhte zwar den C_org-Gehalt des Bodens aufgrund des beträchtlichen C-Eintrags, doch wurde kein Metalleinfluss festgestellt (Griffiths et al., 2005). In einer brasilianischen Kaffeeplantage erzielte die bis zu 10-jährige Anwendung der Cu-Fungizide Kupferoxid und Cu-Oxychlorid (5 Anwendungen pro Jahr mit jeweils 4 g/Baum) vor allem in der oberen Bodenschicht EDTA-extrahier­bare Cu-Gehalte von 44 und 110 mg/kg (10 und 21 mg/kg in der Kontrolle) und daraus resultierend einen verringerten Abbau organischer Substanz und steigende C_org-Gehalte (Pavan et al., 1994). In einem nigerianischen Kakao-Anbausystem verursachte die Anwendung von Cu-Fungiziden (CuSO₄–Ca(OH)₂) in 0–15 cm Tiefe extrahierbare Cu-Gehalte von 7,68 und 8,2 mg/kg verglichen mit 4,03 bis 4,95 mg/kg im unbelasteten Boden (Akinnifesi et al., 2006). Auch die organische Substanz war nach dieser Behandlung sowohl im oberen Boden als auch in den Schichten bis 60 cm Tiefe meistens erhöht. Neuere chinesische Untersuchungen zeigten, dass der Abbau und die Humifizierung von Maisrückständen durch die Applikation von Cu-Acetat dosis­abhängig beeinflusst wird (Zhang et al., 2010). So stieg der Gehalt an Humin- und Fulvosäuren und damit der C-Gehalt der Humusfraktion mit zunehmender Cu-Konzentration (50–1000 mg Cu/kg) an, während die Aromatizität der Huminsäuren abnahm.

Die bereits oben erwähnten stark mit Cu kontaminierten Böden wiesen zusätzlich noch geringere Mikroaggregate und biogene Poren auf, was die Wassererosion erhöhte (Drozd und Kowalinski, 1977). Auch in den bereits oben dargestellten mit Cd, Cu, Pb und Zn belasteten Grauerden trat eine Verringerung der Mikroaggregierung der Bodensubstanz sowie der Mikroporosität auf (Stasyuk et al., 1980). Eijsackers et al. (2005) beobachteten in ihrer Untersuchung zur Wirkung des Fungizids Cu-Oxychlorid auf die Regenwurmaktivität in südafrikanischen Weinbergen auch eine – möglicherweise nicht mikrobiell bedingte – höhere Bodendichte als in benachbarten Böden.

Der Einfluss von Kupfer auf den Abbau von Pflanzenschutzmitteln wurde offensichtlich nur bei wenigen Herbiziden und Insektiziden untersucht, obwohl auch Fungizide als Kombinationspartner infrage kämen. In polnischen Versuchen beobachtete Strzelec (1982) eine Hemmung des mikrobiellen Abbaus des Herbizids Atrazin durch Kupfersulfat ab 50 mg Cu/kg im Boden, während die Dosis-Wirkungsbeziehung bei Kulturen des abbauenden Pilzes Penicillium citrinum nicht so ausgeprägt war. In Reisböden wurde auch der Abbau des Herbizids Thiobencarb durch die als Fungizide eingesetzten Mittel Cu(OH)₂ und Kupfersulfat ab 40 mg Cu/L gehemmt, während er bei Dosierungen von < 3 mg Cu/L dem des unsterilen Kontrollbodens entsprach (Gunasekara et al., 2005). In französischen Versuchen wurde weiterhin der Abbau des Herbizids Isoproturon im Boden sowohl durch eine Klärschlammanwendung als auch durch Cd-, Cu- und Zn-Sulfat und Pb-Nitrat – trotz kaum differenzierter extrahierbarer Cu-Gehalte von 0,121 bis 0,195 mg/kg – um fast 10% verringert (Perrin-Ganier et al., 2001). In langjährig mit den Schwermetallen Cu (35–178 mg/kg), Pb (90–802 mg/kg) und Zn (162–397 mg/kg) belasteten niederländischen Böden beobachteten Kools et al. (2005) dagegen keinen Einfluss auf die Abbaurate des Herbizids Glyphosat. In mit Cu belasteten Böden neuseeländischer Obstanlagen registrierten Gaw et al. (2003) allerdings wiederum eine negative Korrelation zwischen dem Abbau des Insektizids DDT und Cu-Konzentrationen von 21 bis 490 mg/kg. Auch der Abbau von Insektiziden im Boden kann offensichtlich durch Kupfer (10 mg/kg) verlangsamt werden (Liu et al., 2007). So wurde der Abbau von Cyhalothrin etwa 5 d verzögert, der von Cypermethrin um etwa 15 d.

