Biologische Bodensanierung Methodenbuch

Biologische Bodensanierung: Methodenbuch

Herausgegeben von K. Alef

WILEY-VCH

Biologische Bodensanierung Methodenbuch

Herausgegeben von K. Alef

4b

VCH

Weinheim New York Base1 Cambridge Tokyo

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Biologische Bodensanierung

)

VCH Verlagsgesellschaft mbH, D-69451 Weinheim (Bundesrepublik Deutschland). 1994 ~~

Vertrieb: VCH. Postfach 101161, D-69451 Weinheim, Bundesrepublik Deutschland Schweiz: VCH, Postfach, CH-4020 Basel, Schweiz GroBbritannien und Irland: VCH (UK) Ltd., 8 Wellington Court, Cambridge C B l IHZ. England USA und Canada: VCH, 220 East 23rd Street, New York, NY 10010-4606, USA Japan: VCH, Eikow Building, 10-9 Hongo 1-chome. Bunkyo-ku, Tokyo 113. Japan ISBN 3-527-30058-9

Biologische Bodensanierung Methodenbuch

Herausgegeben von K. Alef

4b

VCH

Weinheim New York Base1 Cambridge Tokyo

Dr. Kassem Alef Lehrstuhl fur Okologische Chemie und Geochemie Universitat Bayreuth D-95440 Bayreuth

~

Das vorliegende Werk wurde sorgfaltig erarbeitet. Dennoch iibernehmen Herausgeber und Verlag fur die Richtigkeit von Angaben, Hinweisen und Ratschlagen sowie fur eventuelle Druckfehler keine Haftung.

Lektorat: Dr. H . J. Kraus. Christa Schultz Herstellerische Betreuung: Dip].-Wirt.-Ing. (FH) Hans-Jochen Schmitt

Die Dcutsche Bibliothek - CIP-Einheitsaufnahme: Biologische Bodensanierung - ein Methodenbuch I hrsg. von K . Alef - Weinheim ; New York ; Basel ; Cambridge ;Tokyo : VCH. 1994 ISBN 3-527-30058-9 NE: Alef, Kassem [Hrsg]

0 VCH Verlagsgesellschaft mbH. D-69451 Weinheim (Bundesrepublik Deutschland), 1994

Gedruckt auf saurefreiem und chlorfrei gebleichtem Papier Alle Rechte. insbesondere die der Ubersetzung in anderc Sprachen, vorbehalten. Kein Teil dieses Buches darf ohne schriftliche Genehmigung des Verlages in irgendeiner Form -durch Photokopie. Mi kroverfilmung oder irgendein anderes Verfahren - reproduziert oder in eine von Maschinen, insbesondere von Datenverarbeitungsmaschinen. verwendbare Sprache iibertragen oder iibersetzt werden. Die Wiedergabe von Warenbezeichnungen, Handelsnamen oder sonstigen Kennzeichen in diesem Buch berechtigt nicht zu der Annahme. daS diese von jedermann frei benutzt werden diirfen. Vielmehr kann es sich auch dann um eingetragene Warenzeichen oder sonstige gesetzlich geschiitzte Kennzeichen handeln, wenn sie nicht eigens als solche markiert sind. All rights reserved (including those of translation into other languages). N o part of this book may be reproduced in any form by photoprinting, microfilm, or any other means - nor transmitted o r translated into a machine language without written permission from the publishers. Registered names. trademarks, etc. used in this book, even when not specifically marked as such. are not to be considered unprotected by law. Satz. Druck und Bindung: Druckhaus ,,Thomas Miintzer" GmbH, D-99947 Bad Iangensalza Printed in the Federal Republic of Germany ~

Vorwort

Der Erfolg der biologischen Bodensanierung in der Praxis hangt entscheidend von der optimalen Durchfuhrung empirischer Methoden ab. Die Beherrschung der Methodologie und das Verstandnis der wissenschaftlichen und rechtlichen Grundlagen sind unentbehrlich, um das Potential der biologischen Bodensanierung ausnutzen und diese Technologie weiterentwickeln zu konnen. Das vorliegende Buch prasentiert ein Gesamtprogramm zur biologischen Bodensanierung, das biotechnologische, bodenmikrobiologische, chemische Labor- und Feldmethoden behandelt . Auch neue Wege wie okotoxikologische Tests und der Einsatz von Pflanzen zur Dekontamination von Boden werden vorgestellt. Erganzend werden Aspekte der Arbeitssicherheit und rechtliche Rahmenbedingungen angesprochen. Ausfuhrliche Methodenbeschreibungen sind, sofern moglich, gegliedert in wissenschaftliche Grundlagen, MeBprinzip, Gerate, Reagenzien, Arbeitsvorschrift , Eichkurve und Berechnung der Ergebnisse, Diskussion und Interpretation von Daten sowie Literaturhinweise. Das Methodenbuch richtet sich an Sanierungs- und Consulting-Unternehmen, Institute fur Umweltanalytik, Behorden, Wissenschaftler und Studenten umwelt-, natur- und ingenieurwissenschaftlicher Disziplinen. Autoren aus Industrie, Wissenschaft und Forschung geben ihre Kenntnisse in diesem Buch weiter und prasentieren den neuesten Stand der Forschung und Technik. An dieser Stelle mochte ich mich bei Herrn Dr. H.-J. Kraus, Frau Ch. Schultz (VCH Verlagsgesellschaft) und Herrn Prof. Dr. 0. Hutzinger (Lehrstuhl fur Okologische Chemie und Geochemie, Universitat Bayreuth) fiir die tatkraftige Unterstutzung dieser Arbeit herzlich bedanken. Herzlicher Dank gilt den Herren Prof. Dr. B.-M. Wilke (Institut fur Landschaftsbau, TU Berlin), Prof. Dr. R. Metz (Institut fur Landwirtschaftlichen Pflanzenbau, Humboldt-Universitat Berlin), Prof. Dr. S. Kluge (Institut fur Pflanzenphysiologie, Universitat Leipzig), Herrn H. Rottler (Okologische Chemie und Geochemie, Universitat Bayreuth) und allen Kollegen, die uns bei der Zusammenstellung behilflich waren und durch konstruktive Diskussionen zu diesem Buch beigetragen haben. Bayreuth, im Juli 1994

K. Alef

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1

Einleitung

......................

1

Sanienmgsziele. Untersuchungsstrategie. Richtlinien und Sicherheitsaspekte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1 Wiinschenswerte und erreichbare Sanierungsziele . . . . . . 2.1.1 Multifunktionalitat oder Einschrankung der Nutzungsmoglichkeiten . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.1.2 Nutzungsbezogene Sanierungsziele . . . . . . . . . . . . 2.1.3 Technische Sanierungsziele . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2 Untersuchungsstrategie und Projektstruktur . . . . . . . . 2.2.1 Untersuchungsstrategie . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.1 Vorbereitende Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.2 Sanierungsuntersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.2.1 On-site/off-site-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.2.2 In-situ-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.3 Technische Vorplanung . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.2.1.4 Monitoring und Erfolgskontrolle . . . . . . . . . . . . . 2.2.2 Projektstruktur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3 Technische Sicherheitsaspekte . . . . . . . . . . . . . . 2.3.1 Rechtliche Grundlagen . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.2 Unfallgeschehen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.3 Gefahrdungsermittlung . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.3.1 Beabsichtigter Umgang mit biologischen Agenzien . . . . . . 2.3.3.2 Unbeabsichtigter Umgang mit biologischen Agenzien . . . . 2.3.4 Planung und Arbeitsvorbereitung . . . . . . . . . . . . . 2.3.4.1 Pflichten des Auftraggebers . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.4.2 Pflichten des Auftragnehmers . . . . . . . . . . . . . . 2.3.5 Baustelleneinrichtung . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.5.1 Zonierung der Baustelle . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.5.2 Schwarz-WeiB-Adage . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.5.3 Dekontamination von Geraten und Fahrzeugen . . . . . . . 2.3.6 Schutzmahahmen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.6.1 Sanierungsverfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.6.2 Technische Schutzmahahmen . . . . . . . . . . . . . . 2.3.6.3 Einhausungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2.3.6.4 Organisatorische Schutzmahahmen . . . . . . . . . . . . 2.3.6.5 Personliche Schutzausriistungen . . . . . . . . . . . . . . 2.4 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 2

3 3.1

Mikrobiologische Charakterisierung kontaminierter Boden Probennahme. Vorbereitung und Bodenlagerung . . . .

. .

3 3 3 7 9 11 12 12 14 14 15 17 19 20 23 23 25 26 27 28 29 29 30 31 31 33 35 36 37 37 38 38 40 41 43

. . 44

VIII

3.2 3.3 3.4 3.4.1 3.4.2 3.5 3.6 3.6.1 3.6.2 3.7 4

4.1 4.1.1 4.1.1.1 4.1.1.2 4.1.1.3 4.1.2 4.1.2.1 4.1.2.2 4.1.2.3 4.1.2.4 4.1.3 4.1.4 4.2 4.2.1 4.2.2 4.3 4.3.1 4.3.2 4.3.3 4.3.4 4.3.5 4.4 5

5.1 5.2 5.3 5.4 5.5

Inhalt

Bestimmung des Bodenwassergehaltes und der Trockensubstanz Bestimmung der maximalen Wasserhaltekapazitat ( WHK... ) . Bestimmung mikrobieller Aktivitat der Bodenproben . . . . Bestimmung der potentiellen Atmungsaktivitaten . . . . . . Weitere Moglichkeiten zur Bestimmung potentieller Aktivitaten Quantifizierung mikrobieller Populationen . . . . . . . . . Quantifizierung von Umweltchemikalien abbauenden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Mikroorganismen Quantifizierung von Mineraldl abbauenden Mikroorganismen . Quantifizierung von polycyclische Kohlenwasserstoffe (PAK) abbauenden Mikroorganismen . . . . . . . . . . . . . . Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

Biologischer Abbau von organischen Umweltchemikalien. Anreicherung und Isolierung von Umweltchemikalien abbauenden Mikroorganismen . . . . . . . . . . . . Mikrobieller Abbau organischer Umweltchemikalien . . . Abbau von Mineralolkohlenwasserstoffen . . . . . . . Abbau von Aliphaten . . . . . . . . . . . . . . . . Abbau von Alicyclen . . . . . . . . . . . . . . . . Abbau von Aromaten . . . . . . . . . . . . . . . . Abbau von chlorierten Kohlenwasserstoffen (CKW) . . . Abbau von halogenierten Aliphaten . . . . . . . . . . Abbau von halogenierten Aromaten . . . . . . . . . Abbau von halogenierten Benzolen und Benzoesauren . . Abbau von chlorierten Phenolen . . . . . . . . . . . Abbau von polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Abbau von polychlorierten Biphenylen ( P a ) . . . . . . Anreicherung und Isolierung von Umweltchemikalien abbauenden Mikroorganismen . . . . . . . . . . . . Nahrstoffanspriiche aerober Mikroorganismen . . . . . Kulturmethoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . Isolierungs- und Anreicherungsmethoden . . . . . . . Aliphatische Kohlenwasserstoffe abbauende Mikroorganismen . . . . . . . . . . . . . . .. . m X abbauende Bakterien . . . . . . . . . . . . . Chlorphenole abbauende Mikroorganismen . . . . . . PAK abbauende Bakterien . . . . . . . . . . . . . Isolierung von Pilzen . . . . . . . . . . . . . . . . Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . .

44 45 46 46 49 49 52 52 54 55

. . . . .

57 57 59 60 62 . . 63 . . 67 . . 68 . . 69 . . 70 . . 72

. . 73

. .

75

. . 77

. . 77

. . . .

79 79

. . . . . .

80 83 87 91 96 99

. . . . . . Bestimmung von organischen Kontaminationen im Boden . . 103 Bestimmung von Kohlenwasserstoffen . . . . . . . . . . . 103

Bestimmung von leichtfluchtigen halogenierten und . . . . . . . . . . . aromatischen Kohlenwasserstoffen Bestimmungvon polychlorierten Biphenylen . . . . . . . Summenbestimmung von organisch gebundenen Halogenen . Bestimmung von polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. 108 . 113

.

117 122

Inhalt

IX

.......................

128

5.6

Literatur

6 6.1 6.2 6.3 6.3.1 6.3.1.1 6.3.1.2 6.3.2 6.3.2.1 6.3.2.2 6.3.2.2.1 6.3.2.2.2 6.3.2.2.3 6.3.2.2.4 6.3.2.2.5 6.3.2.2.6 6.3.2.2.7 6.3.3 6.3.4 6.4

Optimieruag der Abbauparameter im Labor . . . . . . . . 131 Die Fragestellung der Optimierung . . . . . . . . . . . . 131 . . . . . . . . . . . 133 Abbauparameter und Limitierungen Optimierungsprograrnm . . . . . . . . . . . . . . . . . 133 133 Schnelltests . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Respirometrischer Test . . . . . . . . . . . . . . . . . 134 Hemmtests . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 137 Boden-Bioreaktoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142 Technische Aspekte . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 142 OptimierungsprozeB . . . . . . . . . . . . . . . . . . 145 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 145 Nahrsalzbedarf Beliiftung, Sauerstoffeintrag . . . . . . . . . . . . . . . 147 Alternative Elektronenakzeptoren . . . . . . . . . . . . 153 Adsorption, Desorption und Bioverfiigbarkeit . . . . . . . 154 Temperatur und pH-Wert . . . . . . . . . . . . . . . . 160 Cosubstrate . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 162 Spezielle Mikroorganismen . . . . . . . . . . . . . . . 163 Bodensaule . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 164 Lysimeter, Testmieten . . . . . . . . . . . . . . . . . . 166 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 170

7

. . . . . . . . . . . . . . 171 Herstellung von Bodeneluaten . . . . . . . . . . . . . . 172 Leuchtbakterientest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 173 Griinalgentest (Hemmungder Zellvermehrung) . . . . . . . 176 Daphnientest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 178 Fischtest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 180 Pflanzenwachstumstest . . . . . . . . . . . . . . . . . 181 Regenwurmtest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 181 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 185

7.1 7.2 7.3 7.4 7.5 7.6 7.7 7.8

8 8.1 8.1.1 8.1.1.1 8.1.1.2 8.1.1.3 8.1.2 8.1.2.1 8.1.2.2 8.1.2.3 8.1.2.4 8.1.2.5 8.1.2.6 8.1.2.7 8.1.2.8 8.1.2.9

Okotoxikologische Verfahren

Mikrobiologische Sanierungsverfahren . . . . . . . . . . 187 On/off-site-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 187 187 Verfahrenstypen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 188 Landfarming . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Regenerationsmieten . . . . . . . . . . . . . . . . . . 188 Reaktortechnik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 189 Sanierungsdurchfiihrung . . . . . . . . . . . . . . . . . 189 Mechanische Aufbereitung . . . . . . . . . . . . . . . . 189 Bodenverbesserung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 191 Mikrobielle Population . . . . . . . . . . . . . . . . . 192 Sauerstoffversorgung . . . . . . . . . . . . . . . . . . 192 193 Wassergehalt . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Nahrstoffe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 193 Verfugbarkeit der Schadstoffe . . . . . . . . . . . . . . 194 Temperatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 194 194 pH-Wert . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

X 8.1.3 8.2 8.2.1 8.2.2 8.2.2.1 8.2.2.2 8.2.2.3 8.2.2.4 8.2.2.5 8.2.2.6 8.2.3 8.2.4 8.2.4.1 8.2.4.2 8.2.4.3 8.2.4.4 8.3 8.3.1 8.3.1.1 8.3.1.2 8.3.2 8.3.2.1 8.3.2.2 8.3.3 8.3.3.1 8.3.3.2 8.3.3.3 8.3.3.4 8.3.4 8.3.4.1 8.3.4.2 8.3.4.3 8.3.4.4 8.3.4.5 8.3.5 8.3.6 8.3.7 8.4 8.4.1 8.4.2 8.4.3 8.4.4 8.4.5 8.4.6 8.5

Inhalt

Kontrolluntersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . 194 Der Einsatz von WeiSfaulepilzen bei der on/off-site-Sanierung . 195 Abbaufahigkeit der Pilze . . . . . . . . . . . . . . . . 195 Substratherstellungsverfahren . . . . . . . . . . . . . . 195 Substratvorbereitung . . . . . . . . . . . . . . . . . . 195 Autoklavieren des Substrates . . . . . . . . . . . . . . . 196 Partielle Sterilisation . . . . . . . . . . . . . . . . . . 196 Xerotherm-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 197 Substratherstellung durch aerobe Fermentation (von nassem Substrat) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 197 Substratherstellung durch semianaerobe Fermentation . . . . 198 Anzucht des Austernpilzes . . . . . . . . . . . . . . . . 198 Verfahrensbeschreibungen . . . . . . . . . . . . . . . . 198 Laborversuche . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 198 Klassisches Mietenverfahren . . . . . . . . . . . . . . . 199 Sanierung in ..big bags" . . . . . . . . . . . . . . . . . 200 Dynamisches Mietenverfahren . . . . . . . . . . . . . . 200 In-situ-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 202 Voraussetzungen fur in-situ-Verfahren . . . . . . . . . . . 204 Schadstoffinventar. Mikrobiologie . . . . . . . . . . . . . 204 Geologie und Hydraulik . . . . . . . . . . . . . . . . . 204 Schadstoffelimination . . . . . . . . . . . . . . . . . . 204 Kinetik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 204 Mikrobiologischer Abbau . . . . . . . . . . . . . . . . 205 Elektronenakzeptoren (Zuschlagstoffe) . . . . . . . . . . 206 Sauerstoff (OJ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 207 Wasserstoffperoxid (H202) . . . . . . . . . . . . . . . . 207 Nitrate (NO;) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 208 Elektronenakzeptor-Konzentrationen . . . . . . . . . . . 208 In-situ-Sanierungsverfahren . . . . . . . . . . . . . . . 209 Schadstoffe in Phase . . . . . . . . . . . . . . . . . . 209 Kombinierte Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . 209 Biox@-S-Verfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 211 UVB-Verfahren (Unterdruck-Verdampfer-Brunnen) . . . . . 211 Verockerung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 212 Monitoring . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 213 Sanierungsziele . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 213 Kosten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 214 Bioreaktoren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 215 Motive fur den Einsatz von Bioreaktoren . . . . . . . . . 215 ProzeDsteuerung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 215 Einteilung der Bioreaktorverfahren . . . . . . . . . . . . 216 Trockenverfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 217 Suspensionsverfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 217 Extraktionsverfahren . . . . . . . . . . . . . . . . . . 222 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 223

9

Biologische Sanierung schwermetallkontaminierter Boden mit Pflanzen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

9.1

Pflanzenverfiigbarkeit von Schwermetallen im Boden

. 227 . . . . 228

XI

Inhalt

9.6 9.7

Bestimmung des Gesamtgehaltes der Schwermetalle im Boden . 229 Sequentielle Extraktionsverfahren von Schwermetallen 230 im Boden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . Auswahl geeigneter Pflanzen fur die Bodensanierung . . . . 234 Wachstums- und Schadstoffaufnahmeeigenschaften . . . . . . 234 Verfahren zur Auswahl und Adaption von Pflanzen . . . . . 234 Moglichkeiten der zuchterischen Optimierung ausgewahlter Pflanzen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 236 Die Erhohung der genetischen Variabilitat . . . . . . . . . 237 Selektion in vitro . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 237 Hybridisation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 237 Massenvermehrung iiber Gewebekultur . . . . . . . . . . 238 Optimierungsversuche im Gewebekulturlabor . . . . . . . . 239 Ermittlung der Schwermetallaufnahme bei Pflanzen in der Pflanzengewebekultur . . . . . . . . . . . . . . . . . . 240 Technologie der Bodensanierung . . . . . . . . . . . . . 243 Bodenvorbereitung und Aussaat oder Pflanzung . . . . . . . 243 Dungung und Pflege . . . . . . . . . . . . . . . . . . 245 Ernte und Verwertung . . . . . . . . . . . . . . . . . 246 Moglichkeiten der Nutzung nachwachsender Rohstoffe fiir die Dekontaminierung belasteter Boden . . . . . . . . . . 247 Zusammenfassung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 248 Literatur . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 249

10

Wiederverwertung biologisch sanierter Boden

10.1 10.1.1 10.1.2 10.1.2.1 10.1.2.2 10.2 10.3 10.4

RekultivierungsmaBnahmen . . . Standortrekultivierung . . . . . Bodenrekultivierung . . . . . . GefaBversuche . . . . . . . . . . Rekultivierung von Flachen . . . Humifizierung . . . . . . . . . . Rechtliche Grundlagen . . . . . Literatur . . . . . . . . . . . .

9.1.1 9.1.2 9.2 9.2.1 9.2.2 9.3 9.3.1 9.3.1.1 9.3.1.2 9.3.1.3 9.3.2 9.3.3 9.4 9.4.1 9.4.2 9.4.3 9.5

. . . . . . . .

. . . . . . . .

. . . . . . . .

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

. . . . .

.

251 252 252 252 253 253 254 255 258

Anhang

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

259

Register

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

261

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Verzeichnis der Autoren

Dr. K . Alef Lehrstuhl fur Okologische Chemie und Geochemie Universitat Bayreuth D-95440 Bayreuth Kapitel 1, 3, 4.1, 7, 10 Dip1.-Ing. H. Burmeier WCI Umwelttechnik GmbH Buro Hannover HauptstraBe 45a D-30974 Wennigsen Kapitel2 Prof: Dr. W Fritsche Lehrstuhl fur Technische Mikrobiologie Universitat Jena Philosophenweg 12 D-07743 Jena Kapite14.2, 4.3

Dr. W Heckernanns Bur0 Prof. Dr. Hoffmann Heinrich-Held-StraBe 33 D-45133 Essen Kapitel2

Dr. T Held Trischler und Partner GmbH Berliner Allee 6 D-fj4295 Darmstadt Kapite18.3 Dr. S. Kappesser Wayss & Freytag AG Theodor-Heuss-Allee 110 D-60486 Frankfurt am Main Kapitel8.1

Dr. W Muller-Markgraf Linde AG Dr.-Carl-von-Linde-StraSe6-14 D-82049 Hollriegelskreuth Kapitel6

Dr. A . Gerth Bioplanta GmbH Permoser StraBe 15 D-04318 Leipzig Kapitel 9

Dr. G. Rippen Trischler und Partner GmbH Berliner Allee 6 D-64295 Darmstadt Kapitel2

DI: Th. Gunther Lehrstuhl fur Technische Mikrobiologie Universitat Jena Philosophenweg 12 D-07743 Jena Kapite14.2, 4.3

Dip1.-Biol. U.Sack Lehrstuhl fur Technische Mikrobiologie Universitat Jena Philosophenweg 10 D-07743 Jena Kapite14.2, 4.3

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Verzeichnis der Autoren

DK U. Schies Technischer Aufsichtsdienst der Tiefbau-Berufsgenossenschaft Am Knie 6 D-81241 Munchen Kapitel 8.2

Dr. D. Schlosser Lehrstuhl fur Technische Mikrobiologie Universitat Jena Philosophenweg 10 D-07743 Jena Kapitel 4.2, 4.3

DK R . Spa11 Wayss & Freytag AG Riederhof-Stral3e 25 D-60314 Frankfurt am Main Kapitel5 D K R . Winterberg Gesellschaft fur Sanierung von Boden und Gewassern mbH Peter-Henlein-StraSe 2 4 D-27472 Cuxhaven Kapite18.4

1 Einleitung (K. Alef)

Das Thema ,,Bodensanierung" genieat im Hinblick auf die Umweltproblematik das Interesse der Gesellschaft sowie von Industrie und Wissenschaft, da Bodenkontaminationen ein Gefahrdungspotential insbesondere fur die Gesundheit der Menschen darstellen. Die Fahigkeit von Mikroorganismen, naturliche und anthropogene organische Stoffe im Boden abzubauen, hat es ermoglicht, neue Biotechnologien zur Bodensanierung zu erarbeiten. Dabei haben die mikrobiologischen Sanierungsverfahren sich in den letzten Jahren rapide entwickelt und sind inzwischen weltweit als anerkannte Technologie etabliert. In den meisten Fallen haben sie sich als okologisch und okonomisch giinstige Technik erwiesen. Die rasante Entwicklung in den verschiedenen Bereichen der biologischen Sanierung, sei es im Bereich der Bodenmikrobiologie, Biotechnologie, Mikrobiologie, Okotoxikologie oder auch Analytik, hat uns dazu bewogen, erstmalig Labor- und Praxis-Methoden der biologischen Bodensanierung in einem Buch zusammenzustellen. Neben den Methuden zur mikrobiologischen Charakterisierung kontaminierter Boden, wie Aktivitatsbestimmungen, Quantifizierung aerober und fakuitativ anaerober mikrobieller Populationen, werden Methoden zur Anreicherung und Zsolierung von Umweltchemikalien abbauenden Bodenrnikroorganismen vorgestellt. Biologische und biochemische Grundlagen des mikrobiellen Abbaus von organischen Schadstoffen leisten einen Beitrag zum Verstandnis der biologischen Bodensanierung und deren Entwicklungsmoglichkeiten. Ein separates Kapitel umfaBt PraxisMethoden zur chemischen Schadstoffanalyse in kontaminierten und sanierten Boden. Diese Methoden beschreiben Verfahren zur Analyse von Kohlenwasserstoffen (KWs), leichtfluchtigen halogenierten und aromatischen Kohlenwasserstoffen (LHKWs), polycyclischen Kohlenwasserstoffen (PAKs), polychlorierten Biphenylen (PCBs) und organisch gebundenen Halogenen (AOX, EOX, POX). In einem weiterem Kapitel werden okotoxikologische Labormethuden zur Abschatzung des Gefahrdungsputentials kontaminierter und sanierter Boden vorgestellt und deren Bewertung und Aussagekraft diskutiert. Auch die Frage der Bildung von toxischen Metaboliten im Laufe der mikrobiologischen Bodensanierung findet hierbei Beriicksichtigung. Da viele chemische und okotoxikologische Methoden urspriinglich fur die Wasser- und Klarschlammanalyse entwickelt worden sind, wurde im vorliegendem Buch grol3er Wert darauf gelegt, Erfahrungen mit Budenproben vorzustellen. Weitere Schwerpunkte sind biotechnologische Labor-Verfahren zur Optimierung des Abbuus verschiedener organischer Schadstoffe im Boden sowie Optimierung des Einsatzes von adaptierten Mikroorganismen in der Sanierungspraxis. Bei den Technologien der onluff-site-, in-situ-Sanierung, des Einsatzes vun Pilzen, von Pflanzen und Bioreaktoren stand das Ziel im Vordergrund, eine technische Anlei-

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Ei~lldUflg

tung zur Durchfuhrung der Sanierung anzubieten, die praxisbezogene Fakten zur Anlagenkonstruktion, Konzentrationsangaben von Niihrstoffen und Randbedingungen beinhaltet. Sanierungs,-iele, technische Sicherheitsrichtlinien, Projektdesign, und Wieclerverrvertung sanierter Boden als weitere unverzichtbare Aspekte zur Anwendung der biologischen Bodensanierung werden vorgestellt. Die Themenvielfalt in diesem Buch 1al3t die enge Bindung zwischen Praxis, Forschung und Wissenschaft erkennen und verdeutlicht die Notwendigkeit der interdisziplinaren Zusammenarbeit, um anstehende Probleme im Bereich der biologischen Bodensanierung bewaltigen zu kiinnen.

2 Sanierungsziele, Untersuchungsstrategie, Richtlinien und Sicherheitsaspekte

2.1 Wunschenswerte und erreichbare Sanierungsziele (G. Rippen)

Nachdem fur einen kontaminierten Standort im Rahmen einer Gefihrdungsabschatzung die Sanierungsbedurftigkeit des Bodens festgestellt wurde, beginnt die Phase der Sanierungsplanung. Im Prinzip konnte man kurzfristig mit der Sanierung beginnen, indem man die bestmogliche Technik anwendet und auf die niedrigstmoglichen Schadstoffkonzentrationen abreichert. Dieser Ansatz wird dann in Frage gestellt, wenn das Erreichen einer sehr niedrigen Endkonzentration rnit erheblich hoheren Kosten verbunden ware (z. B. infolge einer um Monate oder Jahre verlangerten Sanierungsdauer, eines gesteigerten Energieaufwandes oder der Notwendigkeit des Einsatzes weiterer Zuschlagstoffe) oder wenn - wie haufig - grundsatzlich mehrere Sanierungstechniken mit unterschiedlichen erreichbaren Zielkonzentrationen und Kosten zur Verfugung stehen. In diesem zumeist ublichen Fall steht am Beginn der Sanierungsplanung die Diskussion urn die Sanierungsziele.

2.1.1 Multifunktionalitat oder Einschrankung der Nutzungsmoglichkeiten Prinzipiell unterschiedliche Vorgehensweisen konnen zur Festlegung von Sanierungszielen angewandt werden. Weit verbreitet ist die Forderung, nach einer Sanierung musse eine multifunktionale Nutzung des Gelandes wieder moglich sein. Dieser Ansatz orientiert sich an moglichen toxischen und okotoxischen Wirkungen auf Lebewesen uber den Boden-, Wasser- und Luftpfad. Er wird mit der Anwendung der sogenannten ,,Holland-Liste" verfolgt (neueste Fassung vom September 1993, siehe Tab. 2-1 [I]), in der aus okotoxikologischer sowie aus toxikologischer Sicht nichtakzeptable Schadstoffkonzentrationen (Toxizitatswerte, C-Werte) fur Boden festgelegt sind. Unterschiedlichen Gehalten an Ton und organischem Kohlenstoff, die ein unterschiedliches Sorptionsverhalten bedingen, kann im Rahmen dieses Ansatzes durch Umrechnungsfaktoren Rechnung getragen werden; in der Praxis geschieht dies jedoch zumeist nicht, zumindest nicht in Deutschland. Das Vorhandensein oder Fehlen eines konkreten Expositionspfades (,,Kann der Schadstoff Mensch, Tier oder Pflanze uberhaupt erreichen?") bestimmt in den Niederlanden nicht die prinzipielle Sanierungsbedurftigkeit, sondern nur die Prioritat der Sanierung.

I. Metalle Chroni (CI-) Cobalt (Co) Nickel ( N i ) Kupfer (Cu) Zink (Zn) Arsen (As)

Molybd2n ( M o ) Cadmiurn (Cd) Bnrittm ( B a ) Quecksilher ( H g ) Blei ( P h ) 11. Anorganische Verbindungen Cyanide frei Cyanide gehunderi (pH i5 ) ' Cyanide gehunderi (pH 2 5 ) Thiocyanatc

3 80 240 2I0 I YO 720 55 200

12 625 10

530

20 650

30 i (x) 75 75 8(x) 60 300 6 625 0.3 75

SO

1 500 1 500 1500

20

1500

111. Aromatische Verbindungen

Benml Ethylhen7,ol Phenol

I SO 40

Kresole 5 To1uol I30 Xylol 25 Catec hol 20 Resorcinol I0 Hydrochi tion 10 IV. Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) PAK (sin;me v o n 10)' 1 3 Naphthalin Anthracen

Phenanthrcn Fluorant hen Reri7ol a]anthraccri C hry se ti Benzol alpyren Bcnzol ghi lperylcn Ben7ol k Ifltioranthcn Indenol I .X-cd]pyrcn V. Chlorierte Kohlenwasserstoth I .2-Dichlorethan Dichlormcthan Te trx h lorethen Tetrachlornietlian Trichlormcthan Trichlorethen Vinylchlorid Chlorbcnzolc (Summe)' " Moiiochlorbctizol

30

1 so 2000

200 1000

70 1250 600 800 ~

70 5 5 1 0.5 0.05

0.0.5 0.05 0,05 0.05

400 1000 10 30 300

500 0.7 -

I80

Dichlorbenzol Trichlorbenzol Tetrachlorbenzol Pentachlorbenzol Hexachlorhenzol Chlorphenole (Summe)' I' Monochlorphenol Dichlorphenol Trichlorphenol Tetrachlorphenol Pentachlorphenol Chlornaphthalin Polychlorbiphenyle (Summe von 7)' VI. Pflanzenbehandlungsmittel DDT/DDDIDDEh ,,Drine'" HCH-Verbindungen Carbaryl Carbofuran Maneb Atrazin VII. Ubrige Verunreinigungen Cyclohexanon Phthalate (Summe)" Mineraliil"' Pyridin Styrol Tetrahydrofuran Tetrah ydrothi ophe ti

50

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10 23

~

-

I 0.5

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100 30 10 10

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5 10

I

3 6 0.0 1

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4 4 2 5 2 35 6

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0. I 0,1 0. I 150

270 60 5000 1 I 00 0,4

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600 3 300 1

30 ~~~~~~~

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SBuregrad von 0.01 M CaCI,. Fur die Festlegung von pH 2 5 und pH < 5 gilt das 90-Perzentil der gemessenen Werte. ' PAK (Surnme von 10): Summe von Anthracen, Benzolalanthracen. Benzo[k]fluoranthen. Benzo[a]pyrcn. Chrysen, Phenanthren. Fluoranthen. Indeno[ 1,2,3-cd]pyren, Naphthalin und Benzo[ghi]perylen. ' Chlorbenzole (Summe): Summe aller Chlorbenzole (Mono-, Di-, Tri-, Tetra-, Penta- und Hexachlorbenzol). ' Chlorphenole (Sumrne): Sumrne aller Chlorphenole (Mono-. Di-, Tri-, Tetra- und Pentachlorphenol). ' Polychlorbiphenyle (Surnme von 7): Summe von PCB 28.52, 101, I 18, 138. IS3 und 180. ' DDTIDDDIDDE: Summe von DDT, DDD und DDE. ' ,,Drine": Summe von Aldrin, Dieldrin und Endrin. ' HCH-Verbindungen: Summe von a-HCH, p-HCH, y-HCH und 6-HCH. ' I Phthalate (Summe): Summe aller Phthalate. Mineralol: (mindestens, aber nicht nur) Surnme der verzweigten Alkane. Wenn Gemische gemeint sind (z. B. Benzin oder Heizol), mussen neben den Alkan-Gehalten auch die Gehalte an aromatisehen undhder polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen bestimmt werden. Dieser Summenparameter wird aus praktischen Grunden aufgefuhrt. Eine toxikologische und chemische Differenzierung wird untersucht. I ' Der Sumtnenwert fur polycyclinche Kohlenwasserstoffe, Chlorphenole und Chlorbenzole im BodenISediment gilt fur die Gesamtkonzentration der Verbindungen aus der betrcffendcn Gruppe. Wenn eine Verunreinigung nur eine Substanz aus einer Gruppe betrifft, gilt als Eingreifwert der Wert fur die betreffende Substanz. bei zwei oder mehr Substanzen fur die Summe dieser Stoffe. I

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Unter diesen strengen Kriterien kann es sich ergeben, daB bereits bei der Sanierungsplanung eine multifunkrionelle Nutzung ini AnschluB an die mikrobiologische Sanierung nicht tniiglich zu aein scheint. Allerdings wird die Bioverfiigbarkeit der niiiglicherweiae verbleibenden Schadstoffe nicht ausreichend berucksichtigt: relativ hohe Schadstoffgehalte von immobilen, d. h. nicht auslaugbaren und nicht den Lebewesen verfugbaren Substanzen, insbesondere langkettigen Kohlenwasserstoffen (> C2,1-C15) gewinnen somit unverhKltnismiiJ3ig hohes Cewicht. Dies kann in dcr Praxis dazu fuhren, daR ein alternatives Verfahren. z. B. eine cheniisch-physikalische oder therinische Bodenbehandlung, vorgezogen wird, weil nur so die vorgeschriebenen strengen Sanierungsziele erreicht werden konnen. Die derzeit verfugbaren iikotoxikologischen Tests an Bodensubstrat und an Eluaten (s. Kapitel 7 ) hesitzcn kcine ausreichende AkLeptanz, urn Bedenken. L . B. im Falle ciner Uberschreitung der holliindischen C-Werte, sicher zu zerstreuen (s. z. B. [2]).Im Extremfiill wird eine weitere Nutzung des Bodens ([nit reduzierten Qualitiitsanspruchen) verhindert und seine unniitige Deponierung erzwungen. Dieher Nachteil der Forderung nach Multifunktionalitat, die nach der ,,Reparatur" von Utnweltschiiden nur selten bzw. mit unverhlltnismiilJig hohern Aufwand wieder erreicht wird, iat so gravierend. daf3 in der Praxis oft Abstriche bei den Sanierungsanforderungen gemacht werden. Erleichtert wird eine solche Entscheidung durch eine Bilanzierung der sekundiren UmweltauswirkunFen, die z. B . durch erhohten Energieeinsatz (Kraftstoffe, Elektrizitiit) oder durch vermehrten Rohstoffverbrauch (Stahl, Spulwasser, Aktivkohle, chemische Zuschlagstoffc) [ 3- 5 1 verursacht werden konnen. Ein Vergleich mikrobiologischer Verfahren mit anderen durfte in dieser Hinsicht gunstig ausfallen, obwohl bisher noch keine eigentliche okobilanz erstellt wurde. Konkret bedeutet dies, da13 in der Praxis - uberwiegend aus Kostengrunden -oft auf eine Sanierung bis zu den technisch machbaren Minimalkonzentrationen verzichtet wird; unter Berucksichtigung der Standortgegebenheiten werden hiihere Schadstoffkonzentrationen zugelassen, wobei am sanierten Standort jedoch eine Gefiihrdung des Menschen oder anderer am Standort relevanter Schutzguter ausgeschlossen sein muB. Eine solche Teilsanierung ist ein Schritt in Richtung auf die ebenfalls giingige Praxis einer Sicherung kontaminierter Bereiche unter Kontrolle iniiglicher Ausbreitungspfade, gegebenenfalls ergiinzt durch MaRnahmen zu einer Unterbrechung der Pfade (,,Einkapselung"). Allerdings fuhrt eine alleinige Sicherung unter Umstiinden zu extremen Nutzungseinschriinkungen. oft sogar zu stiidtischen Brachflichen. Um dies zu vermeiden, wird gerade in Ballungsgebieten imrner iifter eine Sanierung kontaminierter Fliichen auch bei hohen zu erwartenden Kosten erwogen und auch durchgefiihrt. Eine Rcihe von Grunden ist dafur ausschlaggebend: eine bereits existierende Nutzung (nachtriigliches Erkennen einer Gefihrdung durch Boden- oder Grundwasserkontaminationen),d. h. Fiille, in denen ein Brachlegen der Fliiche politisch kaum akzeptiert wird - bereits laufende Bauvorhaben (nachtraglich erkannte Entsorgungsprobleme fur den Erdaushub, die ebenfalls weitreichende Konsequenxn bei einern Baustillstand hatten) - klar erkennbare Verursacher mit unabwendbaren Haftungs- und Strafrechtskonsequenzen -

Wiin.scheiisiz.erte iind erreic Abrire Sunirruiigs:ie/e

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eine stark begrenzte Verfugbarkeit weiterer nutzbarer Flachen (restriktive Flachenbewirtschaftung) - stadtebauliche Nutzungswunsche (z. B. bereits erstellte Bebauungsplane, von denen nach Moglichkeit nicht abgewichen werden soll) - hohe Grundstuckspreise, die einen Teil der Sanierungskosten wieder ausgleichen konnen. -

Bei Sanierungskosten fur abgrenzbare Schadensfalle mit Tiefen von 4-10 m lassen sich bei 200-500DM je Tonne Boden leicht Sanierungskosten zwischen 1000 und 5000 DM/m’ errechnen. Diese Kosten ubersteigen den zu erwartenden Verkaufswert der Flachen meist erheblich. Deshalb mulj ein Kompromilj zwischen der Bezahlbarkeit und der Beseitigung des Gefahrdungspotentials gefunden werden. Die zur Disposition stehenden geplanten oder realen Immobilienwerte, oft zwei- bis dreistellige Millionenbetrage, rechtfertigen in vielen Fallen auch umfangreichere Planungsaktivitaten, damit die Kosten einer notwendigen Sanierung minimiert werden konnen.

2.1.2 Nutzungsbezogene Sanierungsziele Ziel eines Kompromisses ist es in solchen Fallen nicht mehr, die Schadstoffgehalte der belasteten Flachen auf Hintergrundwerte zu reduzieren, sondern einen solchen Endzustand zu erreichen, dalj keine der angestrebten Nutzungen durch die Belastung in Frage gestellt ist. In Kauf genommen werden mulj unter Umstinden, dalj derzeit nicht beabsichtigte andere Nutzungen spater nicht ohne weiteres moglich sein werden, beispielsweise Eingriffe in groljere Bodentiefen, Nutzung des Grundwassers als Trinkwasser oder landwirtschaftliche bzw. gartenbauliche Aktivitaten. In bestimmten Fallen ist auch eine Versiegelung definierter Bodenbereiche erforderlich; damit besteht dann nur noch ein relativ geringer Unterschied zu Maljnahmcn, dic lediglich der Sicherung einer Altlast dienen. Nicht immer erhalt man jedoch einen aktuellen okologischen Vorteil, wenn man belastete Bereiche zu hohen Kosten saniert, obwohl eine geplante Versiegelung die Ausbreitung der Schadstoffe ausschlieRt. In solchen Fallen ist die Verhaltnismafiigkeit der Maljnahmen zu diskutieren. Als richtungsweisend fur die nutzungsbezogene Beurteilung von Bodenkontaminationen hinsichtlich einer direkten Exposition des Menschen uber orale Aufnahme von Boden oder Inhalation von Stauben konnen die Bodenwerte von EIKMANN und KLOKE dienen [6]. Bisher wurden allerdings nur fur wenige organische Schadstoffe Werte abgeleitet. Die EIKMANN/KLOKE-Werte konnen u. a. auch zur Beurteilung herangezogen werden, ob nicht eine mikrobiologische Sanierung an der Uberschreitung von Schwermetall-Richtwerten scheitert. Zusatzlich mussen auch andere Pfade, z. B. Ausgasung oder Auswaschung in das Grundwasser, beurteilt werden. Den Pfaden zum Menschen kommt die groljte Bedeutung zu. Deshalb mu13 es oberstes Ziel sein, durch geeignete Maljnahmen eine Exposition zu unterbinden, entweder durch bauliche Mafinahmen oder durch Nutzungseinschrankungen. Dies ist auch im Hinblick darauf wichtig, dafi die wissenschaftliche Bewertung der Wirkungen von Schadstoffen standig aktualisiert und fortentwickelt wird.

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pH-Wert Elcktr. Leitfihigkeit

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tinbcl ;isktc'r Boden El tiiit Fcst~loll (nig/l\gTS) (Illf/l)

vertini-ciniptcr Bodcii Elual' Fc'ststott' ( nig/l ) (ing/kg TS )

i \ t anmgcben <300 mS/n1 < 30

>so00 IllS/lll > 100

Metalle -I Arscn S Blci 6 Cndmiuni 7 Chrom gesanit X Ktipfer 0 Nickel I 0 Qticcksilhcr I1 Link Anionen I2 Cy:inide leicht fc\twt/har


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Kohlenwasserstoffe Kohlcnu.~is~ersto~fc ( H I X ) 10.2 Schwetlltichtige lipophilc Stoffc ( H 17) Einhcrnipc n1-oiii:itische Kohlenwasscr~toffe( BTEX) Polycyclische aromati5che < 0.002

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Kohlcnu.asscr~to~fc ( PAK) Leichttltichtigc Halogen< 0.01 l \ o h l e n w a r ~ c i - ~( tL[H) ~KW) ~~ I'hcnolindeu < 0.0 I

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Zuordntinp Deponieklii\w 2. Anhang C. Entwurltlcr TA Sierlltingsahfall. Stand 3 1 . 8. 1992 I000 nigihg tolerierhar 16 Ein/clstibstnnxn nach EPA-Liste Gilt nicht liir die Vet'ncrtting I ctn hittitncngehiintleneni St1-iiDeii;itifbrLicti ini Stt-al3en- und Wegehati

' Geogen hedingre ~berschrei~ttng bi\ ' '

Die Obcrgrenm lur die Eingreifwcrte irnd Sanicrungviele wird durch gesctzlichc Vorgaben bestimmt. In Hesseti darf beispielsweise Erdaushub nicht niehr verwertet werden. wenn der Boden nach MaUgabe von Eluat-Werten als ..verunreinigt" gelten muf.3. Die Kriterien dafur sind in Tab. 2-2 aufgelistet 171. Bodenmatel-ial, das einzelne dcr i n der Tabelle genannten Orientierungswerte fur ..verunreinigt" iiberschreitet, darf airf kcincn Fall wiedcr cingebaut werden. Die Ableitung nutzungs- kind pfadbezogener Sanicrungvielwerte riiuR standortbezofen im Einzelfrill erfolgen. Dies erfordert allerdings den guten Willen aller beteiligten Stellen. d. h. von

Wiiii.sc~hrtis~.ert~ urid erreiclihnre SunierLlrlXs,ic.lt.Jriir~~.s~i~~l~J 0 0 0 0

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Kostentrager (Sanierer) Planungsburo Genehmigungsbehorde und Fachbehorden.

Der Lohn eines solchen Nachdenkens ist die zukunftige gefahrlose Nutzung der jeweiligen Flache - im Sinne der Planungen - bei vertretbaren Kosten und unter Schonung naturnaherer Areale, z. B. am Stadtrand. Der Preis einer solchen Verfahrensweise besteht in der Einschrankung von gegenwartigen und zukunftigen Nutzungen, eventuell der Eintragung als Last im Grundbuch; unter Umstgnden sind weitere technische Mafinahmen (z. B . Versiegelung oder eine Grabsperre in z. B. 1,OO m Tiefe) sinnvoll. In Einzelfallen konnen auch okotoxikologische Tests (s. Kapitel 7) herangezogen werden, um die Unbedenklichkeit des einzubauenden Materials zu bestkigen. Insbesondere die okotoxikologische Prufung von Eluaten zum Schutz des Grundwassers ist in diesem Zusammenhang zu nennen.

2.1.3 Technische Sanierungsziele Die von den nutzungsbezogenen Sanierungszielen zu unterscheidenden technischen Sanierungsziele sind bei chemisch-physikalischen Bodenbehandlungsverfahren in der Regel leichter festzulegen als bei mikrobiologischen Verfahren. Mittels physikalischer Verfahren lassen sich durch Behandlungsdauer und -intensitat mehr oder weniger leicht die gewunschten Sanierungszielwerte einstellen ;ein mikrobieller Abbau dagegen fiihrt in einer Ubergangszeit zur Bildung meist polarer Metaboliten, die selbst eine Toxizitst gegenuber Mensch und Umwelt haben konnen, in der Regel jedoch nach einer ausreichenden Zeit weiter abgebaut werden. Ein mikrobiologisches Sanierungsverfahren mu13 deshalb einen Abbau dieser polaren Metaboliten ermoglichen. Die Abwesenheit nicht analysierter Metaboliten kann zum einen durch die Erfahrung des Sanierers gewPhrleistet werden, zum anderen konnen okotoxikologische Prufungen eine zusatzliche Sicherheit bringen. Erst nach Erreichen der Mindestabbauleistung, die bei Mineralolschadensfallen mit Schmierolanteilen z. B. bei ca. 70 7~ liegen kann, beginnt die zweite Phase, in der mit erhohtem Aufwand eine weitere Reduktion der Schadstoffe moglich ist. Wegen des vergleichsweise hohen Aufwandes in dieser zweiten Phase ist hier eine sorgfsltige Diskussion der Sanierungsziele in Verbindung mit der splteren Nutzung des Bodenmaterials dringend anzuraten. Ein weiteres typisches Problem mikrobiologischer Abbaumethoden ist die Bildung von Metaboliten oder Produkten, die infolge ihrer chemischen Struktur oder anderer ungunstiger Eigenschaften (z. B. Neigung zur Polymerisation) sich einem weiteren Abbau entziehen (Bildung von ,,Dead-end"-Metaboliten). Eine solche Entwicklung der Schadstoff-Transformation ist nach Moglichkeit durch die Verfahrensfuhrung L U verhindern. Durch geeignete Priifungen sollte nachgewiesen werden, dal3 diese ,,Deadend"-Metaboliten nicht gebildet wurden, sondern eine Umwandlung mit anschliel3ender Mineralisierung erfolgte.