Zum Thema Wirkung der Kombination von Kupfer mit Pflanzenschutzmitteln liegen nur wenige Veröffentlichungen vor. In polnischen Laborversuchen applizierten Kłodka und Nowak (2004) das Fungizid Cu-Oxychlorid in einfacher und 10-facher Dosierung allein sowie zusammen mit Adjuvants (Polybutenemulsion, Pflanzenöl). Während der 112-tägigen Bebrütung lagen besonders die Werte der Dehydrogenase- und ß-Glucosidaseaktivität nach Applikation der Mittelkombination zeitweise niedriger als beim Fungizid selbst. Die saure und alkalische Phosphataseaktivität reagierten nicht so ausgeprägt. Unter Laborbedingungen applizierten Liu et al. (2004) Kupfersulfat (50–300 mg Cu/kg), das Herbizid Atrazin (5–50 mg/kg) sowie deren Kombination zu einem Boden mit einem bereits vorhandenen Cu-Gehalt von 15,3 mg/kg und untersuchten die Aktiviät der Invertase, Katalase, sauren Phosphatase und Urease. Kupfer hemmte die Enzymaktivitäten in der Reihenfolge Urease > saure Phosphatase > Invertase > Urease, wobei die Wirkung stärker war als bei Atrazin. Deren Kombination wirkte vor allem auf die insgesamt am empfindlichsten reagierende saure Phosphatase. Demanou et al. (2006b) applizierten im Mikrokosmenversuch CuO (128 mg/kg) und das Fungizid Mefenoxam (4 mg AS/kg) sowie deren Kombination zu einem vorher nie mit Pflanzenschutz­mitteln behandeltem tropischen Boden. Auf einem allerdings sehr niedrigen Aktivitätsniveau wurde die poten­zielle Nitrifikation im Boden durch Cu nicht signifikant beeinflusst, durch Mefenoxam und noch stärker durch dessen Kombination mit Cu jedoch gefördert. Ergänzende Untersuchungen von 7 Enzymen wiesen zudem auf eine zeitweise veränderte funktionelle Aktivität des Bodens durch Mefenoxam und dessen Kombination mit Kupfer hin (Demanou et al., 2006a): Die Chitinase- und Glucosidaseaktivität wurden hierdurch erhöht, während die Laccase nach der Cu-Behandlung höher war als in der Kontrolle und nach Mefenoxam. Unter Laborbedingungen applizierten Liu et al. (2008) je 5 Dosierungen von Kupfersulfat (100–600 mg Cu/kg) und dem Insektizid Cypermethrin (1–150 mg/kg) sowie deren Kombinationen zu einem chinesischen Boden, den sie 35 Tage bebrüteten. Kupfer allein reduzierte die Katalaseaktivität dosisabhängig bis auf 85% der Kontrollwerte, während Cypermethrin keine Dosisabhängigkeit aufwies, kaum hemmte und z.T. sogar stark stimulierte. Insgesamt ergab sich folgende Reihenfolge der Hemmung der Katalase­aktivität: Cu > Cu + Cypermethrin > Cypermethrin. An einem Boden aus einem chinesischen Langzeit-Feldversuch mit unterschiedlicher Düngung wurde der Einfluss von CuCl₂·2H₂O (100 mg Cu/kg) und dem Insektizid Cypermethrin (10 mg/kg) sowie deren Kombination in praxisnahen Dosierungen auf die Dehydrogenaseaktivität während einer 28-tägiger Bebrütung unter Laborbedingungen untersucht (Xie et al., 2009). Kupfer verursachte eine deutliche Hemmung der Enzymaktivität, die im ungedüngten Boden bis zum Versuchsende, in den mineralisch oder organisch gedüngten Varianten dagegen nur bis 21 Tage anhielt. Die Wirkung von Cu in der Kombination mit dem Insektizid wurde meistens etwas abgeschwächt, da Cypermethrin allein teilweise stimulierte. Die ebenfalls untersuchte funktionale Diversität zeigte anhand von Substratnutzungsmustern nur im ungedüngten und mineralisch gedüngten Boden geringe Einflüsse beider Cu-Behandlungen. Unter Laborbedingungen wurde auch der Nitrifikationshemmer ‚Stay-N 2000’ (4 mg AS/kg Boden; umformuliertes Nitrapyrin) zusammen mit Kupfersulfat (5 mmol Cu/kg) zu zwei Böden appliziert (Rovita und Killorn, 2008). Kupfer selbst beeinflusste die Nitratbildung in beiden Böden während der 60-tägigen Bebrütung kaum, während es in Kombination mit ‚Stay-N 2000’ dessen starke Hemmung deutlich verringerte.