I0

Strr~ic~r-rrtig.~,ir/C.. U t i ~ ~ ~ ~ . s i ~ c . h i i i i ~ . ~ ~Riclltliiiieit t r - ~ r t ~ , , g ti ier .i d S i ( ~ l t ~ ~ r ~ / i ~ , i r , s ~ r . s / ~ ~ ~ ~ t ~ ~

In bestimmten FiiIIen kiinnte auch der Nachweis der Unschiidlichkeit des resultierenden Bodenmaterials ausreichen, allerdings liegen Methoden und Aussagefahigkeit fur einen solchen Nachweis derzeit noch im Bereich der Forschung. Ein Beispiel fur die Bildung unerwunschter Endmetaboliten ist die mikrobielle Transformation des Explosivstoffs 2,4,6-Trinitrotoluol (TNT). Hauptsichlich werden sowohl unter anaeroben als auch unter aeroben Bedingungen Mono-, Di- und Trinitrotoluole teilweise oder vollstandig zu den entsprechenden Aininen reduziert 18-1 01. Unter aeroben Bedingungen entstehen aus TNT lediglich Monoamino-dinitrotoluole und Diamino-mononitrotoluole.Die anacrobe Behandlung fuhrt weiter zum irreversibel gebundenen 2,4,6-Triaminotoluol, eventuell mil nachfolgender Reaktion zum 2,4,6Trihydroxytoluol [lo]. Alkalisches Milieu (aerob und anaerob) fordert die Bildung von Azoxy-Verbindungen [ 101, die nach dcrzeitigcm Kenntnisstand nicht weiter abbaubar sind. Es konnte gezcigt werden, da13 wiihrend der Kompostierung von TNT die Mutagenitiit organischer Losemittelextrakte und die Okotoxizitat walhiger Eluate gegenuber Wasscrflohen (Cerio~ltrphriitrduhici) erheblich reduziert wurde 191. Nach 40-90 Tagen verringerten sich Toxi A l t , Mutagenitat und Konzentration von extrahierbarem TNT urn mehr als 90 %. Die orale Toxizitat von mit Kompostierung behandelten Boden wurde ebenfalls uberpruft ; cs konnten keine toxischen Effekte nachgewicsen werden, obwohl Restkonzentrationen von Explosivstoffen und Metaboliten in den behandelten Boden nachgewiesen wurden [8]. Durch Vcrsuche mit radioaktiv markiertem TNT konnte gezeigt werdcn. daB die TNT-Metaboliten oder Umwandlungsprodukte nach der Kompostierung chemisch an den Boden gebunden sind [8]. Art und Bedeutung der chemischen Bindung wurdcn bisher noch nicht erforscht. Die Wasserloslichkeit und Bioverfugbarkeit der Endprodukte ist oft von ausschlaggebender Bedeutung fur eine toxische oder iikotoxische Wirkung. Im gleichen Zusainmenhang mussen die irreversiblen Bindungen von Zwischen- oder Endprodukten an Tonminerale und Huminstofffraktionen betrachtet werden. Fur ein Abbauprodukt von Pflanzenschutzmitteln, p-Chloranilin, wurde beispielsweise jahrelang diskutiert, ob der Einbau dieses Molekuls in Bodenmaterial, der durch Extraktion mit Loseinitteln nicht ruckgangig gemacht werden konnte, einen ,,endgultigen Austrag" aus dem Naturkreislauf bcdeutet oder oh durch ungiinstigc Entwicklung (der Bodenstruktur oder des Humusabbaus) cine spiitere Freisetmng doch noch mijglich ist. Diese Frage ist durch dic Forschung noch nicht abschliefiend gekliirt. Die Bewertung einer solchen mikrobiellen/abiotischen Transformation unter Umweltbedingungen kann nur fur den Einzelfall erfolgen. Die ausschlaggehcnde Bedeutung der ,,Bioverfugbarkeit" gilt nicht zwangslaufig auch bei oraler Auinahme von Beden durch Menschen, da eine Resorption - wegen des nicdrigen pH-Werts dcs Magens - vollstiindig anders sein kann. Untersuchungen m r toxischen Wirkung von Liisemittelextrakten (als Sur- rogate fur das Gesamtgefahrdungspotential) konnen in Zukunft eventuell Klarung bringen. Im Gegensatz zu manchen kompliziertcn Transformationswcgen von Xenobiotika is1 es fur gut untersuchte mikrobiologische Abbauwege, wie beispielsweisc fur den aeroben Abbau von Mineralolkohlenwasserstoffen, nicht notwendig, in jedem Einzelfall extreme Anforderungen an den Nachweis der Metabolitenfreiheit zu stellen : Metaboliten, die aus den aliphatischen Kohlenwasserstoffen entstehen kiinnen, sind leicht wasserloslich und auch leichter abbaubar als die nach einer mikrobiologischcn Sanierung verblei-

U12tc.rsuc.hur2gsstrciregie und Projrktstruktur

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benden Restkohlenwasserstoffe, so dalj die Moglichkeit einer Anreicherung zumindest unter aeroben Bedingungen nicht besteht: Nach dem Abbau der toxikologisch und organoleptisch bedeutenderen nieder- und mittelmolekularen Kohlenwasserstoffe verbleibt ein Rest von nichtmobilen, hochmolekularen Kohlenwasserstoffen, die praktisch nicht toxisch sind. Chemisch unterscheiden sich diese Kohlenwasserstoffe nicht wesentlich von Kunststoffen wie Polyethylen oder von Wachsen, die sogar fur technische Verwendung in Kontakt mit Lebensmitteln zugelassen sind, sowie von Kohlenwasserstoffen naturlichen Ursprungs [ 1 I]. In Anbetracht dieser fundierten Kenntnisse des mikrobiellen Abbaus (s. Kapitel4) konnen hier auch hohe Restgehalte im Bereich von einigen Gramm pro Kilogramm ohne Bedenken als Sanierungsziel zugelas- sen werden. Die Vorgehensweise der Hamburger Behorden (Sanierungsziel bis 2500 mg/kg) [ 121 und auch in den Niederlanden (s. Tab. 2- 1) steht im Einklang mit dieser Einschiitzung.

2.2 Untersuchungsstrategieund Projektstruktur (#! Heckemanns)

Fur die Behandlung verunreinigter Boden eingesetzte mikrobiologische Verfahren gehoren innerhalb des verfiigbaren Spektrums von Sanierungsmethoden zur Gruppe der Dekontaminationsverfahren [ 131. Unabhiingig davon, ob die Bodenreinigung mittels des Einsatzes von Mikroorganismen (Bakterien, Pilzen) on-site, off-site (insbesondere i n Mieten, Reaktoren usw.) oder in-situ erfolgt, besteht ihr Ziel darin, Schadstoffe in andere, unschadliche oder minderschadliche Substanzen umzuwandeln [ 131. In gleicher Weise wie bei den ubrigen Sanierungsverfahren geht der Durchfuhrung mikrobiologischer Bodensanierungen eine hierarchisch gestaffelte Abfolge von Untersuchungs- und Planungsschritten voraus. Sie fuhren zunachst zur grundsatzlichen Feststellung eines standortspezifischen Sanierungserfordernisses (Erfassung, Erstbewertung, Gefahrdungsabschatzung). In einem nachsten Schritt dienen sie der Auswahl eines geeigneten Sanierungsverfahrens sowie der Festlegung von Sanierungszielen (Sanierungsuntersuchung) und bilden die Grundlage der technischen, kalkulatorischen und vertraglichen Projektrealisation (Entwurfsplanung, technische Vor- und Ausfuhrungsplanung, Genehmigungsplanung). In den ersten Untersuchungsphasen zur Bewertung einer schutzgutbezogenen Gefahrensituation kommen keine Untersuchungsmethoden zum Einsatz, die auf ein spezielles Sanierungsverfahren ausgerichtet sind. Im Gegensatz hierzu mulj die Moglichkeit einer biologischen Bodensanierung bei der nachfolgenden Sanierungsuntersuchung bereits gezielt Beriicksichtigung finden. Geht aus der Sanierungsuntersuchung eine mikrobiologische Bodenbehandlung als Mittel der Wahl zur Standortsanierung hervor, schlieBen sich planungsbegleitende Untersuchungen an. Diese erfordern vor allem bei der mikrobiologischen in-situ-Sanierung im Vergleich zu anderen Sanierungsverfahren einen erheblichen technischen, finanziellen und zeitlichen Mehraufwand. Das Ergebnis der nachstehend erlauterten Untersuchungsschritte bildet die Grundlage einer erfolgreichen Projektdurchfuhrung innerhalb des Umfeldes einer Sanierung,

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1 ~ r ~ t r r ~ s l r c ~ l l r r l l g . s ~ \ t ~Kic t ~ Atlirlirrl t c ~ , y ~ ~ ~rrrrtl . Sic~Iro.llc'it.\rr.s~~cl;lc

das durch verschiedene Interessenlagcn von Sanierungspflichtigen (= Auftraggeber). Sanieruneausfuhrenden ( = Auftragnehmer) und zustlndigen Ordnungsbehiirden charakterisiert wird.

2.2.1 Untersuchungsstrategie Besteht fur einen Standort der Verdacht, daR er Bodenverunreinigungen aufweist. die zu ciner allgemeincn Schutzgutbeeintriichtigung luhren k6nnten oder die bei einer Nutzungsiinderung. beispielsweise durch das Anfallen verunreinigter Bodenaushuhmaterialien, erschliehngs- und abfalltechnisch relevant werden kiinnten. erfolgt im Vorfeld jedweder technischen Sanierungsmaflnahrne eine systematische Sachverhaltsaufkliirung. Diese niundet bedarfsweise i n gezielte weitere Planungs- und Ausfiihrungsschritte. Die heute bei der Untersuchung von Bodenverunreinigungen als Stand der Technik zu formulierenden Untersuchungsschritte [ 14. IS] basieren auf ciner ca. 15jiihrigen Erfahrung iin Umgang mit kontaminierten Standorten. Aus einetn nicht zuletzt auch von Fehlschl2gen. positiven und negativen Uberraschungen gekennzeichneten praktiwhen LernprozeR resultieren sowohl weitgehend standardisierte Methoden in bezug auf Art und Umfang durchmfuhrender Feld-/Laboruntersuchungen als auch Untersuchunysstrategien. dic untcr Berucksichtigung iikologischer und iikonomischer Gesichtspunkte vom Antreffen einer Bodenverunreinigung zu ihrer sachgerechten Sanierung fiihren. Im Vergleich zu anderen Sanierungsverfahren sind mikrobiologische Bodenbehandlungen hinsichtlich ihrer grundsiitzlichen Machbarkeit, ihres Wirkungsgrades sowie des erforderlichen Zeit- und Kostenrahmens in besonders hohem Malk von den angetroffenen individuellen Standortvoraussetzungen abhiingig [ 16, 171. Aufgrund dieser Situntion nehmen, beginnend mit dem Gewinnen erster ..Indizien" im Rahmen vorbereitender Untersuchungen. verfahrensspezifische Feld-. Labor- und Planungsarbeiten im Vorfeld der Sanierunpsausfiihrunp einen auflergewBhnlich brciten Rauni ein. was extretn fur die Realisation mikrobiologixher in-situ-Verfahrcn gilt.

2.2.1.I Vorbereitende Untersuchungen Unter dein Sammclbegrifl der ..vorbereitenden Llntersuchungen" sollcn nachstehend die Untersuchungsschritte der Erstbewertung sowie der orientierenden Phase und der Detailphase einer Gefiihrdungsabsehiitzung [ 14. IS I zusammengefal3t werden. Diese Untersuchungen dienen der Ermittlung und Feststellung eines kontatniiiationsbezogenen Sachverhalts und bilden zugleich die Voraussetzung fur die rechtliche Beurteilung (einschlieBlich Entscheidung uber die im Grundsatz zu erreichenden Schutzziele ! ) durch die zustiindige Hehiirde [ 18, 151. Wie vorstehend bereits erliiutert. sind die vorbereitenden Unterwchungen nicht auf die Realisation eines bestimmten Sanierungsverfahrens auspelegt. sondern dienen

Utiter:vucliiiti,~.~.~tr~it~~~~i~~ ~indProjrkt.strirktitr

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zunachst der Beantwortung der Frage, ob ein Schadstoffpotential im Boden vorliegt und ob hiervon eine Schutzgutbeeintrachtigung ausgeht oder ausgehen konnte. Nach detaillierten Unterlagenauswertungen, die zur Ermittlung der historischen (Flachennutzung, Anlagenstandpliitze, eingesetzte, abgelagerte und umgeschlagene Substanzen) sowie der geologisch-hydrogeologischen (Untergrundaufbau, Grundwasserverhaltnisse) Standortsituation dienen [ 171, kommen im Rahmen vorbereitender Untersuchungen in der Regel folgende Feld- und Laborarbeiten zur Ausfiihrung [ 14, 17, 191: - Erstellung von Rammkemsondierungen zur Gewinnung von Bodenproben; Standarddurchmesser 36-60 mm - Entnahme und geologisch/organoleptische Ansprache von Bodenproben je Bohrmeter oder Schichtwechsel ; Probenvolumen 250-500 ml; Sonderproben (Septumglaser) 10-20 ml - Entnahme von Bodenluftproben aus provisorischen/permanenten- GasmeBstelIedDirektentnahme aus Sondierlochem/Bodenluftlanzen; Standarddurchmesser bis 50 mm, Entnahme iiber Anreicherung auf Adsorbersubstanz und/oder in Gasmaus/Septumbehalter usw. - Erstellung von GrundwassermeRstellen; Bohrdurchmesser 80-320 mm; Ausbaudurchmesser SO- I50 mm ; Ausbaumaterial PVC, PEHD, Stahlrohr verzinkt - Entnahme von Grundwasserproben ; Schopfproben, Pumpproben, zonierte Pumpproben - Durchfiihrung von Pumpversuchen, Dauer 8 bis 48 Stunden - chemische Analysen auf standorttypische Parameter (organische und anorganische Stoffe) an : 0 0

0

Bodenluftproben Bodenproben (Originalsubstanz/Eluat) Grundwasserproben.

Mikrobiologische Bodensanierungsverfahren finden iiberwiegend Anwendung bei der Sanierung von Altstandorten [ 191. Dabei handelt es sich im Schwerpunkt um Grundstucke stillgelegter Anlagen zum Umschlag oder zur Produktion von Mineralol- und Teerolprodukten (Tanklager, Raffinerien, Destillationsbetriebe, Tankstellen) oder von Standorten, auf denen Mineralolprodukte bzw. Teerolprodukte umgesetzt wurden (z. B. Olvergutung in der Stahlbearbeitung, Impriignieranstalten). Untersuchungstechnisch ist daher ein Vorgehen angezeigt, das sich auf Probennahmen an emissionsverdiichtigen Anlagen konzentriert. Hierzu gehoren beispielsweise die ProzeRfelder, Tanks, Verlade- und Transporteinrichtungen einer Raffinerie oder die Teerdruckscheider, Gaswlscher und Benzol-/Ammoniakwiischen einer Kokereinebengewinnung. Probennahmen in der weiteren Peripherie solcher erfahrungsgemiifi Hauptverunreinigungszonen bildender Einrichtungen haben lediglich stichprobenartigen Charakter. Sie konnen daher in einem losen, unspezifischen Raster iiber den gesamten Altstandort gestreut werden [ 19,201. Grundwasseruntersuchungen [ 171 sollten erst nach der Uberprufung des anlagenspezifischen Schadstoffpotentials erfolgen, da eine Positionierung der zumeist kostenintensiven GrundwassermeIjstellen im unmittelbaren Abstrom von Bodenverunreinigungsschwerpunkten deren Lokalisierung voraussetzt.

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S t i l l ir,.lrrlg.s,ic~/r.u r l t l ~ ~ . r l r c ~ / l I r r l g s . s t r - l r Ric/ltlillirl7 tc,~if~, 1111d S i c ~ I l c r ~ l l r i t . \ I r . \ ~ ~ c ~ X t P

Bodenuntersuchungen in1 Rahmen einer Gefiihrdungsabschiitzung dienen nicht .cur detaillierten Erfassung des Schadstoffpotentials (Bodenverunreinigungen). sondern nur zum Nachweis, in wclchem Mafie ein solches in emissionsrelevanter Weise vorhanden ist. Nach AbschluO dieser Untersuchungen sind Aussagen iiber ein grundsiitzliches Sanierungserfordernis (Risikoprognose, Gefahrbeurteilung) zu treffen sowie wesentliche Erkenntnisse iiber Art und Umfang standorttypischer Schadstoffe, deren Ausbreitungsverhalten und die geolo%isch-hydrogeologischenRahinenbedingungen verfiigbar. Dies bedeutet hinsichtlich einer inikrobiologischen Sanierung, daO bereits nach AbschluB der vorbereitenden Untersuchungen eine erste Entscheidung dariiber fallt, ob ein solches Verfahren, sei es zur Behandlung von Bodcnaushubinassen oder zur in-situ-Sanierung, dem Grundsatz nach weiterhin in Betracht kommt oder beispielsweise infolge einer nicht in ausreichendem Umfang gegebenen mikrobiologischen Abbaubarkeit des/der Hauptkontaminanten keine weitere Berucksichtigung finden kann.

2.2.1.2 Sanierungsuntersuchungen Eine Sanierungsuntersuchung dient der Ermittlung zweckmiilJiger und verhiiltnisiniiBiger Sanierungsmafinahmcn bzw. Mafinahmenkombinationen. Neben der im Rahmen von Voruntersuchungen zumeist schon getroffenen Vorauswahl grundsiitzlich geeigneter Verfahren erfolgt die weitere Priifung anhand tolgender Beurteilungskriterien [ 1 S ] : ~

-

technische Durchfuhrbarkeit Wirksainkeit Auswirkungen auf die Uinwelt rechtliche Erfordernissc Kosten-/Zeitwirksamkeit.

Sollten im Rahmen einer Sanierungsuntersuchung mikrobiologische Bodenbehandlungsverfahren zur engeren Wahl stehen. ist im Hinblick auf die vorstehend genannten Priifkriterien zwischcn on-site/off-site-Verfahren, die eine Reinigung des Bodens erst nach einer Verlagerung von Schadstoffen durch AushubtnaBnahmen an die Erdobertlhche erzielen, und in-situ-Verfahren zu unterscheiden [ 131.

2.2. I .2. I On-site/off-site-Verfahren Bei der Priifung von mikrobiologischen Rodensanierungsverf~ihren.die i n Mieten und Reaktoren erfolgen, stehen neben den rein verfahrenstechnischen Aspekten der Materialbehandlung vor allem Art, Umfang und Kosten der Materialgewinnung im Vordergrund einer Sanierungsuntersuchung. Analog zur Bodenwaschung, thermischcn Behandlung oder Deponierung ist daher in einein ersten Schritt zu prufen, welche Bodenbereiche zu Behandlungszwecken bautechnisch gewonnen werden sollen. Die hierbei erforderliche, miiglichst detailliertc rsumliche Abgrenzung von Aushubbereichen erfolgt in der Regel durch cine Vielzahl von Bodenaufschlussen mittels Rainmkernsondierungen und chemischer Analysen auf sanierungsrelevante Parameter.

Untc~rsrrc~h~rrigsstrcite~ie und Projektstr~rktur

1s

Eine im engeren Sinn reprasentative, Art und Umfang von Bodenverunreinigungen detailliert erfassende Probennahme ist nur in eingeschranktem Umfang moglich. Bodenverunreinigungen weisen, kombiniert mit Schadstoffverlagerungsprozessen, durch eigenstandiges, nicht vorhersehbares Phasenausbreitungsverhalten und Wechselwirkungen mit anderen Ausbreitungsmedien (Grundwasser) geometrisch unbestimmte, zeitlich variable Konfigurationen auf. Dennoch ist es das Ziel, durch raumlich engstandige Bodenaufschlusse im Rahmen einer Sanierungsuntersuchung .,Sanierungsareale" raumlich zu prazisieren. Erganzend hierzu werden in der Regel zusatzliche AufschluBbohrungen (Schlauchkernbohrungen, Greiferbohrungen) durchgefuhrt und GrundwassermeBstellen errichtet, die einer Priifung bautechnischer Randbedingungen (Baugrubensicherung, Grundwasserhaltung usw.) dienen. Die fur die eigentliche mikrobiologische Bodenbehandlung notwendigen Erkenntnisse, die sowohl im Hinblick auf das zu behandelnde Substrat (Kornverteilung, Wassergehalt, Homogenitat) als auch seine Kontaminanten (Schadstoffverteilung, Bindung an bestimmte Material-/Kornfraktion) unabdingbar sind. erfordern vor allem reprasentative Probennahmeverfahren [ 19,201,die moglichst groBe, ungestorte Probenvolumina bereitstellen [17]. Hierzu konnen eingesetzt werden: -

-

Baggerschurfungen (ungesattigte Bodenzone) Grofilochbohrungen (Greifer- oder Spiralbohrungen im Durchmesser grol3er als 600 mm) Schlauchkernbohrungen (Durchmesser mindestens 100 mm).

Im Hinblick auf den Transport und die Lagerung soicher Proben sind keine besonderen Randbedingungen zu beachten. Bereits ein moglichst dichtes VerschlieOen der Probennahmegefafie (z. B. Eimer mit Deckel) sowie moderate Stand- und Transportzeiten des Probengutes in der GroRenordnung von wenigen Tagen bilden die zukunftigen Materialandienungsbedingungen ausreichend wirklichkeitsnah ab. 2.2.1.2.2 In-situ-Verfahren In Erganzung hierzu sind fur eine Sanierungsuntersuchung bezuglich mikrobiologischer in-situ-Verfahren deutlich hohere Anforderungen an die Ermittlung der kontaminationsbezogenen Randbedingungen zu stellen. Vor dem Hintergrund, daB eine solche Bodensanierung weder aushubbegleitende Zusatzerkenntnisse berucksichtigen kann, noch im Hinblick auf ihre Dimensionierung (= kostenrelevanter Parameter) und zeitliche Auslegung (= kostenrelevanter Parameter) nennenswerte Freiheitsgrade aufweist, ist eine auBergewohnlichprazise Vorinformation uber die Detailcharakteristik der zu behandelnden Bodenmassen erforderlich. Neben der auch im Falle eines Bodenaushubs mit nachgeschalteter Behandlung notwendigen horizontalen und vertikalen Abgrenzung von Bodenverunreinigungen ist fur eine in-situ-Sanierung eine moglichst prazise Bilanz der im Boden vorhandenen Schadstoffe erforderlich. Eine solche ,,Massenermittlung" umfal3t nicht nur durchschnittliche Konzentrationsangaben, bezogen auf einzelne Homogenitatsbereiche, son-

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S t i r i i c ~ ~ i i r i ~ ~ . \ ~ ~i c~, / ~c ./ t , / . ~ / / ( . / i i i / i , ~ . \ , ~ / / . Kich//iuic~/i t / / c , ~ ~ i c , , i f r i d Si(her//ei/.\~/ \/wXtc

dern die Gesamtmenge der in einzelnen Teufenbereichen (z. B. gesiittigte Zone/ungesiittigte Zone) und Teiltliichen vorliegenden Kontaminanten. Im Gegensatz zu on-site/off-site-Bodenbehandlungen,die votn Aushub bis zum Handling des Materials in Mieten oder Reaktoren zwangslaufig mit erheblichen Konditionierungsvorgiiigen verbunden sind. aus denen letztlich ein relativ homogenes Behandlungsgut hervorgeht. mul!, eine in-situ-Reinigung den heterogenen Schadstoffverteilungsmustern im Boden detailliert angepafit werden. Die hierzu erforderlichen Detailuntersuchungen beinhalten Massenansiitze von his zu 100 Rammkernsondierungen je Hektar zu sanierender Fliiche einschlieBlich chemischer Bodenanalysen je laufenden Sondiermeter. Stichprobenartig sollten im Rahmen einer solchen Detailuntersuchung Referenzproben so abgefullt. transportiert und gelagert werden (Transportbehiilter mit Flussigstickstoffl
Unter:~rrchuiigsstro~eRi@ wid Pi-ojrktstr-rrktirr

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Abweichend hiervon ist im Hinblick auf eine Priifung der technischen Machbarkeit sowie des anzusetzenden Kosten- und Zeitrahmens mikrobiologischer in-situ-Verfahren bei gleicher VerlaBlichkeit des Untersuchungsergebnissesein nach Art und Umfang der Felduntersuchungen signifikanter Mehraufwand erforderlich. Daher sollte eine erhebliche Wahrscheinlichkeit dafiir bestehen, dal3 eine mikrobiologische in-situ-Sanierung zur Ausfiihrung gelangen konnte, bevor eine detaillierte Beriicksichtigung dieses Verfahrens im Rahmen einer Sanierungsuntersuchung erfolgt.

2.2.1.3 Technische Vorplanung Wahrend in bezug auf Inhalt und Vorgehensweise zwischen den vorbereitenden Untersuchungen (Gefihrdungsabschatzung) und der Sanierungsuntersuchung eine vergleichsweise deutliche Trennung besteht, ist der Ubergang von der Sanierungsuntersuchung in die technische Vorplanung einer mikrobiologischen Bodensanierung haufig fliel3end. Da eine Sanierungsuntersuchung aus untersuchungsokonomischen Griinden nur die entscheidungsrelevanten Rahmenbedingungen (technische Machbarkeit, Wirksamkeit, Zeit- und Kostenaufwand) verschiedener in Betracht kommender Sanierungsverfahren ermitteln kann, bietet sie in der Regel keine ausreichende Planungsgrundlage zur technischen Umsetzung der favorisierten Sanierungsmethode. Aufgrund der ,,technixhen Vorplanung" (Zusammenfassung der Leistungsbilder. Vorplanung, Entwurfsplanung, Ausfiihrungsplanung gemaB HOAI [ 2 I ] ) ist es daher erforderlich, die durch vorangegangene Untersuchungen erhaltenen Ergebnisse soweit zu verarbeiten und ggf. zu erganzen, dal3 in einem weiteren Schritt eine ausfiihrungsreife Planung erfolgen kann und eine verlal3liche Angebots- und Genehmigungsgrundlage entsteht. Im Fall einer mikrobiologischen on-site/off-site-Bodensanierungsind die wesentlichen Punkte der technischen Vorplanung die folgenden: 0

Aushubverfahren Materialgewinnung - Baugrubensicherung - Wasserhaltung - Beeintrachtigung Dritter Arbeits- und Emissionsschutz Einrichten und Betreiben von Zwischenlagern Einrichten und Betreiben von Behandlungseinrichtungen Materialtransporte Riickverfullung Baugruben Wiederverwertung gereinigter Boden Aushubbegleitende Uberwachung Erfolgskontrolle Bodenreinigung. -

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Art und Umfang erganzender Untersuchungen im Rahmen einer solchen technischen Vorplanung sind nicht zu verallgemeinern, da sie im wesentlichen von den standortspezifischen Randbedingungen abhangen. Ihr Schwerpunkt liegt zumeist im Bereich erd-

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S ~ c ; i i e t i r r i , ~ . s ~ Utitc~r:sirc~/iirir~~.s.stt~trfr,~ie~. ic~~,, Riclirfiizieii irrid Sic.lie,.lieit.strs/,rXte

und baustatischer Fragestellungen sowie einer Aktualisierung von Massen-, Zeit- und Kostenprognosen unter Beriicksichtigung der fortschreitenden Konkretisierung einzelner Verfahrensablaufe. Die technische Vorplanung einer rnikrobiologischen in-situ-Sanicrung weicht von den vorstehend genannten Planungsinhalten in erheblichein Umfang ab. Irn Gegensatz zu on-site/off-site-Verfiihren. die in bezug auf die Materialbehandlung ein betriichtliches Ma13 an sanierungsbegleitenden Modifi kationsmoglichkeiten bieten, ist zur ausreichend sicheren Losung der nachstehend genannten. komplexeren und sehr standortbezogenen Planungsaufgaben zunichst die Durchfuhrung eines kleinmaBstablichen in-situ-Pilotversuches mit einer Laufzeit von nicht weniger als einem Jahr anzuraten. Zumeist unverzichtbare Planungsgrundlage einer mikrobiologischen in-situ-Sanierung ist weiterhin die Erarbeitung eines nurnerischen Grundwasserrnodells, rnit dern grol3und kleinriiurnige Betriebszustande des spateren Anlagenbetriebs (Grundwasserforderung, Infiltration, Versickerung, Abschlag) irn Hinblick auf die hydraulische Sicherung des Sanierungsareals, auf eine optirnale Anlagensteuerung und aufdie Dimensionierung und technische Auslegung von Wasseraufbereitungseinrichtungen prognostiziert werden kiinnen. Wesentliche Punkte der hierauf aufbauenden technischen Vorplanung sind: 0 0 0

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.,Stochiometrische" Bilanzierung erreichbarer/erforderlicher Abbauraten Hydraulische Bilanzierung einsetzbarer/urnzusetzender Wassermengen Technische Auslegung von Infiltrations-Forderzellen - Dirnensionierung/Abstandspararneter - Bohr- und AusbaumaBe/Filtermaterialien Technische Auslegung Versickerungseinrichtung - Schiichte - Graben - Polder Technische Auslegung Rohrleitungssysteme Technische Auslegung Wasserbehandlungsanlage - Enteisenung/Entmanganung - leichtfluchtige Wasserinhaltsstoffe - Nahrstoffanreicherung - Reinigung Abschlagwasser Technische Auslegung Steuerungs- und Dosierungssysteme Arbeits- und Ernissionsschutz bei Bohrarbeiten Bohrgutbehandlung/-entsorgung Uberwachung Anlagensteuerung/Abbauoptirnierung Erfolgskontrolle Bodenreinigung Uberwachung des hydraulischen Sicherungsstatus Prognose technischer Reinigungswerte

Aufgrund der mit einer mikrobiologischen in-situ-Sjanierung verbundenen Laufzeit von mehreren Jahren [ 131 sind bei ihrer technischen Vorplanung gegebenenfalls auch BaumaBnahmen und sonstige Untergrundeingriffe innerhalb ihres niiheren und weiteren Einzugsbereiches, eventuelle Boden- und Grundwasserverunreinigungen im Standortumfeld sowie extreme meteorologische und hydrologische Situationen zu beriicksichtigen.

Untersuchungsstrategie und Projektstruktur

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2.2.1.4 Monitoring und Erfolgskontrolle Im Anschlufi an die technische Vorplanung erfolgen im Rahmen der Detailplanung, der Genehmigungsplanung, der Vertragsgestaltung und der Auftragsvergabe in der Regel keine weiteren Standortuntersuchungen, da der einer technischcn Vorplanung zugrundeliegende Sachverhalt als zunachst ausreichend und verbindlich anzunehmen ist. Beginnend mit den eigentlichen Sanierungsarbeiten setzen weitere sanierungsbegleitende Untersuchungen ein, die der Steuerung des Sanierungsablaufs (hier nicht erlautert, da Bestandteil der Sanierungsausfiihrung), der Kontrolle behordlich und/oder vertraglich aufgegebener Randbedingungen und dem Nachweis des Sanierungerfolgs dienen. Bei allen mikrobiologischen Verfahren der Bodensanierung erfolgt in der Regel eine Eingangsbeprobung zu Beginn der Materialbehandlung. Diese definiert, nachdem uber Gefhrdungsabschatzung, Sanierungsuntersuchung und Sanierungsplanung zumeist mehrere Jahre vergangen sind, den Ausgangsstatus der Bodenbehandlung. Bei der on-site/off-site-Bodensanierungist ein geeigneter Ort und Zeitpunkt zur Feststellung des Ausgangsstatus bei der Andienung in der Behandlungsanlage bzw. nach seinem Einbau in ein Biobeet gegeben. Eine in-situ-Sanierung setzt die neuerliche Gewinnung von Bodenproben mittels Rammkernsondierungen voraus. Ziel der Eingangsbeprobung ist es, einerseits festzustellen, inwieweit die vom Sanierungsausfiihrenden angetroffene Verunreinigungssituationden einer PIanung und Vertragsgestaltung zugrunde gelegten Verhaltnissen zum Zeitpunkt des Sanierungsbeginns entspricht, andererseits eine Bezugsebene fur die Bewertung des zukunftigen Sanierungsfortschrittes zu schaffen. Eine solche Eingangsbeprobung weist in der Regel nicht die Dichte und damit Detailtreue vorangegangener Untersuchungen auf. Sie unterscheidet sich hinsichtlich ihrer Probennahme- und Auswahltechnik haufig von diesen. Im Fall von on-site/offsite-Bodenbehandlungen finden erhebliche Materialvermischungseffekte (bautechnische Gewinnung, Verladung, Transport, Entladung, Einbau in Behandlungseinrichtungen) statt, so dal3 in der Regel nur ein grdl3enordnungsmaBiger Vergleich mit den frtiheren Untersuchungsergebnissen zulassig ist. Um solche Abweichungen im Zuge des weiteren Sanierungsmonitorings zu rninimieren, sind neuerliche Probennahmen am Behandlungsgut oder im Sanierungsfeld nach Beprobungsort, Probennahmetechnik und Probenlagerung sowie im Hinblick auf die laborseitige Probenvorbereitung und Analyse identisch zur Ausgangsbeprobung auszufuhren. Der zu empfehlende Zeitabstand weiterer Probennahmen zur Kontrolle des Sanierungsfortschritts hangt im wesentlichen von der angenommenen Laufzeit der Bodenreinigung bis zum Erreichen des Sanierungszieles ab. Im Fall einer beispielsweise auf 5-6 Jahre ausgelegten in-situ-Sanierung sind innerhalb der ersten 3 Jahre Probennahmeintervalle von 12 bis 18 Monaten ausreichend, die im weiteren Sanierungsfortschritt sind auf6-9 Monate verdichtet werden sollten. Bei der on-site/off-site-Bodensanierung wegen der kiirzeren Sanierungsdauer und des deutlich geringeren Aufwandes einer Probengewinnung wesentlich kurzere Probennahmeintervalle sinnvoll (z. B. 6 Monate zu Beginn der Behandlung, 3 Monate nach einem Jahr). Der Zeitabstand und die Art der Durchfuhrung von sanierungsbegleitenden Kontrolluntersuchungen konnen auch wahrend der Sanierung noch Anpassungen unterworfen sein. Vor Beginn der Sanierung mu13 jedoch Einvernehmen dariiber bestehen, wie der

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Strrzie,uriR.s;irlr. l/iitc~,:rrrc~hun~~sstr-r~tc~~ie, Richtlinien irnd S i c ~ l i c ~ i - l t c ~ i t s r r s ~ ~ c ~ ~ t ~

Erfolg der Bodenreinigung nachzuweisen ist. Hierbei spielt neben dem jeweiligen Ort und der Anzahl von Probennahmestellen sowie der Probenaufbereitung und Analytik vor allem die Bewertung der Untersuchungsergebnisse eine Rolle. Bewahrt haben sich vor allem Verfahren, die eine Vielzahl in ihrer Gesamtheit moglichst reprasentativer Einzelproben und -analysen zur Bewertungsgrundlage machen. Zur Definition des Sanierungserfolges vor allem bei in-situ-Vcrfahren sind bevorzugt rechnerische Mittelwertbildungen einzelner Homogenitgtsbereiche (Tiefenzonen, Flachenteilabschnitte) heranzuziehen. Als iiuljerst problematisch ist eine Definition des Reinigungserfolges mi krobiologischer Bodenbehandlungen anzusehen, die uber indirekte Parameter wie z. B. das Eluatverhalten verbleibender Restkonzentrationen in der Originalsubstanz oder die Konzentration von Schadstoffen im Grundwasser des Sanierungsfeldes oder in seinem Grundwasserabstrom erfolgt. Ein solcher Ansatz wird zwar vielfach den schutzgutbezogenen Zielen einer Bodensanierung i n hohem Malje gerecht, birgt aber fur den Sanierungsausfuhrenden ein kaum uberschaubares Risiko. Neben der Kontrolle des Sanierungserfolges ist bei der biologischen Bodensanierung zumeist ein umfassendes sanierungsbegleitendes Monitoring durchzufuhren, um die Einhaltung der durch Vorplanung, Genehmigung und Vertragsgestaltung getroffenen Vorgaben zu gewahrleisten. Zu den wichtigsten Untersuchungen im Rahmen eines solchen Monitorings gehoren die meljtechnische Uberwachung des Arbeits- und Emissionsschutzes, aushubbegleitende Boden- und Grundwasseruntersuchungen, der Nachweis einer hydraulischen Sicherung bei in-situ-Verfahren sowie die analytische Uberwachung sanierungsseitig anfallender Abwlsser (Abschlag aus Wasserhaltung oder in-situ-Sanierung). Auch wenn eine Verallgemeinerung der im Einzelfall erforderlichen Monitoring-Untersuchungen aufgrund der individuellen Auslegung jeder SanierungsmaBnahme nicht zulassig ist, so sind Monitoring- ebenso wie Kontrolluntersuchiingen des Sanierungsfortschritts in jedem Fall ein kostenrelevanter Faktor einer biologischen Bodensanicrung. Es empfiehlt sich daher, ein Mindestgeriist solcher Untersuchungen bereits in der technischen Vorplanung zu definieren, um spiiteren Unstimmigkeiten uber Art, Umfang und Kostentrlgerschaft solcher Leistungen vorzubeugen.

2.2.2 Projektstruktur Um einen sowohl sachlich als auch organisatorisch moglichst reibungslosen Ablauf von den ersten Untersuchungen einer Bodenverunreinigung bis zu ihrer erfolgreichen Sanierung zu gewahrleisten, sollten bei den an einem solchen Vorhaben Beteiligten ausreichend prazise Vorstellungen uber den jeweiligen Aufgaben- und Verantwortungsbereich, den organisatorischen Projektablauf sowie die fur einzelne Vertragsgestaltungen erforderlichen Grundlagen bestehen. In ahnlicher Weise wie bei den vorstehend erlauterten Untersuchungsschritten sind im Fall einer mikrobiologischen Bodensanierung gravierende Unterschiede in der Projektstrukturzwischenon-site/off-siteund in-situ-Bodenbehandlungsverfahrengegeben.

Unter.,icciiunRsstrute~ieuncl Projektstruktur

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Wahrend die Projektstruktur einer mikrobiologischen on-site/off-site-Sanierung anderen Dekontaminationsverfahren wie z. B. Bodenaushub mit nachgeschalteter thermischer Behandlung, Bodenwaschung oder Deponierung entspricht, weisen - zumindest derzeit noch - mikrobiologische in-situ-Sanierungsprojekteeine Reihe hiervon abweichender Merkmale auf. Der Ablauf eines Sanierungsprojektes vom ersten Verdacht auf das Vorliegen einer Bodenverunreinigung bis zur abgeschlossenen Sanierung gliedert sich in folgende Hauptbearbeitungsschritte [ 15, 211: 0

Vorbereitende Untersuchungen Erfassung Erstbewertung Gefahrdungsabschatzung (Orientierungs- und Detailphase) Sanierungsuntersuchung Sanierungsplanung - technische Vorplanung - Genehmigungsplanung Vergabe der Sanierungsarbeiten/vertragliche Regelungen Durchfuhrung der Sanierungsarbeiten/Objektbetreuung Nachsorge/Sanierungsdokumentation.

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Jeder dieser Bearbeitungsschritte schlieBt mit entscheidungsrelevanten Ergebnissen ab, von denen der weitere Projektablauf maljgeblich beeinfluljt wird. Aus den vorbereitenden Untersuchungen ergeben sich das Erfordernis von Sanierungsmaljnahmen sowie eine Vorauswahl der hierfiir in Betracht kommenden Verfahren. Die Sanierungsuntersuchung schlieljt mit einem konkreten Verfahrensvorschlag ab. Dieser wird im Rahmen der Sanierungsplanung so weit priizisiert, daB eine hinreichende Grundlage fur die Vertragsgestaltung zwischen dem Sanierungspflichtigen und der zustandigen Ordnungsbehorde sowie dem Sanierungspflichtigen und dem Sanierungsausfuhrenden besteht. Art, Umfang und Erfolg der Sanierungsarbeiten entscheiden uber das Erfordernis weiterer standortbezogener Nachsorgemaljnahmen. Organisatorisch wird die Arbeitsphase der vorbereitenden Untersuchungen (nicht ausschreibungsfahig!) bestimmt von den mit der zustandigen Fachbehorde abgestimmten Feld- und Laboruntersuchungen eines durch Ingenieurvertrag (Werkvertrag) beauftragten Gutachter- bzw. Ingenieurbiiros. Dieses bedient sich direkt (Subauftragnehmer) oder indirekt (Parallelbeauftragung durch Auftraggeber) der Leistungen Dritter wie z. B. chemischer Laboratorien, Bohr- und Baufirmen oder toxikologischer Gutachter. Die fachliche Mitwirkung sanierungausfuhrender Spezialfirmen beschrankt sich in diesem Projektstadium in der Regel auf informelle Kontakte mit dem bearbeitenden Gutachter im Hinblick auf die grundsatzliche Realisierbarkeit einzelner Sanierungsverfahren. Diese Organisationsstruktur bleibt im Rahmen der Sanierungsuntersuchung weitgehend erhalten. Im Falle mikrobiologischer Sanierungsverfahren werden sanierungsausfuhrende Firmen durch die Andienung von Probenmaterialien zur Bodenbehandlung im LabormaSstab sowie zur Angabe erster kalkulatorischer RichtgroBen und erster Prognosen im Hinblick auf erreichbare Reinigungsleistungen als Drittleister in die Bearbeitung einbezogen.

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Sunieri4tigszirle. Utitersuc.liutiSsstrcit~~ie, Richtlitiien itnd Sic.krrlieitscis~~rkte

Bei einer mikrobiologischen in-situ-Sanierung folgt der Sanierungsuntersuchung in der Regel als Zwischenschritt ein standortbezogener Pilotversuch, der von der Planung uber die Durchfuhrung bis zur Auswertung unter der Federfuhrung des Sanierungsausfuhrenden steht. Fachbehorde und Gutachter nehmen in diesem Bearbeitungsstadium nur eine beobachtende und beratende Stellung ein. Mit der Beauftragung eines solchen Pilotversuchs ist in der Regel bereits eine weitgehende Vorentscheidung uber den zukiinftig mit der grofimal3stablichen Sanierung zu beauftragenden Anbieter gefallen. Fur den Auftraggeber sind aus Kostengrunden mehrere parallele oder zeitlich nachgeschaltete Pilotversuche nicht wirtschaftlich. Bei AushubmaBnahmen mit nachgeschalteter mikrobiologischer Bodenbehandlung wird die ausfuhrungsreife technische Vorplanung durch ein qualifiziertes Planungsburo unter fachlicher Beteiligung sanierungsausfuhrender Firmen geleistet. Bei der mikrobiologischen in-situ-Sanierung hat es sich bewahrt, die technische Vorplanung an die aus dem Pilotversuch resultierende ausfuhrende Sanierungsfirma zu vergeben, da letztlich nur in dieser Konstellation eine ausreichende Planungssicherheit in bezug auf den Erfolg der Sanierung zu erzielen ist. Bei der mikrobiologischen Bodensanierung nimmt die ausfuhrende Sanierungsfirma dariiber hinaus eine wichtige Stellung in den Verhandlungen zwischen zustandiger Ordnungsbehorde und Sanierungspflichtigem ein. Nur wenn die, sei es in Form einer polizeilichen Verfugung oder in Form einer offentlich-rechtlichen Vereinbarung zwischen Ordnungsbehorde und Sanierungspflichtigem festgelegten, technischen Sanierungsziele in den Vertrag zwischen Sanierungspflichtigem und Sanierungsausfuhrendem ubernommen werden konnen, besteht eine hinreichende vertragliche Sicherheit zwischen den an der Sanierung Beteiligten. Bei der mikrobiologischen in-situ-Sanierung fungiert das ausfuhrende Unternehmen zumeist als Generalunternehmer und bedient sich Drittleister fur Bohrarbeiten, anlagentechnische Arbeiten und Laborarbeiten. Begleitet wird ein solches Verfahren durch einen vom Sanierungspflichtigen und Sanierungsausfuhrenden einvernehmlich benannten Gutachter (Eigengutachter). Dieser wird bedarfsweise durch einen von der Ordnungsbehorde benannten Fremdgutachter erganzt. Im Fall mikrobiologischer onsite/off-site-Verfahren wird die Sanierung zumeist von einer ARGE (Arbeitsgemeinschaft), deren Fuhrung der Bodensanierer ubernehmen kann, ausgefuhrt. Die auftraggeberseitige Bauoberleitung und ortliche Bauleitung [2 I] ubernimmt hierbei ein Ingenieur- oder Planungsburo, das bedarfsweise eine kontaminationsbezogene Fachbauleitung und/oder eincn Sicherheitskoordinator hinzuzieht. Sollten nach AbschluB der Sanierung NachsorgemaBnahmen in Form eines Monitorings oder erganzender SicherungsmaBnahmen (z. B. Sicherungsbrunnen) erforderlich sein, die nicht in den Bereich einer Nachbesserung der Dekontamination fallen, reproduziert sich die zu Beginn des Projektablaufs bestehende Organisationsstruktur, bestehend aus Sanierungspflichtigem, Ordnungsbehorde und Gutachter.

Technische Sicherheitsuspekte

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2.3 Technische Sicherheitsaspekte (H. Burmeier) Mikrobiologische Sanierungsverfahren werden seit vielen Jahren erfolgreich in der Altlastensanierung eingesetzt. Besonders bei der Behandlung von Mineralolkohlenwasserstoff-Schaden haben sich die biologischen Behandlungsverfahren auf breiter Ebene bewahrt. Zunehmend werden biologische Verfahren auch fur persistente Substanzen wie chlorierte aromatische Kohlenwasserstoffe erprobt. Obwohl mittlerweile umfangreiche Kenntnisse uber den mikrobiellen Schadstoffabbau selbst vorliegen, gibt es zur Zeit noch erhebliche Kenntnislucken im Bereich der Aussagen hinsichtlich des Arbeits- und Nachbarschaftsschutzes. So befassen sich zur Zeit mehrere Arbeitsgruppen, z. B. bei der DECHEMA und der TBG rnit der Erarbeitung spezieller, auf die mikrobiologische Sanierung abgestellter Arbeitsschutzmaflnahmen. Die folgenden Ausfuhrungen im Abschnitt 2.3.1 berucksichtigen den jetzigen Stand der Arbeit in den Arbeitsgruppen sowie die praktischen Erfahrungen in der Durchfiihrung mikrobiologischer Sanierungsverfahren. Der beabsichtigte und auch unbeabsichtigte Umgang rnit biologischen Agenzien sowie den abzubauenden bzw. zu sanierenden Schadstoffen erfordert umfangreiche technische, organisatorische und personliche Schutzmaflnahmen, die in diesem Kapitel dargelegt werden [22-261.

2.3.1 Rechtliche Grundlagen Die Art der Sanierungstatigkeit selbst, das Schadstoffspektrum und die sanierungsunterstutzenden Medien sind jeweils auf ein spezielles Vorschriftenwerk gestutzt. So sind fur Aushub- und Umlagerungsarbeiten mit ihren konventionellen Gefahrdungen, wie z. B. dem Betrieb von Erdbaumaschinen, der Herstellung von Gruben und Graben und auch der Durchfiihrung von Abbrucharbeiten tatigkeits- und verfahrensbezogene Arbeitsschutzvorschriften heranzuziehen, zu denen die Unfallverhiitungsvorschrift Bauarbeiten (VBG 37), die Unfallverhutungsvorschrift Erdbaumaschinen (VBG 40) und weitere Regelwerke z5hlen. Auf diese nichtkontaminationsspezifischenRegelwerke sol1 hier nicht weiter eingegangen werden. Der Umgang mit Gefahrstoffen ist in erster Linie im Chemikaliengesetz rnit Gefahrstoffverordnung sowie den zugehorigen technischen Regeln fur Gefahrstoffe normiert. Da diese Regelungen nicht ohne weiteres auf Sanierungsarbeiten umzusetzen waren, wurden vor wenigen Jahren die Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen (ZH 1 / 183) beim FachausschuB Tiefbau des Hauptverbandes der gewerblichen Berufsgenossenschaften erarbeitet, die am 01.04. 1992 in Kraft getreten sind. In diesen Richtlinien sind alle wesentlichen Bestimmungen, die aus der Sicht des Arbeits- und Nachbarschaftsschutzes bei derartigen Arbeiten zu beriicksichtigen sind, enthalten. Soweit Regelungen zum Umgang mit Gefahrstoffen in anderen staatlichen Vorschriften, wie der Gefahrstoffverordnung oder dem berufsgenossenschaftlichen Vorschriften-

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SrrtiieririiRs~iclc,Utrter.cLic.hLitiji.s.sir~iii,,~i~,, Kic~litlitiietiLitid S i [ . i i ~ ~ ~ i i ~ , t i . s [ i . s i ~ ~ ~ ~ t ~ ~

wcrk, wie z. B. der Unfallverhutungsvorschrift Allgemeine Vorschriften, sowie in technischen Regelwerken (z. B. DIN-Normen, VDE-Bestimmungen) enthalten sind, wurden sie in den Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen zusammengefaBt dargestellt. Fur diejenigen Bereiche, fur die es noch keine Regelungen gab. wurden die erforderlichen sicherheitstechnischen Bestimmungen erarbeitet und dargestellt. Soweit erforderlich, wurden Bestimmungen aus EG-Richtlinien ubernommen. Es handelt sich somit bei den Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bercichen um eine zusammenfassende Darstellung des fur derartige Arbeiten zu berucksichtigenden umfassenden sicherheitstechnischen Regelwerks. In erster Linie beinhalten die Richtlinien Maanahmen des Arbeitsschutzes, die jedoch in Einzelfallen um Regelungen zutn Nachbarschaftsschutz und Umweltschutz ergiinzt sind. Die Richtlinien wenden sich an Unternehmer und deren Beschaftigte fur den Bereich der gewerblichen Wirtschaft sowie an Arbeitgeber und Arbeitnehmer des offentlichen Dienstes. Angesprochen wird jedoch nicht nur der Unternehmer, der immer Normadressat des bcrufsgenossenschaftlichen Vorschriftenwerkes ist, sondern auch dcr Auftraggeber, der z. B. als Eigentumer eines kontaminierten Bereiches oder als der zur Sanierung eines kontaminierten Bereiches Verpflichtete die Sanierungsarbeiten zu veranlassen hat. Eine vergleichhare Verpflichtung des Auftraggebers zur Planung und Umsetzung von ArbeitsschutzmaBnahmen findet sich in der Richtlinie 89/391 /EWG vom 12. Juni 1989 uber die Durchfuhrung von Malhahmen zur Verbesserung der Sicherheit und des Gcsundheitsschutzes der Arbeitnehmer bei der Arbeit. Die Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen sintl gcgliedert in einen Hauptteil mit vier Sinnabschnitten, niimlich die allgemeinen Bestimmungen, die Angaben zur Ermittlung von Gefahrstoffen zu den tiitigkeits- bzw. verfahrensbedingten Schutzmafinahmen sowie den organisatorischen und personlichen Schutzmahahmen, und funf Anhiinge, die als Arbeitshilfen dienen sollen. Die Richtlinien sind bei allen Arbeiten in kontaminierten, d. h. niit gesundheitsgefiihrdenden Stoffen belasteten Bereichen anzuwenden. Zu den Arbeiten im Sinne dieser Richtlinien zahlen nehen der Sicherung oder Sanierung kontaminicrtcr Bereiche auch Erkundungsarbeiten, die zur Ermittlung des Gefahrdungspotentials erforderlich sind. Kontaminierte Bereiche im Sinne der Richtlinien sind mit Gefahrstoffen belastete bauliche Anlagen, Gegenstiinde, Boden, Wasser und Luft. Weiterhin ziihlen zu den kontaminierten Bereichen die Anlagen und Einrichtungen zur Sanierung der kontaniinierten Medien. Eine wichtige Abgrenmng ergiht sich fur Arbeiten auf Deponien. Der Deponiebetrieb selbst ist i n den Sicherheitsregeln fur Deponien (GUV 17.4) geregelt, die im Oktober 1990 in Kraft getreten sind. Zum Deponiebetrieb gehiirt z. B. die Bewirtschaftung eines Kompostierungsbereiches auf der Deponie. Die Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen sind jedoch bereits anzuwenden. wenn eine Deponie, die sich noch im Betrieb befindet, in Teilbereichen saniert werden mu13. Zu derartigen Sanierungsarheiten zahlen z. B. die Reparatur von Sickerwasserfassungsanlagen, die nachtragliche Profilierung bereits cingelagerten Dcponicgutes und auch der nachtriigliche Einbau von Deponiegasfassungen. Arbeiten an Altablagerungen sind eindeutig dem Geltungsbereich der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen zuzuordnen.