Da Schwermetalle wie Cu nicht wie organische Pflanzenschutzmittel abbaubar sind und somit lange im Boden persistieren können, bleibt für eine Sanierung neben einer chemischen Bindung und somit Wirkungsverminderung eigentlich nur die Möglichkeit des Entfernens aus dem Boden durch Leaching oder aber mittels Biore­mediation, wobei ausgewählte Pflanzen das Schwer­metall aufnehmen und dieses anschließend mit der Cu-belasteten Biomasse entnommen wird. Böckl et al. (1998) verringerten in einem durch die frühere Anwendung von Cu-Fungiziden mit Cu belasteten Hopfenboden den Cu_t-Gehalt von 318 mg/kg auf 121 mg/kg bzw. den EDTA-extrahierbaren Cu-Gehalt von 130 mg/kg auf 42 mg/kg, indem sie ein Leaching mit Aminosäurehydrolysat durchführten. Während die nachfolgende Wiederbesiedlung des Bodens mit Nematoden sehr schnell erfolgte, trat bei Protozoen und Collembolen offenbar eine Verzögerung ein, was auch eine Veränderung der Nahrungskette zur Folge haben kann und nicht unbedingt erwünscht ist. Da Jadia und Fulekar (2009) in ihrer Übersichtsarbeit zahlreiche Techniken der Phytore­mediation Schwermetall-belasteter Böden beschreiben und dieses Thema nur am Rande tangiert wird, soll hier nicht weiter darauf eingegangen werden. Am Beispiel der Untersuchungen von Turan und Esringü (2007) sei allerdings darauf hingewiesen, dass durch eine vorherige Behandlung des Bodens (z.B. mit EDTA) die Cu-Aufnahme in die Pflanzen und damit der Remediationserfolg zusätzlich beeinflusst werden kann. Allerdings scheint das ebenfalls zum Chelieren von Cu verwendbare EDDS Bodenmikroorganismen weniger zu beeinträchtigen als EDTA (Ultra et al., 2006).