Technischr SiLherllritsaspekte

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Nicht anzuwenden sind die Richtlinien fur -

Arbeiten in abwassertechnischen Anlagen Arbeiten in radioaktiv belasteten baulichen Anlagen und Bereichen Arbeiten mit gentechnisch veranderten Organismen im Sinne des Gentechnikgesetzes.

Fur diese Arbeiten bestehen eigene sicherheitstechnische Regelwerke, die an dieser Stelle nicht erlautert werden. Arbeiten in Bereichen, die mit biologischen Arbeitsstoffen kontaminiert sind, fallen ebenfalls nicht in den Anwendungsbereich der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen. Als Bereiche, die rnit biologischen Arbeitsstoffen kontaminiert sein konnen, werden die Umgebung von Leckstellen an Behaltern und Rohrleitungen oder Unfallstellen (Havariestellen) von Fahrzeugen benannt, bei denen die transportierten biologischen Arbeitsstoffe aus den Behaltern oder Leitungen ausgetreten sind. Fur die Durchfuhrung der mikrobiologischen Sanierungsverfahren sind die Bestimmungen des Abschnittes 13 der Richtlinien heranzuziehen, in dem zusatzliche sicherheitstechnische Anforderungen dargelegt sind, die sich insbesondere aus der Unfallverhutungsvorschrift Biotechnologie (VBG 102), dem Bundesseuchengesetz (BSeuchenG) und dem Tierseuchengesetz (TierSG) ergeben. In diesen Abschnitt sind auch die Bestimmungen der EG-Richtlinie 90/679/EWG (Schutz der Arbeitnehmer gegen Gefahrdungen durch biologische Arbeitsstoffe bei der Arbeit) eingeflossen. Mit der Neufassung der Unfallverhiitungsvorschrift Biotechnologie (VBG 102) als Unfallverhutungsvorschrift ,,Biologische Agenzien" werden sich noch einige Erganzungen und Anderungen zum Abschnitt 13 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen ergeben. Diese sind nach jetzigem Kenntnisstand jedoch nicht als grundlegend anzusehen.

2.3.2 Unfallgeschehen Ein fur biologische Sanierungsverfahren signifikantes Unfallgeschehen ist zur Zeit nicht bekannt. Neben den ublichen Arbeitsunfallen, verursacht durch den Geratebetrieb im Zusammenhang mit der Handhabung der Materialien am kontaminierten Standort oder auch an der externen Entsorgungsanlage, kommt es zu Arbeitsunfallen infolge des Kontaktes mit den Gefahrstoffen selbst. Neben dem gelegentlichen Auftreten von Hautschadigungen oder auch Atemwegsbeschwerden bis hin zum Unwohlsein als akute Gesundheitsbeschwerden sind Langzeiteffekte zur Zeit nicht belegt. Dies liegt zum einen an der jungen Geschichte der Altlastensanierung, zurn anderen an den relativ hohen sicherheitstechnischen Standards, die sich seit mehreren Jahren auf Baustellen zur Altlastensanierung durchgesetzt haben. Gleichwohl gilt es, auch Langzeiteffekten durch geeignete SchutzmaBnahrnen vorzubeugen. Dieses gilt besonders vor dem Hintergrund, daB noch keine gesicherten Erkenntnisse uber die Wirkung von Gefahrstoffgemischen auf den menschlichen Organismus vorliegen.

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Sunierungszide. Llritersuthuiig.sstniteg;~, Kic-htlinien und SiLlirlhaitsci.s~,rkrc.

Ein erhohtes Infektionsrisiko bei der Handhabung von schadstoffbelasteten Boden und den in diesen als Hintergrundbelastung vorhandenen Mikroorganismen wird zur Zeit nicht gesehen. Im Vergleich mit Arbeiten in der Landwirtschaft oder dem Gartenbau wird das Infektionsrisiko als gleichwertig angesehen.

2.3.3 Gefahrdungsermittlung Grundlage jeglicher sicherheitstechnischen Planung ist eine sorgfaltige Analyse der durchzufiihrenden Arbeiten in ihren einzelnen Verfahrensschritten sowie des vorhandenen Gefahrstoffspektrums. So wird im Abschnitt 8 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen die Erkundung, Ermittlung und Dokumentation der Gefahrstoffsituation vor Ort gefordert. Diese Erkundung ist durch den Bauherrn (Auftraggeber) vorzunehmen, wobei neben den Angaben zur Art der Stoffe, der Konzentration und des Aggregatzustands auch Angaben zum Brand- und Explosionsverhalten, zur Mobilitat und Toxizitat gemacht werden miissen. Bei der Gefahrstoffermittlung ist zu beachten, daB bei der Festlegung des Untersuchungsprogramms moglichst auch diejenigen Stoffe zu beriicksichtigen sind, die sich durch zu erwartende chemische Reaktionen der vermuteten Stoffe oder durch mikrobielle Aktivitat gebildet haben konnen. Bei der Anwendung mikrobiologischer Sanierungsverfahren hat der Unternehmer (Auftragnehmer) zu ermitteln, ob Beschaftigte im Zuge der durchzufiihrenden Tatigkeiten biologischen Arbeitsstoffen ausgesetzt sind oder ausgesetzt sein konnen. 1st dieses nicht auszuschliel3en, so hat er deren Gefahrdungspotential zu beurteilen. Da in der bereits zitierten EG-Richtlinie 90/679/EWG wie auch im vorliegenden Entwurf der UVV ,,Biologische Agenzien" zwischen dem beabsichtigten und unbeabsichtigten Umgang mit biologischen Agenzien untcrschieden wird und sich hieraus auch recht unterschiedliche Anforderungen an die umzusetzenden MaBnahmen zur Gefahrdungsabschatzung und die damit verbundenen SicherheitsmaRnahmen ergeben, werden diese Falle im folgenden naher betrachtet. Biologische Agenzien werden nach der 0.a. EG-Richtlinie in folgende vier Risikogruppen unterteilt: 1 . Biologische Agenzien der Gruppe 1 , bei denen es unwahrscheinlich ist, da13 sie beim Menschen eine Krankheit verursachen. 2. Biologische Agenzien der Gruppe 2, die eine Krankheit beim Menschen hervorrufen konnen und eine Gefahr fur Arbeitnehmer darstellen konnten; eine Verbreitung in der Bevolkerung ist unwahrscheinlich; eine wirksame Vorbeugung oder Behandlung ist normalerweise moglich.

3. Biologische Agenzien der Gruppe 3, die eine schwere Krankheit beim Menschen hervormfen und eine ernste Gefahr fur Arbeitnehmer darstellen konnen ; die Gefahr einer Verbreitung in der Bevolkerung kann bestehen, doch ist normalerweise eine wirksame Vorbeugung oder Behandlung miiglich.

Technische Sicherheitsuspekte

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4. Biologische Agenzien der Gruppe 4,die eine schwere Krankheit beim Menschen hervorrufen und eine ernste Gefahr fur Arbeitnehmer darstellen; die Gefahr einer Verbreitung in der Bevolkerung ist unter Umstanden grofi; normalenveise ist eine wirksame Vorbeugung oder Behandlung nicht moglich.

2.3.3.1 Beabsichtigter Umgang mit biologischen Agenzien Unter dem beabsichtigten Umgang rnit biologischen Agenzien wird der Fall verstanden, in dem das kontaminierte Medium zur Herbeifuhrung eines Sanierungserfolges mit speziellen, auf die Schadstoffe adaptierten, im Labor angereicherten Mikroorganismen angeimpft wird. Im Zuge der Anreicherung von autochthonen Bakterienpopulationen im Labor wird - das belegen bisherige Untersuchungen - nicht nur die fur den Abbau erforderliche Mikroflora vermehrt, sondern auch andere vorhandene Mikroorganismen, ungunstigstenfalls sogar mit einem hoheren Gefhrdungspotential. In der Literatur wird beschrieben, daB in einigen kommerziell vertriebenen Kulturen hohe Zahlen von pathogenen und fakultativ-pathogenen Bakterien nachgewiesen wurden. Auch in diesem Zusammenhang sind die Forderungen des Abschnittes 13.7 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen zu verstehen, darj seitens des zu bestellenden Beauftragten fur die biologische Sicherheit begleitende Kontrolluntersuchungen durchzufiihren sind, mittels derer gepruft werden soll, ob durch das mikrobiologische Sanierungsverfahren unenvunschte Abbauprodukte entstanden sind. Selbstverstandlich gilt dies auch fur die Vermehrung aus dem Labor angelieferter pathogener Bakterien. Zur Zeit wird deshalb unter den zustiindigen Arbeitsschutzexperten diskutiert, dafi fur Massenkulturen, die zur Behandlung kontaminierter Materialien eingesetzt werden, nur diejenigen der Risikogruppe 1 zu venvenden sind. Bei der Verwendung von Mischkulturen unter Einbeziehung der im Bodenmaterial vorhandenen Mikroorganismen, die in der Regel Organismen der Risikogruppe 2 enthalten, sollen diese moglichst im Gleichgewicht zu denen der Gruppe 1 stehen, um ein Gesundheitsgefahrdungspotential fur die Beschaftigten ausschlierjen zu konnen. Diese Forderung deckt sich auch mit den Anforderungen des 5 4 der Unfallverhutungsvorschrift Biotechnologie (VBG 102), in der zu den Verfahren gefordert wird, daB biologische Sicherheitsmarjnahmen den technischen Sicherheitsmafinahmen vorzuziehen sind. In diesem Zusammenhang ist auch die Forderung zu sehen, dafi adaptierte Mikroorganismen und Laboranreicherungen z. B. keine Enterobakteriazeen, Enterokokken und sulfitreduzierende anaerobe Sporenbildner enthalten durfen. Auch ubliche Krankheitserreger, wie Mitglieder der Gattungen Salmonella und Shigella sowie Pseudomonas aeruginosa sollten nicht in den Laboranreicherungen enthalten sein. Weiterhin wird gefordert, darj opportunistische Krankheitserreger wie Acinetobakterien oder Nocardia-Arten nicht als Laborkulturen oder zur Animpfung des Bodens verwendet werden, weil befurchtet wird, daB gesundheitsschadliche Infektionsdosen fur die Personen, die das Material handhaben mussen, gegeben sind. Gleichwohl bleibt festzustellen, da13 sofem diese in einem naturlichen Gemisch in der Mikroflora vorkommen, vergleichbar zu normalem, unbelastetem Boden. keine Gesundheitsrisiken zu erwarten sind.

Als unbeabsichtigter Umgang mit biologischen Agenzien wcrden diejenigen Fdle angesehen, bei denen das mikrobiologische Sanierungsverfahren auf der vorhandenen, vor On gegebenen Mikroflora aufbaut, indem z. B. zur Optimierung des Schadstoffabbaus die Milieu- und Wachstumsbedingungen durch Nahrsubstratzugabe, Sauerstoffzugabe. Einstellung des pH-Wertes usw. verbessert und optimiert werden, d. h. keine extern im Labor vorbereiteten Mikroorganismenkulturen zur Verbesserung und Beschleunigung dcr Abbauleistung zugefuhrt werden. Es handelt sich hierbei also um eine komplexe Mischung im Boden vorhandener und an die Standortbedingungen angepaljter Bakterienarten, die z. B. organische Substanzen abbauen und auch opportunistisch pathogene Vertreter der Risikogruppe 2 mil geringem Gefahrdungspotential fur den Menschen enthalten. Ublicherweise kommen im Boden biologische Agenzien der Gruppen 3 und 4 zumindest in Europa nicht vor und werden, sofern sie bei Bodenverunreinigungen dennoch existent sind, durch die Selbstreinigungskriifte des Bodens kurzfristig abgebaut. Untersuchungen zur Zusammensetzung der Bodenflora in kontaminierten Bereichen haben ergeben, dalj diese sich zumindest qualitativ nicht von der in unbelasteten Bereichen unterscheidet. Feststellbar ist jedoch, daB Bodenverunreinigungen dazu beitragen konnen, bestimmte Mikroorganismen in ihrem Wachstum zu hemmen, oder fur diese toxisch sind; andererseits konnen bestimmte Verunreinigungen auch zu einer starken Forderung des Wachstums anderer Mikroorganismengruppen beitragen. Selbstverstandlich ist auch hier zu unterstellen, dalj sich die vorhandene Bodenflora bereits an die Schadstoffbelastung angepaljt hat, bevor uberhaupt in den Boden zum Zwecke der Sanierung eingegriffen wird. Mehrere bisher durchgefuhrte Untersuchungen zur Zusammensetzung der Bodenflora vor Beginn einer Sanierungsmahahme, sanierungsbegleitend und im AbschluB der Sanierung, haben ergeben, dal3 sich die Zusammensetzung der bereits vorhandenen Bakterienpopulation durch die Sanierung selbst kaum verandert hat, wenn auch, wie eingangs dargestellt, durch Optimierung der Milieubedingungen ein Wachstum an Biomasse bis zu Lwei Zehnerpotenzen bewirkt wurde. Somit ist die SchlulJfolgerung zullssig, da13 beim unbeabsichtigten Umgang mit Mikroorganismen im Zuge der Sanierung eines kontaminierten Bodens kein erhohtes lnfektionsrisiko fur die Beschiiftigten im Vergleich zu ublichen Erdbauarbeiten in nicht oder gering belastetem Erdreich gegeben ist. Als Ausnahme gelten Standorte z. B. der Lederindustrie, bei der mit dem Vorhandensein von Milzbrandsporen zu rechnen ist, die ein erhohtes Gesundheitsrisiko darstellen. Derartige Falle sind im Sinne des Abschnittes 13.2 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen vorab seitens des Unternehmers in einer Risikobewertung L U untersuchen. Auf die sich aus der Risikodarstellung ableitenden Schutzmaljnahmen wird im folgenden eingegangen.

Technische Sic.herheitscisi,ekte

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2.3.4 Planung und Arbeitsvorbereitung Wie eingangs bereits dargelegt, sind bei der Planung und Umsetzung sicherheitstechnischer Mafinahmen Auftraggeber (Bauherren) und Auftragnehmer (Unternehmer) gleichermaljen gefordert. Im folgenden sollen deshalb die MaBnahmen zur Planung und Arbeitsvorbereitung in Pflichten des Auftraggebers und Pflichten des Auftragnehmers getrennt dargestellt werden. Selbstverstandlich gibt es hier auch Uberschneidungen der jeweiligen Bereiche, die an dieser Stelle jedoch nicht weiter diskutiert werden sollen.

2.3.4.1 Pflichten des Auftraggebers Auf der Grundlage der Erkenntnisse zum Gefihrdungspotential der Schadstoffe selbst und den gesundheitlichen Risiken, ausgehend von den angetroffenen bzw. einzusetzenden biologischen Agenzien sowie unter Berucksichtigung der in Betracht kommenden oder vorgesehenen Arbeitsverfahren hat der Bauherr (Auftraggeber) einen Arbeitsplan (Sicherheitsplan) vor Beginn einer jeden Bauarbeit oder auch Sanierungsarbeit in kontaminierten Bereichen zu erstellen. Sicherheitstechnische MaBnahmen werden somit zu einem Bestandteil der Ausfuhrungsplanung, wie es auch in der EG-Baukoordinierungsrichtlinie fur konventionelle Bauarbeiten vorgeschrieben ist. Im Sicherheitsplan werden die erforderlichen technischen, organisatorischen und personlichen SchutzmaBnahmen zum Schutze der Beschaftigten am Standort selbst sowie in der Nachbarschaft dargestellt. Der Sicherheitsplan sol1 fur alle Arbeiten am Standort verbindlich sein, mu13 jedoch im Zuge der Bearbeitung des Standortes dem jeweils neuen Kenntnisstand zur Gefahrstoffsituation angepaljt werden. Eine Anpassung kann z. B. in den Betriebsanweisungen erfolgen, die fur einzelne Arbeitsschritte erstellt werden, in denen die jeweils neuartigen Kenntnisse zur Gefahrstoffsituation oder zur veranderten Verfahrensweise bei der Bearbeitung des Standortes berucksichtigt werden. Die Aussagen des Sicherheitsplanes sollen Bestandteil der Ausschreibungsunterlagen werden. Eine weitere Bauherrenpflicht liegt i n der Bestellung eines Koordinators fur den Fall, dafi gleichzeitig mehrere Unternehmen mit Arbeiten am Standort beauftragt sind. Dem Koordinator kommt hierbei die Aufgabe zu, mogliche gegenseitige Gefiihrdungen der verschiedenen Unternehmungen zu vermeiden, fur eine luckenlose sicherheitstechnische Uberwachung der verschiedenen Arbeiten zu sorgen und die Bestimmungen des Sicherheitsplanes umzusetzen. Es hat sich dabei als sinnvoll erwiesen, daB dem Koordinator im Hinblick auf MaBnahmen der Arbeitssicherheit und des Gesundheitsschutzes Weisungsbefugnis gegenuber den Unternehmern und deren Beschaftigten eingeraumt wird. Die Praxis zeigt, dafi es sinnvoll ist, bereits zu Beginn einer komplexen Sicherungs- oder Sanierungsarbeit einen Koordinator zu bestellen, da nur so eine liickenlose sicherheitstechnische Begleitung der Maljnahme gewiihrleistet werden kann. Aufgaben und Eignung des Koordinators sind im Abschnitt 5.2 der ZH 1 I1 83 dargelegt. So werden neben Grundkenntnissen aus dem Bereich der Sicherheitstechnik besondere Kenntnisse und Fahigkeiten im Umgang mit Gefahrstoffen verlangt. Weiterhin werden bei biologischen Sanierungsverfahren ausreichende Kenntnisse zu den Verfahren selbst

30

Snnieruiigs,-iele, Uritersuc.hutigsstrutegie, Richtlinieri urid Sichrt-lieit.srrs~~c.X.te

sowie den anzuwendenden sicherheitstechnischen Regelwerken, wie sie in Abschnitt 2.3.1 dargestellt sind, erforderlich sein. Des weiteren hat der Bauherr bei der Vergabe von Auftragen fur Sanierungsarbeiten in kontaminierten Bereichen die fachliche Eignung und Qualifikation des sich um den Auftrag bewerbenden Unternehmers sicherzustellen. In der Praxis bedeutet das, da13 der Auftragnehmer seine fachliche Eignung fur die durchzufiihrenden Arbeiten nachzuweisen hat. Sie wird besonders in der Qualifikation des Personals gesehen, und zwar nicht nur in derjenigen des Bauleiters oder des ubrigen Fuhrungspersonals, sondern auch in der der Beschaftigten selbst. Gerade vor dem Hintergrund der Verabschiedung des Investitionserleichterungs-und Wohnbaulandgesetzes und der damit verbundenen Veranderungen des Abfallgesetzes, des BImschG sowie der 4. BImschV im Jahre 1993 und des daraus resultierenden genehmigungsfreien Betriebs von Sanierungsanlagen von weniger als zwolf Monaten Dauer wird eine sorgfaltige Priifung des Auftragnehmers erforderlich sein. In diesem Zusammenhang ist zu wiinschen, dafi sich moglichst schnell Cute- und Ubenvachungsgemeinschaften etablieren. Im Abschnitt 4 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen wird dem Auftraggeber nahegelegt, die fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen erforderlichen zusatzlichen sicherheitstechnischen MaSnahmen in getrennten Leistungspositionen des Leistungsverzeichnisses zu erfassen und auszuschreiben. Die praktische Erfahrung zeigt, daB besondere Maonahmen des Arbeits- und Emissionsschutzes einen starken EinfluB auf die Sanierungskosten haben. Die Bestimmungen der VOB reichen zur Zeit noch nicht aus, um eindeutige Aussagen iiber eine vertragliche Zuordnung von Arbeitsschutzmahahmen z. B. bei der biologischen Bodensanierung zu erhalten. Mit der Neufassung der DIN 18299 (ATV im Teil C der VOB, Ausgabe 1992) wurden jedoch wichtige kontaminationsbezogene Hinweise zum Aufstellen des Leistungsverzeichnisses gegeben. Standardisierte Leistungstexte, die auf die Besonderheiten des Arbeitsund Emissionsschutzes abgestimmt sind, existieren zur Zeit nicht. Eine Arbeitshilfe fur die Ausschreibung sicherheitstechnischer Maonahmen geben jedoch Musterleistungstexte, die beim Fachausschufi Tiefbau, Am Knie 6, 81 241 Munchen, zu beziehen sind. Obwohl nicht explizit als Bauherrenpflicht ausgewiesen, zeigt die praktische Erfahrung, daB bereits im Planungsstadium einer Sanierungsmahahme Fachleute aus der Arbeitsmedizin zu beteiligen sind. So konnen wichtige Anforderungen aus der Arbeitsmedizin rechtzeitig beriicksichtigt werden und ggf. uberflussige Risikodiskussionen abgekurzt werden. Die Ergebnisse des mit den Arbeitsmedizinern abzustimmenden medizinischen Untersuchungsprogramms fur die Beschaftigten am Standort sind selbstverstandlich in den Sicherheitsplan einzuarbeiten und im Zuge der Ausschreibung den potentiellen Bewerbern bekannt zu machen.