Unabhängig von einer möglichen nachfolgenden Cu-Anreicherung im Boden sollten alle eingesetzten Cu-haltigen Pflanzenschutz- und Düngemittel grundsätzlich zunächst mikrobiologisch-ökotoxikologischen Tests mit den im Boden zu erwartenden Konzentrationen unterzogen werden, um ggf. noch nicht verfügbare Basisdaten zu erhalten. Fundierte Aussagen lassen sich jedoch – zumindest für einzelne Cu-Verbindungen – letztlich nur anhand von darüber hinausgehenden Dosis-Wirkungs-Beziehungen finden, die neben der mikrobiellen Bio­masse möglichst noch deren Diversität und mehrere mikrobielle Aktivitätsparameter (z.B. Basalatmung, SIR, N-Mineralisierung, Nitrifikation, Streuabbau) berücksichtigen. So leitete Domsch (1991) für eine ausreichende Beurteilung der ökotoxikologischen Wirkung von Pflanzenschutzmitteln im Boden aus umfangreichen Literaturstudien eine Mindestanzahl von fünf mikrobiellen Testparametern ab. Auch Ellis et al. (2001) konnten aus ihren Mikrokosmenuntersuchungen zum ökotoxikolo­gischen Einfluss von Schwermetallen im Boden, darunter Cu-Chlorid, feststellen, dass der Informationsgewinn steigt, wenn mehrere mikrobielle Tests (Plattenzähltest, BIOLOG, Fettsäureprofile, Dehydrogenaseaktivität) sowie auch Nematoden erfasst wurden. Wird dieser Maßstab an die derzeit verfügbare und im vorliegenden Review zitierte Literatur angelegt, so werden zahlreiche Informationslücken sichtbar. Zusätzlich zu vielen heterogenen Einzelangaben wurden im hier vorliegenden sowie im ersten Teil der Übersichtsarbeit (Malkomes, 2010) bereits einzelne Dosis-Wirkungsbeziehungen zwischen Cu (meistens als Cu-Sulfat) und einigen mikrobiologischen Parametern aus Einzelversuchen zitiert. Dort wurde bei mikrobiellen Populationen z.B. eine 50%-ige Hemmung in Nährmedien erreicht durch 0,18 mg/L (Vibrio fischeri), 6–60 mg/L (Rhizobien) und 250 mg/L (Beauveria bassiana) bzw. im Boden durch 1,54–3,75 mg/L (indigene Mikroorganismen). Bei einigen mikrobiellen Aktivitäten lagen die EC₅₀-Werte für Cu im Boden meistens deutlich höher als der erlaubte jährliche Cu-Eintrag und betrugen z.B. 259 mg/kg (Basalatmung), 95–> 850 mg/kg (SIR), 95–> 825 mg/kg (Abbau von Maisrückständen), 73,4–2060 mg/kg (potenzielle Nitrifikation), 150 mg/kg (Dehydrogenaseaktivität), 285 mg/kg (Abbau organischer Substanz). Doch dürfen diese Angaben wegen zahl­reicher ebenfalls vorliegender niedrigerer Werte aus anderen Untersuchungen zunächst nicht verallgemeinert werden. Unter Freilandbedingungen bieten sich dagegen zur Beurteilung der durch langjährige Anwendung oft in viel höherer Konzentration im Boden vorkommenden gealterten Cu-Rückständen vor allem bisher kaum durchgeführte Untersuchungen an, die sich an entsprechenden Cu-Gradienten im Boden orientieren, während Gefäßversuche eine Simulierung definiert gealterter Cu-Rückstände zulassen. Bei den hier zu erwartenden höheren Cu-Konzentrationen im Boden muss entsprechend der im vorliegenden Review zitierten Ergebnisse vermehrt mit Einflüssen auf zahlreiche mikrobielle Parameter gerechnet werden.