2.3.4.2 Pflichten des Auftragnehmers Das sicherheitstechnische Regelwerk hat als ersten Normadressaten den Unternehmer. Diesem kommt die alleinige Verantwortung fur den Arbeitsschutz seiner Beschaftigten zu, unabhangig davon, welche Pff ichten der Gesetzgeber dem Auftraggeber auferlegt. So ist der Unternehmer grundsatzlich verpflichtet, das Gefahrdungspotential, dem seine Arbeitnehmer ausgesetzt sind oder ausgesetzt sein konnen, zu ermitteln. In diesem

Technische Sicherheitsnspekte

31

Zusammenhang sei auf die Bestimmungen des $45 der Unfallverhiitungsvorschrift Allgemeine Vorschriften, den 0 16 der Gefahrstoffverordnung und die Abschnitte 8.4 und 13.2 der Richtlinien fur Arbeiten in kontaminierten Bereichen verwiesen. Weitere Verpflichtungen ergeben sich aus der Unfallverhutungsvorschrift Biotechnologie. Zur Planung und Arbeitsvorbereitung seitens des Auftragnehmers zahlt im wesentlichen die rechtzeitige Qualifizierung der Beschaftigten. Diese beschrankt sich nicht nur auf den Umgang mit Gefahrstoffen und biologischen Agenzien, sondern auch auf die Handhabung ggf. erforderlicher besonderer personlicher Schutzausriistung wie auch besonderer einzusetzender Geratschaften. Eine kontinuierliche arbeitsmedizinische Uberwachung der Beschaftigten unabhangig von Einzelbaumahahmen in enger Zusammenarbeit mit den zustandigen Arbeitsmedizinern z h l t ebenfalls zu diesen vorbereitenden Mafinahmen. Weiterhin ist seitens des Unternehmers ein Beauftragter fur die biologische Sicherheit schriftlich zu bestellen. Diese Fachkraft mufi die erforderlichen Kenntnisse und Erfahrungen in sicherheitsrelevanten Fragen beim Umgang mit biologischen Agenzien besitzen und selbstverstandlich auch uber die erforderlichen Gefahrstoffkenntnisse und Kenntnisse des sicherheitstechnischen Regelwerks verfugen. Es ist wiinschenswert, auch einen Vertreterdieser Fachkraft gleichermaBen auszubilden (s. auch Abschnitt 13.6 der ZH 1 / 183). Eine weitere Verpflichtung des Auftragnehmers liegt in der Meldung der geplanten Bauarbeit/Sanierungsarbeit an den fur ihn zustandigen Unfallversicherungstrager. In dieser Meldung hat der Untemehmer die geplanten sicherheitstechnischen Mafinahmen zur Gefahrenabwehr vorab darzustellen. Ein rechtzeitiger Kontakt zu den fur den Arbeitsschutz zustandigen Behorden hat sich dabei in der Praxis als sehr sinnvoll und nutzlich erwiesen. Sowohl fur Auftraggeber als auch fur Auftragnehmer gilt der Hinweis auf die Durchfuhrung einer aktiven Offentlichkeitsarbeit. So wird es fur auBenstehende, an der MaSnahme nicht beteiligte Personen unverstandlich sein, wenn Sanierungsarbeiter in Schutzkleidung am Standort arbeiten, fur sie selbst jedoch kein Gefahrenpotential gesehen wird. Dies gilt besonders fur den Fall, dafi die zu sanierende Flache in unmittelbarer Nahe von Verkehrsflachen, Wohnbebauung oder gewerblicher Nutzung liegt.

2.3.5 Baustelleneinrichtung 2.3.5.1 Zonierung der Baustelle Jeder zu sanierende Bereich erfordert die Einrichtung von Schutzzonen, die aus mehreren Griinden notwendig sind: -

Verhinderung der Verschleppung von Gefahrstoffen in die Umgebung der Sanierungsbaustelle Gewiihrleistung der Kontrollierbarkeit der Baustelle

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Strriii,~iiii,~,s-it,lc, Utitc~nvtichiirig.s.str.rrtrgir.Richrliriicri rriicl Sii./ii’i./ir~it.sii.si)Pk/i,

- Verhinderung des Kontaktes von Drittcn, d. h. nicht an der BaumaBnahine Beteiligten

mit Gefahrstoffen - Trennung von Arbeitsbereichen unterschiedlichen Gefalhrdungspotentials, Differen-

zierung der SchutzmaBnahrnen. Dabei sind grundsltzlich drei Arbeitszonen innerhalb der Haustelle zu unterscheiden (s. Abb. 2-1):

I II

Belasteter Bereich (schwarz), Reinigungsbereich/Dekontaminationsbereich(grau), 111 Unterstutzungsbereich (weiB) Der belastete Bereich I umfaBt den Kontaminationsherd und darf nur unter besonderen Schutzvorkehrungen betreten werden. Er ist einzuzaunen und mit einer zentralen Personen- und Materialschleuse zu vcrsehen, iiber die ein kontrollierter Zugang zum Dekontaminationsbereich I1 erfolgt. Im Dekontaminationsbereich I1 werden alle Einrichtungen bereitgehalten, die zur Reinigung von Geraten und Personal erforderlich sind. Weiterhin werden hier alle Ausrustungsgegenstande zwischengelagert, die regelmagig im belasteten Bereich benotigt werden. Zwischen dem Dekontaminations- und dem Unterstutzungsbereich 111 muB ebenfalls eine Barriere eingerichtet werden, in die wiederum ein zentraler Zugang zum Unterstutzungsbereich einzugliedern ist. Der Unterstutzungsbereich I11 gilt als sauberer, unbelastcter Bereich, in dem die Bauleitung. die Bauuberwachung und sonstige Baustelleneinrichtungen wie Werkstiiti

L/--. Offentliche Verkehrswege

111

I

P

I Dekontamina-

tionsschleuse (Fahizeuge usw.)

0

.I .0I

Dekontamina

tionsschleuse (Personen)

0 1

1

0 0 0 0 0 0 0 0 0 0

L _ _ _ _ _ _ _ _ - 0

I _I

Einzaunung (permanent) Eizaunung (ternporar) I Kontaminationsherd (schwarz) II Reinigungsbereich (grau) 111 Unterstutzungsbereich (weil3)

Abb. 2-1. Schtrmoncneinteilunp einer Bau\telle.

Technische Sic,hrrhritw.sprkte

33

ten, Parkplatze usw. untergebracht sind. Er ist Verbindungszone zum Umfeld der Baustelle, in der keine besonderen SchutzmaBnahmen erforderlich sind. Der Unterstutzungsbereich sollte grundsatzlich unter Beriicksichtigung der allgemein vorherrschenden Windrichtung an der dieser Windrichtung zugewandten Seite angeordnet sein, damit Gefahrdungen durch Windemissionen aus dem belasteten Bereich weitestgehend ausgeschlossen werden kiinnen. Diese Forderung muB die ortlichen Platzverhaltnisse sowie die Lage vorhandener Infrastrukturen beriicksichtigen. Die Dreiteilung der Arbeitszonen mit entsprechenden Zugangskontrollen bietet den zuverlassigsten Schutz gegen die Verfrachtung von Gefahrstoffen in unbelastete Bereiche, mu8jedoch nicht als ausschlieBliche und einzige Moglichkeit der Baustellenteilung angesehen werden. So ist es durchaus moglich, bei geringen Gefahrstoffbelastungen den belasteten Bereich und den Dekontaminationsbereich zusammenzufassen. In diesem Fall wurden die zur Reinigung der Gerate und des Personals erforderlichen Einrichtungen im Randbereich des eigentlichen Kontaminationszentrums innerhalb der Einzaunung dieses Bereiches angeordnet. Die Erfahrungen zeigen, darj es immer sinnvoll ist, das gesamte Baustellengelande einschlieBlichder erforderlichen Infrastruktur (Bereiche 1-1 11) mit einer permanenten Absperrung (Einzaunung) abzusichern. Innerhalb dieser auBeren Umzaunung kann z. B. mit temporaren Absperrmahahmen flexibel auf die jeweils in Arbeit befindlichen Bereiche eingegangen bzw. die beschriebene Zonendreiteilung nachvollzogen werden. Die Abmessungen der zu emchtenden Schutzzonen werden u. a. durch folgende EinfluBfaktoren mal3geblich bestimmt : -

-

Ausdehnung des kontaminierten Bereiches Brand- und Explosionsverhalten der angetroffenen oder zu vermutenden Gefahrstoffe Toxizitat (akut) und Mobilitat der Gefahrstoffe Art des Sanierungsverfahrens Topographie der Baustelle vorherrschende klimatische Verhaltnisse Nachbarschaft der Baustelle (Wohngebiete, Industriegebiete, Verkehrswege) erforderliche Dekontaminationsmahahmen vorhandene Infrastruktureinrichtungen wie Verkehrswege usw.

Zur Uberpriifung der Wirksamkeit der festgelegten Schutzzonen, d. h. zur Kontrolle, ob Gefahrstoffverschleppungen wirkungsvoll verhindert werden, empfiehlt sich ein begleitendes, mefitechnisches Uberwachungsprogramm mit paralleler Probennahme und ausfuhrlicher Protokollierung. Dieses MeBprogramm dient lediglich dazu zu belegen, darj keine schadlichen Emissionen in das Umfeld der Baustelle erfolgen. Diskontinuierliche MeBprogramme haben sich fur diesen Zweck als ausreichend erwiesen.

2.3.5.2 Schwarz-WeiB-Anlage Grundsatzlich ist aus Hygienegriinden fur alle Arbeiten in kontaminierten Bereichen die Einrichtung eines Schwarz-WeiB-Bereiches als Personenschleuse zu fordern (s. Abb. 2-2). Dabei ist zu beachten, darj die Umkleide-, Aufenthalts- und Waschbe-

von ca. acht

reiche direkt miteinander verbunden sind und die Gesamtabmessung der Anlage auf die maximal auf der Baustelle vorgesehene Beschaftigtenzahl abgestimmt ist. Raumklima, Wasserversorgung und Ausstattung sind moglichst angenehm zu gestalten, damit diese Einrichtungen von den Beschaftigten auch angenommen werden. Die GriiBe, Ausstattung und Beschaffenheit hangt von einer Vielzahl von Faktoren ab und mu13 im Einzelfall betrachtet werden. Zu diesen Faktoren zahlen: beabsichtigte Dauer der Tatigkeit Anzahl der standig auf der Baustelle gleichzeitig beschaftigten Personen Art der durchzufuhrenden Tatigkeit Gefahrenpotential der Schadstoffe sowie Risikogruppeneinstufung (biologische Agenzien) baubetriebliche Randbedingungen infrastrukturelle Miiglichkeiten des Standortes selbst. Dabei ist von dem Grundsatz auszugehen, daB folgende Ausrustungen immer benotigt werden : -

Umkleideraum Trocknungs-I Aufbewahrungsraum fur benutzte Schutzkleidung

Technische Sicherheitsaspekte

35

- Waschgelegenheit - Toilette. Bei Bedarf und in Abhangigkeit von den oben aufgefuhrten Randbedingungen ist folgende Erganzung vorzunehmen :

- Duschen - Stiefelreinigungsanlage -

-

-

Aufenthaltsraum Sanitatsraume Wetterstation Materialcontainer Stiefelumsteigereinrichtungen Stiefelaufbewahrungslusten Absaugeinrichtungen zur Dekontamination von aus dem Schwarz-Bereich kommenden Personen Flussigreinigungseinrichtungen zur Reinigung im Schwarz-Bereich benutzter Mehrweganziige Desinfektionsbader fur Atemschutzgerate usw.

2.3.5.3 Dekontamination von Geraten und Fahrzeugen Gerate und Fahrzeuge, die in kontaminierten Bereichen eingesetzt wurden, sind vor dem Abtransport von der Baustelle, vor Reparatur- und Wartungsarbeiten sowie vor dem Wechsel aus dem schwarzen in den unbelasteten weil3en Bereich einer Reinigung zu unterziehen. Zur Durchfuhrung derartiger Reinigungsarbeiten mussen geeignete Dekontaminationseinrichtungen vorhanden sein, wie sie im folgenden aufgezahlt sind :

- Fahrzeug- und/oder Reifenwaschanlage - befestigter, ggf. eingehauster Waschplatz mit Abscheideeinrichtung fur belastete -

Reinigungsflussigkeiten zur Reinigung von Fahrzeugen und Geraten Behalter zum Auffangen, Sammeln und Abtransportieren gefahrstoffbelasteter Stoffe, Flussigkeiten oder Gegenstande.

Wie eingangs dargelegt, sind Art und Umfang der vorzusehenden Dekontaminationseinrichtungen sehr stark von den durchzufuhrenden Tatigkeiten bestimmt. Findet z. B. ein intensiver Materialtransfer von der Baustelle in entfernt gelegene Behandlungsanlagen statt, so ist darauf zu achten, dal3 die das Baufeld verlassenden Baufahrzeuge kein Material in die unbelastete Umgebung verschleppen. Findet der Materialtransfer eher in umgekehrter Richtung, d. h. zur Baustelle statt, so ist zu uberlegen, ob an der Schnittstelle zwischen unbelastetem und belastetem Bereich nicht eine Materialubergabestation errichtet wird, damit die Fahrzeuge nicht erst das kontaminierte Baufeld befahren mussen. Erfolgt ein Materialtransport nur innerhalb der Baustelle, genugt die Einrichtung eines Waschplatzes, auf dem die Fahrzeuge und Gerate mittels Flussigkeitsstrahlern gereinigt werden konnen. Nur in seltenen Fallen wird es erforderlich sein, den Waschplatz oder die Fahrzeugreinigungsanlage in eine Halle zu verlegen bzw. mit einer Einhausung zu versehen.

36

Sanirrirri~.~;ir/r. Urz~er..~irc~Jiirri~.s.sfr~rtr~~ir, Kichtlirrieri ~irzdSic,/ic,r./ieit.\tr.s/,eX.fr

Andererseits mussen eventuelle Abwasserreinigungseinrichtungen auch auf den zusatzlichen Anfall von Niederschlagswasser ausgelegt werden, der unter Umstanden ein Vielfaches des kontaminierten Waschwassers ausmachen kann, wenn keine Uberdachung vorhanden ist. Auch hier hat eine sorgfsjltige Priifung des Einzelfalles zu erfolgen. Die Erfahrung zeigt, daB Waschplatze in der Regel zu klein ausgelegt werden und nicht der GroBe der Gerate und dem erforderlichen Arbeitsfeld fur das Reinigungspersonal angepaBt sind. Auch hier sollte man vorab sehr sorgfaltig die durchzufuhrenden Verfahrensschritte mit den dazu erforderlichen Gerlten analysieren. Bei Mafinahmen kurzer Dauer, bei denen die Einrichtung eines Fahrzeugwaschplatzes vor Ort unangemessen und unwirtschaftlich ware, kann die Fahrzeug- und Geratedekontamination auch auf geeigneten Flachen aul3erhalb der Baustelle, z. B. einem mit den notwendigen Abscheideeinrichtungen ausgestatteten Waschplatz auf einem Betriebshof erfolgen. Es sollte immer darauf bestanden werden, einen Nachweis uber die durchgefuhrte Dekontamination von Fahrzeugen und Geraten zu bekommen.

2.3.6 SchutzmaBnahmen Bei allen Mafinahmen hinsichtlich des Arbeits- und Nachbarschaftsschutzes sind die Grundsatze anzuwenden, dalj

I . biotechnische Verfahren zur Nutzung biologischer Agenzien so auszuwahlen oder fortzuentwickeln sind, daB der Einsatz biologischer Agenzien mit hoherem Gefahrdungspotential auf die Falle beschrankt wird, in denen ein Einsatz durch biologische Agenzien rnit niedrigem Gefahrdungspotential im Sinne einer biologischen Sicherheitsmaljnahme nach dem Stand der Technik nicht moglich ist; 2. Sanierungsverfahren angewendet werden, die moglichst geringe Schadstofffreisetzungen erwarten lassen bzw. diese ausschlieDen ; 3. mittels technischer Mafinahmen sichergestellt wird, da13 Schadstoffe nach Moglichkeit nicht freiwerden konnen; 4. mittels organisatorischer Mafinahmen sichergestellt wird, daB Beschaftigte durch moglicherweise freigesetzte Gefahrstoffe und biologische Agenzien nicht gefahrdet werden konnen und 5. mittels personlicher Schutzausrustungen die bei dem Umgang mit Gefahrstoffen und biologischen Agenzien beteiligten Beschiiftigten zuverlassig geschutzt werden. Die SchutzmaBnahmen sind in der Rangfolge ihrer numerischen Aufz5hlung anzuwenden. Mit der konsequenten Einhaltung notwendiger HygienemaMnahmen ist der wichtigste Schritt zur Verhinderung einer unbeabsichtigten Gefahrstoffaufnahme bereits getan. Wie eingangs zum Gefahrdungspotential dargelegt, konnen Schadstoffe in Form biologischer Agenzien vor allem uber den Luftpfad aufgenommen werden, d. h. Staub- und Aerosolbildungen sind unbedingt zu vermeiden. Die zu treffenden SchutzmaBnahmen sind demnach auf diese Ausbreitungspfadc xu richten. Mikrobiologische Sanierungs-

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Isolierungs- und Anreicherungsmethodvn

87

4.3.3 Chlorphenole abbauende Mikroorganismen Der mikrobielle Abbau von chlorierten Phenolen wird stark von Grad und Position der Chlorsubstituierung beeinflufit. Mono-, Di- und Trichlorphenole werden in Boden unter aeroben Bedingungen abgebaut. Die Degradationsraten sind jedoch unterschiedlich. Verbindungen mit hoherem Chlorierungsgrad (z. B. Pentachlorphenol) sind in der Umwelt sehr persistent. Sie werden anaerob dechloriert. Fur den Abbau von Chlorphenolen sind folgende mikrobielle Leistungen von Bedeutung : vollstandige Mineralisierung durch Nutzung der Verbindungen als Wachstumssubstrat durch Rein- oder Mischkulturen - cometabolischer Abbau, d. h. die Umwandlung eines nicht fur das Wachstum nutzbaren Substrates (z. B. Chlorphenole) in Gegenwart einer venvertbaren Kohlenstoffund Energiequelle [ 1 I 1 ] - Oxidation durch unspezifische, extrazellulare Phenoloxidasen, die zu einer Metabolisierung der Verbindung unter Dehalogenierung und /oder zu ihrer Polymerisierung fuhren kann. Insbesondere Pilze besitzen ein hohes Potential zur Bildung von extrazelluliiren Phenoloxidasen und Peroxidasen. -

Am Beispiel von 4-Chlorphenol, das als Modellsubstanz fur chloraromatische Verbindungen phenolischer Struktur dient, wird die Methodik der Anreicherung und Isolierung von Bakterien und Pilzen im folgenden dargestellt. Mikroorganismen konnen aus Boden (entsprechender Industriealtstandorte, Deponien), Sedimenten bzw. Kliirschlamm isoliert werden. Aufgrund der Toxizitat der chlorierten Substrate sollte eine Anreicherung mit niedrigen Substratkonzentrationen beginnen und die Konzentration nach Adaptation der Mikroorganismen schrittweise erhoht werden.

1. Nahrmedien und Chemikalien 1.1. 4-Chlorphenol-Mineralsalz-Medium Na2HP0,. 12 H 2 0 KH2P04 NH,NO, CaCI, . 6 H 2 0 MgSO,. 7 H20 FeS04. 7 H 2 0 MnS04. 4 H 2 0 Spurenelementelosung dest. Wasser pH auf 7 3 einstellen Spurenelementelosung : H3B03 CUSO,. 5 H2O

102 g

0,7 g I,O g 02g 02g 0,002 g 0,001 g 1,0 mi 1000 ml

88

Biolo~isclic~v Abhritr

KJ MnSO, ' 4 H,O ZnSO, ' 7 H,O Na,MoO,. 2 H,0 dest. Wasser

~ v t orgcctiiscfreiz i Utti~~~~lti~i~~ttii~~cli~ii

0.1 g 0,4 g 0,4 g 0.2 g 1000 ml

Bestandteile des Mediums separat losen, Losungen vereinigen und auf 1000 ml auffullen. Zu je 50 ml in Erlenmeyerkolben abfullen. 0,25 ml der 4-ChlorphenolStammliisung zufugen (entspricht einer Konzentration von 25 mg/l) und bei 12 1 "C IS min autoklavieren. Fur verfestigte Medien pro Liter Nlhrlosung 15 g Agar zugeben. Nach dem Autoklavieren wird die Losung im Wasserbad auf 50 bis 60 "C abgekuhlt und zu je 25-30 ml in sterile Petrischalen gegossen. Zur Entfernung des Kondenswassers von der Agarobertlache die Platten einige Tage bei Zimmertemperatur aufbewahren. Fur Schriigagarrohrchen ca. 5 ml Agarmedium in Kulturrohrchen gieljen, mit Wattestopfen verschlieoen und autoklavieren. Die noch heil3en Rohrchen schrag legen und Agar erstarren lassen. Zur Beseitigung von Kondenswasser Rohrchen einige Stunden auf den .,Kopf' stellen.

I .2. Czapek-Dox-Medium, modifiziert nach [ 1121 NaN03 Na2HP0, MgSO., . 7 H2O KCI FeSO, . 7 H,O Hefeextrakt Glucose dest. Wasser

pH auf 5-5 einstellen. Bestandteile des Mediums scparat losen, Liisungen vereinigen und auf 1000 ml auffullen. Zu 50 ml in Erlenmeyerkolben abfiillen mit Wattestopfen verschlieflen, 0,s ml 4-Chlorphenol-Stammlosung zugeben und bei 121 "C 15 min autoklavieren.

I .3. Bodenextrakt-Agar, nach [ 1 121 Kompos terde Chloramphenicol Streptomycinsulfat Penicillin G Agar dest. Wasser

1000 g 10 mg 10 mg 20 mg IS g 1000 ml

Komposterde und Wasser einige Minuten aufruhren, Bodensuspension sedimentieren lassen, Uberstand abgieljen, davon 3 ma1 300 ml abnehmen und jeweils 5 g Agar zufugen, bei 121 "C I Stunde autoklavieren. Nach Abkuhlung auf 50 bis 60 "C die 4-Chlorphenol-Stammlosung in folgenden Volumina zufugen: 1 ml, 3 ml und 6 in1 (entspricht Konzentrationen von ca. 17, 50 und 100 mg/l), die sterilen AntibiotikaLosungen untermischen und zu 25 bis 30 ml in sterile Petrischalen gieBen.

Isolierungs- und Anrei~herung.~methoden

89

1.4. Malzextraktagar Handelsublichen Malzextraktagar bereiten, heiB zu 5 ml in Kulturrohrchen abfullen, diese autoklavieren und in schrager Lage erkalten lassen

1.5. Malzextrakt-4-Chlorphenolagar Zu 1000 ml flussigem Malzextraktagar 8 ml 4-Chlorphenol-Stammlosung zupipettieren, untermischen und zu 25 bis 30 ml in sterile Petrischalen gieBen 1.6. 4-Chlorphenol-Stamml6sung: 250 mg 4-Chlorphenol in 50 ml dest. Wasser losen 1.7. Kochsalzlosung (0.9%):9 g NaCl zu 1000 ml destilliertem Wasser geben, losen, in geeignete Gef'dBe abfiillen und autoklavieren

2. Gerate und Materialien 2. I . HPLC-System rnit isokratischer Pumpe, UV/VIS-Detektor und RP 18-Saule 2.2. Mikroskop

2.3. Photometer rnit Kuvetten ( I cm Schichtdicke) 2.4. Brutschrank 2.5. Schuttelmaschine, Erlenmeyerkolben (50-500 ml) rnit Wattestopfen, 2000 ml-Erlenmeyerkol ben 2.6. sterile Kulturrohrchen

2.7. Glaspipetten ( 5 und 10 ml) 2.8. Kolbenhubpipette mit sterilen Spitzen 2.9. sterile Petrischalen (9 cm Durchmesser) 2.10. Impfose und Impflanzette

3. Anreicherung Bodenproben (ca. 10 g) rnit 50 ml Wasser in einem 500 ml-Erlenmeyerkolben 30 min schutteln. Nach Sedimentation der Feststoffe jeweils 5 ml des Uberstandes abpipettieren und in Erlenmeyerkolben (moglichst mit Schikanen) mit 50 ml Nahrlosung ubertragen. Auf Schiittelmaschinen bei Temperaturen zwischen 20 und 28 "C bebriiten, bis durch das Mikrobenwachstum eine Triibung des Mediums feststellbar ist. Aus gewachsenen Kulturen 3 ml Bakteriensuspension abnehmen, in frisches Medium ubertragen und erneut bis zur Triibung der Nahrlosung inkubieren. Diesen Vorgang zweimal wiederholen und dabei die Konzentration von 4-Chlorphenol auf 50 mg/l erhohen. Durch Mikroskopie bei 1000facher VergroBerung sind der Anreicherungseffekt und die Zusammensetzung der Mikrobenkultur nach jeder Passage zu kontrollieren. Ab der zweiten Anreicherungskultur ist die Konzentration von 4-Chlorphenol zu Beginn und am Ende der Kultivierung zu bestimmen. Zur Isolierung von abbauaktiven Mikroorga-

nismen sollen Anreicherungen verwendet werden, die Wachstuni und eine moglichst vollstandige Eliminierung von 4-Chlorphenol zeigen. 4. Isolierung

Mit der Impfose je 1 Tropfen Bakteriensuspension aus dem Kolben entnehmen und einen Verdunnungsausstrich auf 4-Chlorphenol-Mineralsalzagarplattendurchfuhren. Die Inkubation der Platten bei 20-28 "C erfolgt bis zur Entwicklung von Kolonien. Von einer vereinzelt liegenden Bakterienkolonie mit der Impfose Material entnehmen, ausstreichen und erneut bebruten. Vorgang so lange wiederholen, bis sowohl auf der Agarplatte als auch im mikroskopischen Bild nur noch einheitliche Formen vorliegen. Da in Agar oder fertigen Medien fast immer Spuren von Nahrstoffen enthalten sind, die z. B. Mikroorganismen der Luft zum Wachstum dienen, sollten parallel zu den 4-Chlorphenolplatten Kontrollen ohne Substrat mitgefuhrt werden, um eine unspezifische Entwicklung von Bakterien ausschlieBen zu konnen. Isolierung abbauaktiver Pilze: Da Pilze Chlorphenole nicht als alleinige C- und Energiequelle nutzen konnen, mu8 dem Isolierungsmedium ein Wachstumssubstrat zugesetzt werden (Bodenextrakt, Malzextrakt), aul3erdem sollte die Entwicklung von Bakterien durch den Zusatz von Antibiotika unterdruckt werden. Auf Bodenextraktagarplatten mit steigenden Konzentrationen von 4-Chlorphenol werden einige Krumel der Bodenprobe aufgestreut. Die Platten werden bei 24 "C in einem Becherglas uber wassergetrankten Zellstoff inkubiert und taglich auf das Auswachsen von Mycelien kontrolliert. Aus dem Randbereich von gut entwickelten Mycelien mit der Impflanzette Agarblocke entnehmen und auf Malzextraktagar mit Antibiotika- und 4-Chlorphenolzusatz ubertragen. Stammhaltung: Fur Mischkulturen empfiehlt sich die Stammhaltung in Flussigkulturen unter Verwendung eines Selektivmediums. Reinkulturen konnen als Schragagarkonserven rnit einem Medium aufbewahrt werden, das 4-Chlorphenol als einzige C-und Energiequelle enthalt. Die Stammhaltung ist auf einem Vollmedium wie Nahragar 1 moglich. Es ist jedoch zu uberprufen, ob das Degradationspotential des Stammes nach Passagen auf Vollmedium erhalten bleibt. Die Stammhaltung von Piken erfolgt auf Malzextraktagar.