Bezogen auf einen gleichen Cu-Gehalt lassen sich die verschiedenen mineralischen Cu-Verbindungen oft nicht in ihrer Wirkung auf Bodenmikroorganismen unterscheiden. Allerdings führen Sulfatsalze in einigen Böden zu einer Absenkung des pH-Wertes und damit u.U. zu verstärkten Effekten, während andererseits Acetate infolge ihres C-Eintrags zusätzliche abbaubare Substanz liefern. Schließlich ist von Cu-haltigen Fungiziden zu erwarten, dass sie Bodenpilze bevorzugt beeinträchtigen. Zahl­reiche Cu-Verbindungen (z.B. Cu-Sulfat) wirken – zumindest bei hohen Konzentrationen – auch toxisch gegen höhere Pflanzen. Diese Effekte greifen automatisch in die gesamte Bodenbiozönose ein, so dass zahlreiche indi­rekte Effekte nicht auszuschließen sind. Dies gilt auch bezüglich der Bodenfauna, sowohl was ihre Anhängigkeit von der Bodenmikroflora betrifft als auch deren Wirkung auf Mikroorganismen. So stellte Tyler (1988) in seiner Betrachtung umfangreicher schwedischer Untersuchungen zur industriellen Belastung von Nadelwäldern mit Schwermetallen – darunter vor allem Kupfer und Zink – fest, dass bei entsprechend hohen Cu-Einträgen nicht nur eine eindeutige Schädigungen von Mikroorganismen, sondern auch von Tieren im Boden sowie von niederen und höheren Pflanzen auftritt. Hinweise auf biozöno­tische Zusammenhänge sind auch im Mikrokosmen­versuch von Stockinger et al. (1997) zu finden, wo eine niedrigere Toleranzgrenze von Enchytraeus buchholzi und Bodenmikroorganismen gegenüber Schwermetallen (u.a. Cu) auftrat als bei den meisten Kulturpflanzen. Die Autoren schlossen aus der verringerten mikrobiellen Biomasse, dass die mikrophytophagen Enchytreen zusätzlich ihre Nahrungsquelle verloren hatten. Sinnvoll sind daher Untersuchungen, die neben Bodenmikroorganismen auch Teile der Bodenfauna (z.B. Collembolen, Nematoden, Regenwürmer) und ggf. Pflanzen einbeziehen. Bisher erfüllen jedoch nur wenige Veröffentlichungen diese Forderungen.

In einigen mikrobiologischen Untersuchungen wurde nachgewiesen, dass die Wirkung auf Bodenmikroorganismen vom verfügbaren (extrahierbaren) Cu-Gehalt im Boden abhängt. Entsprechend können Bodenfaktoren wie Ton und Humus und letztlich auch der Bodentyp die Cu-Verfügbarkeit und damit die Wirkung verringern. Dies bedeutet in einigen Fällen auch eine reduzierte Wirkung von gealterten Cu-Rückständen im Boden gegen­über frisch zugesetztem Cu. In einigen Fällen scheint eine lang anhaltende Cu-Belastung in manchen Böden zusätzlich die Entstehung Cu-toleranterer mikrobieller Populationen zu ermöglichen (Kamitani et al., 2006). Andererseits kann die Cu-Verfügbarkeit in der Rhizosphäre von Pflanzen sogar höher sein als im umgebenden Boden. Doch kann dieser Effekt überlagert werden durch die dort größere mikrobielle Aktivität, was wiederum zu abgemilderten Cu-Effekten führt (Yang et al., 2005).

Mikroorganismen sowie letztlich die gesamte Biozö­nose werden im Boden von zahlreichen ökologischen Faktoren beeinflusst. Entsprechend vielfältig können die Wirkungen von Cu im Boden modifiziert werden. Aus der vorliegenden Literatur lässt sich nicht eindeutig ableiten, ob ein zusätzlicher ökologischer Stress zu einer Abmilderung oder Verstärkung der Cu-Effekte führt oder ob eine vorausgegangene Belastung sogar zur Ausbildung von resistenteren Organismen führen kann. Ähnlich variabel scheint die Situation im Zusammenhang mit zusätz­lichen anthropogenen Belastungen durch Pflanzenschutzmittel und Umweltschadstoffe zu sein.

Trotz der gerade in letzter Zeit stark angestiegenen Literatur zur mikrobiologisch-ökotoxikologischen Wirkung von Cu im Boden lässt sich derzeit noch keine abschließende Beurteilung der Situation im Landbau erreichen. Die in den letzten Jahren meistens rückläufigen Cu-Einträge dürften jedoch eine aktuelle Gefährdung der Bodenmikroorganismen erheblich vermindern. Allerdings darf es nicht – wie in vergangenen Jahrzehnten – zu einer erneuten Cu-Akkumulation im Boden kommen mit dem damit verbundenen ökotoxikologischen Risiko, denn eine erhöhte Belastung der Bodenbiozönose durch bereits vorhandene hohe Cu-Konzentrationen im Boden besteht aufgrund der zahlreichen Untersuchungen nach wie vor.