5. Nachweis des Abbaus Von bewachsenen Kulturen wird rnit je 5 ml steriler Kochsalzlosung Bakterienmaterial abgeschwemmt und in ein steriles Kulturrohrchen iibertragen. Das Rohrchen einige Minuten schutteln, die optische Dichte bei 540 nm gegen Wasser messen und gegebenenfalls durch Verdunnung auf 1 ,0 einstellen. Einen Erlenineyerkolben rnit 50 ml 4-Chlorphenol-Mineralsalzmediumrnit 2-3 ml Bakteriensuspension beimpfen und bei 28 "C schutteln. Zu Versuchsbeginn und im Abstand von einigen Stunden sind Proben (ca. 2 ml) zu entnehmen. Das Bakterienwachstum ist uber die Messung der optischen Dichte bei 540 nm gegcn dest. Wasser zu messen. Die Konzentrationsbestimmung von 4-Chlorphenol erfolgt mittels HPLC (UV-Detektion bei 280 nm), gaschromatographisch (mit Flammenionisationsdetektor) oder photometrisch rnit 4-Aminoantipyrin [ 1 131. Kontrollen init hitzeinaktivierten Bakterien sind mitzufuhren. Abbauexperimente rnit Pilzen werden nach dem gleichen

Isolierungs- und Anreicherungsmethoden

91

Schema unter Verwendung von Czapek-Dox-Medium durchgefuhrt. Als Impfmaterial dienen Sporensuspensionen oder Mycelstanzstucke einer Malzextraktagarkultur. Das Wachstum der Pilze ist mittels Myceltrockenmasse zu bestimmen. Messung der Substratabnahme: isokratisches HPLC-System mit UV/VIS-Detektor (MeBwellenlange: 280 nm), RP 18-Saule (1 25 x 4 mm, KorngroBe 5 pm), mobile Phase: 30 mM Ammoniumacetat : Acetonitril : Methanol /56:3: 10, [114], FluBrate 1 ml/min. Wird in Kulturen die Abnahme von 4-Chlorphenol festgestellt, mussen sich weitere Experimente zur Charakterisierung der mikrobiellen Degradationprozesse anschlieBen. Es mu8 geklart werden, ob 4-Chlorphenol vollstandig abgebaut wird oder ob sich Metaboliten akkumulieren, die unter Umstiinden das Wachstum der Kultur hemmen. Wird 4-Chlorphenol assimiliert, d. h. vollstandig abgebaut, so ist die Substratabnahme mit einer aquimolaren Freisetzung von Chloridionen in das Medium verbunden (Chloridbilanz). Bei der Degradation von Chlorphenolen durch Pilze sind intrazelluliire und/oder extrazellulare Abbauwege moglich. Neben der vollstiindigen Oxidation der Chlorphenole ist die Bildung von Polymerisationsprodukten von Bedeutung.

4.3.4 PAK abbauende Bakterien Aromatische Kohlenwasserstoffe fallen in vielfaltiger Form in der Natur und Industrie an. Die meisten dieser Substanzen entstehen durch Pyrolyse organischer Materialien. Sie binden an kleinste Luftpartikel, werden uber sehr weite Strecken uber den Luftweg verbreitet und reichern sich in Boden oder Sedimenten an. Erste Studien uber die Verteilung polycyclischer aromatischer Kohlenwasserstoffe (PAK) in der Umwelt gehen auf das Jahr 1947 zuriick. KERNwies das Vorhandensein von Chrysen im Boden nach 1451. Bis in die Mitte der 60er Jahre wurden weitere 15-20 unsubstituierte Aromaten in der Umwelt nachgewiesen. Die Entwicklung neuer analytischer Methoden (HPLC ; Gaschromatographie/Massenspektrometrie) sowie neuer Extraktionsmethoden brachte die Erkenntnis, daB in einer einzigen Bodenprobe uber tausend aromatische Verbindungen vorkommen konnen. Da einige dieser Substanzen hoch toxisch bzw. mutagen sind und die Mehrzahl dieser Verbindungen in der Natur nur sehr langsam abgebaut werden, ist man seit einigen Jahren auf der Suche nach geeigneten Verfahren zur Dekontamination belasteter Boden, Sedimente und Gewbser (physikalisch/thermische oder biologische Verfahren). Biologische Verfahren befinden sich bis zum heutigen Zeitpunkt noch im PilotmaBstab bzw. im Forschungsstadium. Grundvoraussetzung fur die biologische Behandlung von Boden sind hoch aktive Mikroorganismen, welche die Xenobiotika mineralisieren oder irreversibel festlegen. Erste Arbeiten, die sich mit der Venvertung von PAK durch Mikroorganismen beschaftigen, gehen auf das Jahr 1928 zuruck [ 1151. Es wurde eine Anheftung von Bakterien (,,Bacillus phenanthrenicus" und ,,Bacterium phenanthrenicum") an Phenanthrenkristalle und eine Reduzierung der eingesetzten Substrate (dreikemige PAK wie Phenanthren und Anthracen) durch den EinfluS der Mikroorganismen nach 25 Tagen Kulturdauer beschrieben [ 1151.

92

Biologischer Abbnir

t'oti

orgariischrti Ut?iU.~ltc.lirt,iikLili~ti

Mit den bis heute bekannten Methoden der Anreicherung und Isolierung von Mikroorganismen aus PAK-belasteten Habitaten konnten Reinkulturen oder Mischpopulationen gefunden werden, welche ein hohes Potential zur Metabolisierung und Mineralisierung von PAK besitzen. Einige dieser Isolierungsstrategien sollen im folgenden fur Reinkulturen von Bakterien und Bodenpilzen (Abschnitt 4.3.5) dargestellt werden. Als Modellsubstanz fur die Isolierung und Anreicherung PAK-abbauender Bakterien wird Phenanthren, ein Aromat mit drei kondensierten Benzolringen im Molekiil, ausgewahlt. Diese Verbindung besitzt cine relativ geringe Toxizitat. Das Arbeiten mit hoher kondensierten PAK erfordert aufgrund ihrer Toxizitat bestimmte SchutzmaBnahmen. Die angefuhrten Versuche konnen anstelle von Phenanthren aber auch mit anderen PAK bzw. rnit PAK-Gemischen durchgefuhrt werden. PAK-abbauende Bakterien reichern sich haufig in PAK-belasteten Boden oder Sedimenten an. Zur Isolierung werden die Bodenproben in zunieist flussige Nahrlosungen gebracht, die das abzubauende Substrat als allcinige Kohlenstoff- und Energiequelle enthalten. Durch sukzessive Ubertragung von Teilen der gewachsenen Kultur in frisches Medium werden diejenigen Bakterien angereichert, die zur Nutzung und damit zum Abbau dieser C-Quelle befihigt sind. Eine sich anschlie8ende Reinigung oder Reinzucht auf verfestigten Nahrmedien (z. B. Nahragar) durch Ausspateln oder Verdunnungsausstriche mit der Impfose fiihrt zur Vereinzelung der angereicherten Bakterien. Damn mussen sich weitere Tests anschliefien, da nicht alle angereicherten Arten in der Lage sind, PAK abzubauen. So konnen durchaus auch Bakterien isoliert werden, die in der Anreicherungskultur aufgrund von Exudaten der PAK-Verwerter wachsen. Alle isolierten Bakterienkolonien einer Anreicherungskultur auf ihr degradatives Potential zu testen, iibersteigt meist die Laborkapazitat. Zur Isolierung von PAK abbauenden Bakterien bedient man sich eines Schnelltests, bei dem die geringe Wasserloslichkeit der PAK ausgenutzt wird: Aufgespriiht oder als Agarzusatz truben polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe den Agar; ein Abbau der Substanzen durch Bakterien fiihrt zu Aufklarungshofen um die Kolonien. Diese Isolate miissen durch Verdunnungsausstriche und Wiederholung des Schnelltests weiter gereinigt werden, bis Kolonien rnit einheitlichen Eigenschaften in der Kolonie- und Zellmorphologie vorliegen. Die Reinkulturen werden durch mikroskopische Kontrolle gefirbter Praparate uberpruft. Allerdings mu8 bedacht werden, da8 beim Einsatz von PAK-Gemischen eine Mischpopulation uber ein hoheres degradatives Potential verfiigen kann als ReinkultuTen. 1. Nahrmedien und Chernikalien 1 . 1 . Anreicherungsmedium, nach [ 1 161

(NH,),SOI K,HPO, KH,PO, MgSO,. 7 H,O CaCl, ' 2 H 2 0 FeCI, 6 H 2 0

'g 0,8 g 02g 02g 0,l g 5 mg

Isolierungs- und Anreicherungsmethoden

( N H & M o ~ O ?4~HzO . dest. Wasser

93

1 mg 1000 ml

pH-Wert von 7,O mit 0,1 N HCl einstellen, 20 min bei 121 "C autoklavieren 1.2. Nihragarplatten 1.3. Glucose 1.4. Phenanthren

1.5. Methanol (HMN) 1.6. 2,2,4,4,6,8,8-Heptamethylnonan

1.7.Phenanthren-Stammlosung (10 mg Phenanthren in 1 ml Methanol losen) 1.8. 1 O%ige Phenanthrenlosung in Diethylether 1.9. 5 Zentrifugenglker, gefullt mit 4,5ml steriler physiologischer Kochsalzlosung (0,9%) 1.10. 0,l M Phosphatpuffer 1.1 1 . Tween 20.

2. Gerate und Materialien 2.1. 250 ml Erlenmeyerkolben 2.2. Spate1 2.3. sterile Pipetten 2.4. sterile Drigalski-Spatel 2.5. Impfose 2.6. sterile Zahnstocher

2.7.sterile Zentrifugenrohrchen 2.8. Reagenzglaser (I 2) mit festsitzendem Wattestopfen verschlossen; 50 ml-Mal3kolben ; Bakterienzahlkammer 2.9. HPLC

3. Anreicherung Anreicherung im Einphasensystem

50 ml Anreicherungsmedium wird in einen 250 ml-Erlenmeyerkolben gegeben, dieser mit einem Wattestopfen verschlossen und sterilisiert. Nach Abkuhlung Zugabe von 250 1.11 PAK-Stammlosung und 1 g (Frischgewicht) kontaminierten Bodens. Bei 28 "C

und ca. I 50 U/min im Dunkeln schutteln, bis Bakterienwachstum eintritt (ca. 2-7 Tage, zu erkennen an einer deutlichen Trubung des Mediums). S ml der Anreicherungskultur abnehmen und stcril in neues Anreicherungsmedium uberfuhren; Zugabe der Phenanthren-Stammlosung kurz vor der Beimpfung, um Verdunstungsverluste so gering wie miiglich zu halten. Inkubation bei 28 "C als Schuttelkultur, bis eine deutliche Trubung des Mediums ein Bakterienwachstum anzeigt. Prozedur dreimal wiederholen. Hinw1ri.s: Durch Zusatz von 0,1% Tween 80 zum Anreicherungsmedium kann die Loslichkeit der PAK in wiiBrigen Systemen erhiiht werden. Durch Zusatz von 0,l g/l Cycloheximid zum Anreicherungsmedium wird das Pilzwachstum unterdruckt. Anreicherung PAK abbauender Bakterien im biphasischen System, nach [ 1171 Durch Verwendung des Losungsmittels 2,2,4,4,6,8,8-Heptamethylnonan wird die Verfugbarkeit der wasserunloslichen PAK fur den mikrobiellen Abbau erhoht. 50 ml Anreicherungsmedium werden in 250 ml Erlenmeyerkolben (moglichst Erlenmeyerkolben mit Schikane) mit Schraubdeckel gegeben. 50 oder 100 mg Phenanthren in 12,5 ml HMN Iosen und damit das Anreicherungsmedium uberschichten (12,s ml entsprechen 25% des Volumens der waRrigcn Phase). Erlenmeyerkolben verschliekn und bei 121 "C 20 min sterilisieren. Zugabe von 1 g (Frischgewicht) kontaminierten Bodens. Bei 30 "C und ca. 120 U/min im Dunkeln schiitteln, his in der wasrigen Phase Bakterienwachstum eintritt (ca. 2-7 Tage, zu erkennen an einer deutlichen Trubung des wiil3rigen Mediums). S ml der Anreicherungskultur (waRrige Phase) entnehmen und steril in neues biphasischcs Anreicherungsmedium uberfuhren. Inkubation bei 30 "C als Schuttelkultur, bis eine deutliche Trubung des wal3rigen Mediums ein Bakterienwachstum anzeigt. Prozedur dreimal wiederholen.

4. Isolierung der Bakterien [118] Von oben erhaltenen Anreicherungskulturen eine Verdunnungsreihe anlegen : 0,s ml der Anreicherungskultur in Rohrchen mit 4,s ml physiologischer Kochsalzliisung geben und gut mischen (Verdiinnungsstufe lo-'), ausgehcnd von dieser Verdunnungsstufe nach der selben Prozedur weitere Verdunnungsstufen bis zu einer Verdunnung von lo-' anlegen: Je 100 ml der Verdunnungsstufen 10 ' bis 10 mittels Drigalski-Spateln auf Niihragar ausplattieren und bei 28 "C bis zur Entwicklung von Kolonien bebriiten. Platten mit etherischer Phenanthrenlosung uberspruhen (Arbeiten unter einem Abzug durchfuhrcn!), der verdampfende Ether mu8 eine dunne Schicht ungeliister Phenanthrenpartikel hinterlassen, die Beschichtung tluoresziert bei Bestrahlung mit UVLicht. Inkubation bei 28 "C uber mehrere Tage. Abbauaktive Kolonien bilden u m die Kolonie Aufklarungshofe bzw. eine Fluoreszenzabschwiichung (Aufnahme und Verwertung des Phenanthrens). Uber fraktionierte Ausstriche auf Nahragarplatten werden aus den aktiven Kolonien Reinkulturen gewonnen; evtl. das Bespruhen mit etherischer Phenanthrenliisung wiederholen. Stammhaltung auf Schriigagarriihrchen bei 4 "C. Um ein mogliches Abtoten der Bakterienisolate durch Ether zu verhindern, kann der Versuch wie folgt abgewandelt werden: Verdunnungsstufen (siehe oben) ausplattieren

Isolierungs- und AnreicherunRc.nietlir,dm

9s

und bis zur Kolonieentwicklung bebruten. Von allen Kolonien unterschiedlichen Aussehens (Morphologie, Farbe, Konsistenz) durch fraktionierte Ausstriche auf Nahragarplatten Reinkulturen gewinnen. Unbeimpfte Nahragarplatten rnit etherischer Phenanthrenlosung uberspriihen und nach Verdampfen des Ethers mit den gewonnenen Reinkulturen beimpfen (Vorsicht, die Phenanthrenschicht darf dabei nicht zerstort werden ;ein punktformiges Auftragen der Bakterien mittels steriler Zahnstocher erleichtert die Arbeit!). Inkubation bei 28 "C uber mehrere Tage. Abbauaktive Kulturen bilden Aufklarungshijfe bzw. Fluorcszenzabschwachung um die Kolonie. Stammhaltung auf Schragagarrohrchen bei 4 "C. Hinweis: Eine Inkubation der Agarplatten in feuchten Kammern oder Tuten zur Einschrankung der Austrocknung der Nahrboden erweist sich als vorteilhaft. Da Bakterien ihr degradatives Potential nach mehreren Stammpassagen verlieren konnen, empfiehlt sich zur Stammhaltung die Verwendung des Anreicherungsmediums rnit PAK als C-Quelle bzw. der Zusatz von PAK zum Njhragar.

5. Nachweis des Abbaus Uwkultur: 2-7 Tage alte Bakterienkultur vom Schragagarrohrchen abschwemmen und steril in SO ml Anreicherungsmedium ( 5 g/l Glucose als C-Quelle) iiberfuhren. Inkubation bei 28 "C als Schuttelkultur ( 1 50 U/min) uber 24 Stunden. Bakterien bei 6000 U/min ca. 10 min abzentrifugieren und das Sediment in 5 ml Phosphatpuffer aufnehmen. Huuptkultur: 12 Rohrchen rnit 5 ml Anreicherungsmedium sterilisieren. Unmittelbar vor dem Beimpfen je 25 p1 PAK-Stammlosung zusetzen. 10 Rohrchen rnit je 0,l ml Bakteriensuspension beimpfen (die Animpfdichte sollte zwischen 1O6 und 1 O7 Bakterien/ml liegen), davon 2 Rohrchen als Nullprobe entnehmen. 2 unbeimpfte Rohrchen (Kontrolle) und die verbleibenden 8 Rohrchen bei 28 "C uber 8 Tage als Schuttelkulturen inkubieren (Hinweis: auf den festen Sitz der Wattestopfen achten, urn Verdunstungsverluste so gering wie moglich zu halten!). Jeden 2. Kulturtag 2 Rohrchen und am letzten Kulturtag zusatzlich die Kontrollriihrchen entnehmen. Mikroskopische Bestimmung der Gesamtkeimzahl (lebende und tote Zellen). Dazu einen Tropfen Tween 20 zu den Kulturen geben (am Substrat anhaftende oder aggregierte Bakterien werden suspendiert) und kraftig schutteln. Einen Tropfen Zellsuspension zur Zellzahlbestimmung in die Bakterienzahlkammer einbringen. Die Bestimmung der Phenanthrenkonzentration erfolgt nach Extraktion des Phenanthrens, indem der Rohrcheninhalt in einen SO ml MaBkolben uberfiihrt, rnit Methanol aufgefullt, verschlossen und kurz geschuttelt wird. Abnahme von ca. 10 ml des Extraktes und Zentrifugation bei 6000 U/min ca. 10 min. 1-2 ml des Uberstandes zur HPLC-Bestimmung abnehmen. Trenn- und Detektionsbedingungen: RP 18-Saule (125 mm oder 250 mm lang); Laufmittel Acetonitril/Wasser 80:20 (v/v); Flufirate 1,s ml/min isokratisch; UV-Detektion bei 254 nm. Zur Auswertung wird das Bakterienwachstum protokolliert. Die Berechnung der MeBwerte erfolgt durch einen mitgefuhrten Standardwert (Konzentration der Phenanthren-Stammlosung 50 mg/l) unter Beriicksichtigung der Kontrollen.

4.3.5 Isolierung von Pilzen Die fur Bakterien (Abschnitt 4.3.4) beschriebenen Methoden zur Isolierung und Anreicherung von Stammen mit degradativem Potential (Zusatz der polycyclischen Aromaten als alleinige C- und Energiequelle) sind fur Pilze wenig erfolgreich, da fur PAK ein Abbau nur unter cometabolischen Bedingungen, d. h. bei Anwesenheit einer zweiten C- und Energieyuelle wie z. B. Zucker, beschrieben ist. Aktive Pilzmycelien isoliert man durch das Extrahieren von Boden- und Sedimentproben und anschliefiendes Ausplattieren der Extrakte oder das direkte Aufbringen der Proben auf feste Selektivnahrbiiden mit polycyclischen Aromaten in Konzentrationen u m 50 mg/l. Es entwickeln sich all jene Pilze, die in der Lage sind, die eingesetzte PAK-Konzentration zu tolerieren. Ein Zusatz von Antibiotika zum Anreicherungsmedium ist unbedingt erforderlich, da fur die Isolierung von Reinkulturen das Bakterienwachstum unterdruckt werden mu8. Mehrmaliges Uberimpfen von Mycelteilen oder Verdunnungsausstriche von Sporen fuhren zu Reinkulturen. Neben einer mikroskopischen Kontrolle mussen Reinkulturen durch eine Kultivierung in fl igem Bakteriennahrmedium uberpruft werden. Schnellteste, verwendet beim Screening abbauaktiver Bakterien (Abschnitt 4.3.4), klinnen bei Pilzen nicht angewendet werden (zu schnelles Uberwachsen der Agaroberflache mit Mycel). Deshalb mu8 der Nachweis fur das degradative Potential der isolierten Stimme mittels Flussigkulturen gefuhrt werden. Wie fur Bakterien beschrieben (Absdhnitt 4.3.4), wird auch fur Pilze mit der Modellsubstanz Phenanthren gearbeitet. Die angefuhrten Versuche konnen aber auch mit anderen PAK oder PAK-Gemischen durchgefiihrt werden.

1. Nahrmedien und Chemikalien I . 1. Bodenextraktagar, nach [ I 121 1000 g humushaltigen Boden (z. B. Gartenerde) mit 1000 ml Leitungswasser mischen, Bodensuspension sedimentieren lassen und Flussigkeit dekantieren. Dekantierte Flussigkeit mit 15 g Agar und evtl. 5 g Glucose versetzen, bei 12 1 "C 20 min autoklavieren, abkuhlen lassen, Antibiotika ( 10 mg Chloramphenicol, 10 mg Streptomycinsulfat, 20 mg Penicillin G) und Phenanthren (SO mg, geliist in 5 ml Methanol) zusetzen, gut mischen und Agarplatten gie8en. I .2. Czapek-Dox-Medium, nach II 121:

NaNO, K,HPO, KCI MgSOj. 7 H20 FeSO, 7H20 Glucose dest. Wasser 20 min bei I2 "C autoklavieren

3g Ig 0,5 g 0.5 g 0,s g 5g I000 nil

Isolierungs- und Anreicherutigsmettioden

97

1.3. Sterile physiologische Kochsalzlosung (0,9%, 6 1)

I .4. PAK-Stammlosung: 10 mg Phenanthren in 1 ml Methanol losen 1.5. Zentrifugenglaser (0,9%)

(3,gefullt mit 4,5 ml steriler physiologischer Kochsalzlosung

1.6. Methanol

2. Gerate und Materialien 2.1. Spatel 2.2. sterile Pipetten 2.3. sterile Drigalski-Spate1 2.4. Impflaken und Impfose 2.5. Becherglas (2 I) 2.6. steriler Erlenmeyerkolben mit Glasstopfen verschlieflbar ( I 1) 2.7. sterile Pinzette 2.8. steriles Filterpapier (groflporig) 2.9. getrocknetes ausgewogenes Filterpapier 2.10. Saugflasche und Buchnertrichter 2.1 1. Erlenmeyerkolben (50 ml) mit festsitzendem Wattestopfen 2.12. Maljkolben (100 ml) 2.13. HPLC

3. Anreicherung 3.1. Anreicherung mittels Extraktion von Bodenproben Mit dieser Methode werden vor allem sporenbildende Zygo- und Deuteromyceten angereichert. 1 g (Frischgewicht) kontaminierten Boden in 10 ml sterile physiologische Kochsalzlosung geben und durch IOminutiges kraftiges Schutteln aufschwemmen. 0,5 ml Flussigkeit abnehmen und in ein Zentrifugenglas mit 4,5 ml physiologischer Kochsalzlosung uberfuhren (Verdunnungsstufe lo-'). Ausgehend von dieser Verdunnungsstufe nach der selben Prozedur weitere Verdunnungsstufen bis zu einer Verdunnung von I O-s anlegen. Je 100 p1 der Verdunnungsstufen bis 10~smittels Drigalski-Spate1 auf die vorbereiteten Bodenextraktagarplatten ausplattieren und bei 24 "C im Dunkeln bis zur Entwicklung von Mycel bebriiten. Hinweis: Anstelle von Bodenextraktagar kann auch Malzextraktagar mit Zusatz von Antibiotika und Phenanthren zur Isolierung von Pilzen verwendet werden. ErfahrungsgemaB ist Bodenextraktagarjedoch besser geeignet, da auf diesem Medium das Wachs-

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Biologischer Ahhrrir

im orgntiischeti U t ~ i ~ ~ ~ ~ ~ l t c ~ h ~ ~ i i i ; ~ ~ i l i ~ t i

tum vieler Pilze veringert ist. so dai3 ein Uberwachsen langsamwachsender Pilze durch schnellwachsende Stamme selten beobachtet wird. 3.2. Anreicherung nach einer Bodenwiische Nach einer Bodenwasche [ 119, 1201 ist es moglich, Pilzmycelien zu isolieren, die im Boden an Humuspartikel assoziiert vorliegen. Der gesamte Versuch sollte moglichst unter sterilen Bedingungen (Laminarbox, Impfkabine) durchgefuhrt werden, um den Eintrag von Luftkeimen auszuschliel3en. 10 g (Frischgewicht) kontaminierten Boden, moglichst gesiebt (Maschenweite z.wischen 200 und 700 pm), in einen Erlenmeyerkolben geben und mit ca. 300 ml steriler physiologischer Kochsalzlosung oder sterilem Aqua dest. uberschichten. Kolben rnit Glasstopfen fest schliel3en und 1-2 Minuten kriiftig schutteln. Flussigkeit vorsichtig dekantieren und verwerfen. Zugabe von ca. 300 ml steriler Kochsalzlosung oder sterilem A. dest. zum verbliebenen Bodensatz, I -2 Minuten kraftig schutteln, Flussigkeit vorsichtig dekantieren und verwerfen. Diesen Vorgang etwa 15-20 ma1 wiederholen, bis die Flussigkeit klar bleibt. Als Bodensatz mu13 ein Gemisch von Sand und schwarzen Humuspartikeln, frei von Schwebstoffen. ubrigbleiben. Den Bodensatz auf steriles Filterpapier geben und Flussigkeit des Bodensatzes gut absaugen. Humuspartikel einzeln mittels Pinzette aufnehmen und auf Agarplatten geben (4-5 Partikel je Platte). Inkubation bei 24 "C im Dunkeln his zur Entwicklung von Pilzmycel um die Humuspartikel.

4. Isolierung Aus oben erhaltenen Anreicherungskulturen erfolgt das Anlegen von Reinkulturen durch Uberimpfen von Mycelteilen mittels Imphaken oder durch Verdunnungsausstriche von Sporen. Neben einer mikroskopischen Kontrolle mussen Reinkulturen durch Kultivierung in flussigem Bakteriennahrmedium uberpruft werden, indem einige Mycelstucke in steriles Nahrmedium gegeben und bei 28 "C ca. 7 Tage als Schuttelkultur (ca. 150 U/min) inkubiert werden. Trubt sich das Nahrmedium, kann mittels mikroskopischer Kontrolle eine Bakterienkontamination festgestellt werden. In diesem Fall mu13 der Pilz uber mehrere Passagen auf Malzagar mit Antibiotikazusatz kultiviert werden. Dabei ist darauf zu achten, da13 die Abnahme der Mycelteile immer aus Wachstumsrandzonen erfolgt. Erst wenn die BakterienniihrlBsung klar und die mikroskopische Kontrolle positiv ist, kann von einer Reinkultur gesprochen werden. Stammhaltung in Malzagarrohrchen bei 4 "C.

5. Nachweis des PAK-Metabolismus durch Pilze 23 Erlenmeyerkolben mit je 20 ml Czapek-Dox-Medium oder Malzbouillon fullen, sterilisieren und 16 Kolben mit Mycelstucken oder einer Sporensuspension beimpfen. 1 Tag bei 24 "C im Dunkeln inkubieren. Danach das Mycel von 2 beimpften Kolben (Kontrollen) abtiiten. Zugabe von je 100 cil PAK-Stammlosung zu allen Kolben. Inkubation 30 Tage als Standkultur oder Schuttelkultur mit geringer Schuttelfrequenz (ca. 30 U/min) bei 24 "C im Dunkeln. Probennahme alle 5 Tage von je 2 beimpften Kolben und einer unbeimpfen Kontrolle. Bei Versuchsende werden zusatzlich die

Literatur

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2 Kolben mit abgetotetem Mycel extrahiert. Zur Extraktion wird der Kolbeninhalt in 100 ml MaBkolben uberfuhrt, mit Methanol aufgefullt und kraftig geschuttelt. 1-2 ml zur HPLC Bestimmung abnehmen. Trenn- und Detektionsbedingungen : RP 18-Saule (125 mm oder 250 mm lang); Laufmittel Acetonitril/Wasser 80:20 (v/v); Flufirate 1,5 ml/min isokratisch; UV-Detektion bei 254 nm. Bestimmung der Biomasse durch Ermittlung der Trockenmasse, indem man den Kolbeninhalt auf getrocknetes, ausgewogenes Filterpapier gibt, das Methanol absaugt, das Filterpapier ca. 4 Stunden bei 90 "Ctrocknet und auswiegt. Zur Auswertung wird das Pilzwachstum protokolliert. Die Berechnung der MeBwerte erfolgt durch einen mitgefuhrten Standardwert (Konzentration der Phenanthren-Stammlosung 50 mg/l) unter Beriicksichtigung der Kontrollen.

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5 Bestimmung von organischen Kontaminationen im Boden (R. Spall)

Die chemisch-analytische Untersuchung nimmt einen hohen Stellenwert bei der Erfassung und Gefahrdungsabschatzung von Bodenkontaminationen sowie der Steuerung und Erfolgskontrolle von biologischen Verfahren der Bodensanierung ein. Sie ist aber z.Z. noch ein Bereich der Umweltanalytik mit erheblichem Entwicklungs- und Standardisierungsbedarf. Wahrend die Wasseranalytik in Deutschland in den ,,Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und Schlammuntersuchung" (DEV) [ 1 j weitgehend normiert wurde, steht eine solche umfassende Vereinheitlichung der Bodenanalytik insbesondere wegen ihrer starken Abhangigkeit von Matrixeffekten noch aus. Die hier beschriebenen Methoden geben unsere Erfahrungen bei der Bestimmung von organischen Kontaminationen in Bodenproben wieder und sollen dem Anwender als Anregung zur Losung seiner analytischen Fragestellungen dienen.

5.1 Bestimmung von Kohlenwasserstoffen 1. Prinzip des Verfahrens Die summarische Bestimmung von Kohlenwasserstoffen in Boden erfolgt in Anlehnung an die DIN-Verfahren der Wasseranalytik entweder gravimetrisch (,,H 17-Methode") oder infrarotspektroskopisch (,,H 18-Methode") [2,3]. Hierzu wird die Bodenprobe mit 1,1,2-Trichlortrifluorethan(F 1 13) extrahiert. Durch Auswiegen des Extraktionsriickstands nach Abdampfen des Losungsmittels werden die schwerfluchtigen, lipophilen Stoffe erfaBt, deren Siedepunkt oberhalb etwa 200 "C liegt. Nach einer saulenchromatographischen Reinigung des Trichlortrifluorethan-Extraktswerden die (Mineralol-) Kohlenwasserstoffe durch IR-Detektion bestimmt. Die untere Bestimmungsgrenze betragt 100 mg schwertluchtige lipophile Stoffe/kg Trockenmasse bzw. 20 mg 1R-Kohlenwasserstoffe/kg Trockenmasse. 2. Gerate und Materialien 2.1. Elektronische Prazisionswaage (Ablesbarkeit 0,l mg) 2.2. Extraktionsapparatur: 500 ml-Rundkolben mit Hulsenschliff Extraktor nach Soxhlet Dimroth-Kuhler Extraktionshulsen Wasserbad oder Heizpilz

104

Be r t i r n r i i u t ~ ~I'ott y ot~~ytitiisciteri K o r i t r i r r i i r i r i t i o r i i ~ r i r i i Botfctt

2.3. Meljkolben 250 ml 2.4. Meljpipette 20 mi 2.5. Spitzkolben SO ml 2.6. Rotationsverdampfer rnit thermostatisierbarem Wasserbad und Wasserstrahlpumpe

2.7. Exsikkator rnit Silicagel als Trockenmittel 2.8. Chromatographieslule (250x 20 mm) 2.9. Zweistrahl-Infrarot-Spektralphotometer 2.10. Quarzkuvetten, Schichtdicke 10 und 20 mm 3. Chemikalien 3.1. Natriumsulfat (Na,SO,) wasserfrei, zur Analyse 3.2. I , 1,2-Trichlortritluorethan(C2Cl3F3),fur die Spektroskopie

3.3. Aluminiumoxid (AlzOl),aktiv neutral, Aktivitatsstufe I 4. Arbeitsvorschrift Die bis zur Untersuchung bei 4 "C gekuhlt gelagerte Probe wird von Grobanteilen (z. B. Kies, Zweige, Wurzelreste) befreit und ggfs. zerkleinert. Etwa 20 g der homogenisierten Probe werden in Abhangigkeit vom Wassergehalt rnit einer entsprechenden Menge an wasserfreiem Natriumsulfat rieselfahig verrieben, quantitativ in eine Extraktionshulse uberfuhrt und uber eine Mindestextraktionsdauer von 2 Stunden in einer Soxhlet-Apparatur mit 250 ml 1,1,2-Trichlortrifluorethanextrahiert. Der mit gleichem Losungsmittel auf 250 ml aufgefullte organische Extrakt wird geteilt. Ein Aliquot von 20 ml wird zur (Mineraliil-) Kohlenwasserstoff-Bestimmung, der verbleibende Rest zur Erfassung der schwertluchtigen lipophilen Stoffe verwendet [4]. 4. I . Bestimmung der Kohlenwasserstoffe

Zur Abtrennung von polaren Nicht-Kohlenwasserstoffen wird der Extrakt uber eine Chromatographiesiiule (5 g Natriumsulfat wasserfrei auf 6,s g Aluminiumoxid) gegeben. Das Eluat wird aufgefangen und gegen reines Extraktionsmittel in einer Quarrkuvette gleicher Schichtdicke (20mm fur 20 bis 300 mg KW/kg, 10 mm fur 300 bis 1000 mg KW/kg) IR-spektroskopisch vermessen. Vor der Messung wird rnit eingesetzten Kuvetten bei 3100 cm-' ein Transmissionswert von genau 100% eingestellt. Registriert wird der Bereich zwischen 3100 und 2700 cm-'. Sollten im IR-Spektrum Banden von Heteroatomen erscheinen, mu13 der oben beschriebene Reinigungsschritt wiederholt und die spektralphotomctrische Messung erneut durchgefuhrt werden.

Bestimrnung von Kohlenwasscrstoffen

105

4.2. Bestimmung der schwerfluchtigen lipophilen Stoffe Dds Losungsmittel wird in einem zuvor auf 0,l mg genau gewogenen 50 ml-Spitzkolben portionsweise am Rotationsverdampfer bei 25 "Cim Wasserstrahlvakuum vollstandig abgezogen. Anschlieljend wird die Vorlage gegen einen trockenen Kolben ausgewechselt und letzte Losungsmittelreste unter 0.g. Bedingungen entfernt. Nach mindestens 2stundigem Trocknen im Exsikkator uber Silicagel wird der Spitzkolben auf 0.1 mg gewogen.

5. Eichung Eine spezielle Kalibrierung ist fur die genannten Verfahren nicht erforderlich. Die Wartungs- und Funktionsprufungsanweisungendes Gerateherstellers der Analysenwaage und des IR-Spektralphotometers sind zu beachten.

6. Auswertung 6.1. Der Gehalt der Bodenprobe an schweffluchtigen lipophilen Stoffen ergibt sich wie folgt :

MK(LSt) mEx

mK mr F

Massenkonzentration der Bodenprobe an schweffluchtigen lipophilen Stoffen, in mg/kg Masse des Spitzkolbens einschlieljlich Abdampfriickstand, in mg Masse des leeren Spitzkolbens, in mg Trockenmasse der eingesetzten Bodenprobe, in kg Korrekturfaktor fur die Volumenreduzierung des Losemittels (hier: 250/230)

6.2. Auswertung der IR-Detektion erfolgt an den Wellenzahlen 2924 cm-' (CH,-Bande), 2959 cm-' (CH,-Bande) und 3030 cm-' (aromatische CH-Bande), wobei empirisch ermittelte Gruppenextinktionskoeffizientenfur Ottokraftstoffe mit hohem CH3-Gruppenanteil und Mineralole (Dieselkraftstoff, leichtes und schweres Heizol und Schmierol) mit ubenviegendem CH,-Gruppenanteil vorgegeben sind.

MK(0K)

Massenkonzentration der Bodenprobe an Kohlenwasserstoffen (Ottokraftstoffe), in mg/kg Massenkonzentration der Bodenprobe an Kohlenwasserstoffen (Mineraliil), in mg/kg Volumen des Extraktionsmittels, in ml (hier: 250 ml) Transmissionswert der CH,-Bande bei v = 2959 em Gruppenextinktionskoeffizient der CH,-Bande, empirisch ermittelt (8,3 f 0,3 ml/(mg . em)) Transmissionswert der CH2-Bande bei I/ = 2924 ern I Gruppenextinktionskoeffizientder CHI-Bande, empirisch ermittelt (5,4 k 0,2 ml/(mg . em)) Transmissionswert der aromatischen CH-Bande bei v = 2959 em-' Gruppenextinktionskoeffizient der aromatischen CH-Bande, empirisch ermittelt (0,9 k 0,l ml/(mg . em)) Trockenniasse der eingesetzten Bodenprobe, in kg Schichtdicke der adsorbierenden Liisung, in cm

'

('I

171.1

Cl

7. Diskussion

7. I . Bei sehr feinkiirnigem Substrat oder bei Verdacht auf leichtfluchtige Kohlenwasserstoffe kann alternativ zu o. g. Methode eine zweimaiige Kaltextraktion von 20 g Boden mit 25 ml F 113 zur Bestimmung der Mineralol-Kohlenwasserstoffe erfolgen. Der erhaltene Extrakt wird entsprechend der oben beschriebenen Arbeitsweise weiterbehandelt. 7.2. Bei der Analyse von Proben mit vollkommen unbekannter Zusammensetzung kann Squalan (C3&,1_) als Referenzgemisch herangezogen werden, wobei in der Regel lcdiglich das Absorptionsmaximum der Methylen-Gruppe bei 2924 ern ' ausgewertet wird. Dieser sog. Squalan-Wert kommt den tatsiichlichen Wcrten fur Mitteldestillate sehr nahe und sol1 so eine hinreichend gcnauc Quantifizierung auch von unbekannten Kohlenwasserstoffgemischen erlauben. Ferner findet ein synthetisches Kohlenwasserstoff-Referenzgemisch bestehend H U S 42% Hexadecan, 33% Isooctan und 24% Xylol Anwendung, das den charakteristischen IR-Adsorptionen von typischen Kohlenwasserstoffgemischen cher entsprechen sol1 151.

7.3. Mit der gravimetrischen Bestimmung der schwerfluchtigen lipophilen Stoffe werden neben den Mineral61-Kohlenwasserstoffen auch tierische und pflanzliche Ole und Fette sowie Wachse, Emulgatoren und mit dem Losungsmittel extrahierbare NichtKohlenwasserstoffe (z. B. elementarer Schwefel) erfafit. wodurch es zu einer Uberbcwertung der Kohlenwasserstoffgehalte kommen kann. 7.4. Zur Abtrennung von polaren Nicht-Kohlenwasserstoffen, die die nachfolgende Untersuchung stiiren konnen, ist eine siiulenchromatographische Reinigung des Extrakts erforderlich. Weder Aluminiumoxid noch Florisil (MgSi03)ergeben befriedigende Ergebnisse, da beide hlufig nicht ausreichend selektiv die unpolaren Kohlenwasserstoffe von den polaren Verbindungen trennen.

Bestimmung von KohlenM.assersroffen

I07

7.5. Die Zukunft des beschriebenen Verfahrens 1st wegen der FCKW-Halon-Verbotsverordnung und der sich dadurch abzeichnenden Einstellung der Produktion von FCKWs ungewi13. Eine Ruckkehr zu den bereits friiher verwendeten chlorierten KWs verbietet sich aus arbeitsmedizinischen Griinden. Im Zuge der Bemiihungen, diese Extraktionsmittel zu ersetzen, wurde von der Abteilung fur feste Abfallstoffe (Office of Solid Waste) der US-Umweltbehorde EPA (Environmental Protection Agency) der Normvorschlag ,,EPA Draft Method 3560" veroffentlicht, der auf dem Verfahren der Extraktion mit iiberkritischen Fluiden (Supercritical Fluid Extraction, SFE) basiert [6]. Hierzu wird die Bodenprobe mit Kohlendioxid extrahiert, das sich uber seiner kritischen Temperatur und uber seinem kritischen Druck (fur C 0 23 "C und 73 bar) befindet und dabei ein Losungsvermogen erreicht, das dem von Fliissigkeiten nahekommt. Vorwiegend durch die Variation des Druckes konnen die Loslichkeiten von Substanzen in uberkritischen Fluiden gesteuert werden. Beim Entspannen des Gases auf Normalbedingungen verfliichtigt sich das Losungsmittel, die extrahierten Stoffe werden konzentriert freigegeben, anschlierjend in einer definierten Menge eines geeigneten Losungsmittels aufgenommen und IR-spektroskopisch oder gaschromatographisch analysiert. 7.6. Die summarische Erfassung der Kohlenwasserstoffe nach der HI 8-Methode wird wegen der eingeschrankten Aussagekraft hinsichtlich der Unterscheidung von anthropogenen, biogenen und geogenen Kohlenwasserstoffen kritisiert 17, 81. Aus diesen Griinden wird gegenwartig ein GC/FID-Screening (gaschromatographisches Ubersichtschromatogramm rnit Flammenionisationsdetektion) angewendet, das, je nach Saulentyp, die qualitative Erfassung eines breiten Spektrums von Substanzen mit Kohlenstoff-Wasserstoff-Bindungen iiber einen Siedebereich von etwa 70 bis ca. 400 "C ermoglicht [9]. Uber externe und interne Referenzsubstanzen erhalt man Hinweise auf organische Verbindungen, die sich aber allenfalls halbquantitativ abschltZen lassen. Dennoch kann rnit Hilfe des Screening-Verfahrens eine relativ schnelle und methodisch einfache Unterscheidung zwischen gering und hoch belasteten Fllchen getroffen werden, wodurch ggfs. auf aufwendige Einzelstoffuntersuchungen verzichtet werden kann. Diese gaschromatographische Ubersichtsanalyse (,,fingerprint") wird bei der Hamburger Umweltbehorde zur Charakterisierung der ,,Mobilitat" von Kohlenwasserstoffen herangezogen, um das Gefahrdungspotential von Mineralolschaden fur das Grundwasser bewerten zu konnen.

7.7. Zur gaschromatographischen Quantifizierung von Mineralolen wird ein Verfahren untersucht, das sich an die ASTM-Methode D2887 [ 101anlehnt, die die Kontrollanalyse von Erdolproben beschreibt. Hierbei werden die Kohlenwasserstoffe in einer simulierten Destillation (SIMDIS) in der Folge ihrer Siedepunkte chromatographiert. Jede Probe mu13 dabei doppelt rnit und ohne internen Standard analysiert werden, um die sogenannte ,,Totale Theoretische Probenflache" und damit den Anteil der Probe berechnen zu konnen, der wegen seines hohen Siedepunkts nicht chromatographiert werden kann. Als interner Standard wird ein Gemisch der vier n-Paraffine n-C,, bis n-C,, verwendet. Eine befriedigende Vergteichbarkeit rnit der oben beschriebenen IR-spektroskopischen Methode wurde insbesondere bei feinkornigen Boden noch nicht erreicht [ I I , 121.

5.2 Bestimmung von leichtfluchtigen halogenierten und aromatischen Kohlenwasserstoffen Unter leichtfliichtigen halogenierten Kohlenwasserstoffen (LHKW) versteht man im allgemeinen fluorierte, chlorierte, bromierte und iodierte, vorwiegend nichtaromatische Kohlenwasserstoffe rnit 1 his 6 C-Atomen und einer Siedetemperatur von etwa 20180 "C. Zu den routinemd3ig untersuchten LHKW zahlen u. a. die chlororganischen Verbindungen Dichlormethan, Trichlormethan, Tetrachlormethan, 1,1, I -Trichlorethan, Trichlorethen (TRI) und Tetrachlorethen (PER), die fluororganischen Verbindungen Trichlorfluormethan ( F I 1 ) und I , I ,2-Trichlortrifluorethan (F I 13) und, im Bereich der Bodenanalytik von untergeordneter Bedeutung, die bromorganischen Verbindungen Bromdichlormethan, Dibromchlormethan und Tribrommethan. HKWs sind toxisch. teilweise kanzerogen und mutagen und dienen u. a. als Kiihl-, Extraktions-, Entfettungsund Losungsmittel 131. Aromatische Kohlenwasserstoffe (hier: Benzol und alkylsubstituierte Benzole; BTEX) gelangen insbesondere durch Verluste beim Umfiillen, durch Verdunsten, durch unvollstandige Verbrennung von Kraftstoffen und fossilen Brennstoffen und durch Emissionen bei Produktion, Transport und Verarbeitung von Erdol und Losungsmitteln aus Raffinerien, Kokereien und der chemischen Industrie in die Umwelt. Ihre toxische, mutagene und karzinogene Wirkung, gegebenenfalls erst in Verbindung rnit anderen Schadstoffen, ist erwiesen oder wird zumindest angenommen [ 141. Da in der analytischen Praxis halogenierte und aromatische Kohlenwasserstoffe iiberwiegend nebeneinander in derselben Probe bestimmt werden, sol1 hier gemeinsam uber die gaschromatographische Bestimmung dieser Verbindungsklassen berichtet werden. Wegen der Leichtfliichtigkeit mu13 bei der Analyse der BTEX-Aromaten und der LHKW besonders darauf geachtet werden, dal3 z. B. bei der Probenaufarbeitung keine Verluste durch Ausgasen entstehen, die die Zusammensetzung der leichtfliichtigen Stoffe verfdschen. Daher hat sich die Headspace-Technik (HS, Dampfraum-Analyse) [IS]gegeniiber anderen Verfahren, wie z. B. der Extraktion mit organischen Losungsmitteln [ 161, als Methode rnit einer minimierten, gut reproduzierbaren Probenvorbereitung durchgesetzt und sol1 in diesem Abschnitt vorgestellt werden.

1. Prinzip des Verfahrens Bei der Headspace-Gaschromatographie (HSGC) handelt es sich methodisch um eine Gasanalyse, bei der eine definierte Menge einer Probe in einem rnit Septum gasdicht vcrschlossenen Gefiil3 bei erhohter Temperatur mit dem Gasraum ins thermodynamische Gleichgewicht gebracht und anschliel3end ein festgelegtes Teilvolumen des Dampfraums in einen Gaschromatographen iiberfiihrt wird. Nach Trennung auf einer hochauflosenden Kapillarsaule werden die leichtfluchtigen halogenierten und aromatischen KW mittels Elektroneneinfangdetektor (electron capture detector, ECD) bzw. Flammenionisationsdetektor (FID) detektiert und bestimmt. Die untere Bestimmungsgrenze wird rnit 0,OS mg/kg je Komponente fur die BTEX-Aromaten bzw. 0,Ol mg/kg je Komponente fur die LHKWs angegeben.

Bestimwiung von irichtfluchtigm hnlogenierten itnd ciromaiischen Kohlenwassersto~~ri

109

2. Gerate und Materialien 2.1. Weithalsstandflasche (250 ml Inhalt ) aus braunem Glas mit Glasstopfen und z. B. Teflonhulse zur Schliffdichtung 2.2. Elektronische Prazisionswaage (Ablesbarkeit 0,l g) 2.3. Headspace-Probenflasche (20 ml) mit PTFE-beschichtetem Septum und Aluminium-VerschluBkappe 2.4. VerschluBzange fur HS-Probenflasche 2.5. Mikroliterspritze, 2 und 50 pl 2.6. Automatische Dampfraumdosiervorrichtung rnit Thermostatisiereinrichtung 2.7. Gaschromatograph mit Temperaturprogrammierung und Detektor (ECD und FID) 2.8. GC-Kapillarsaule (z. B. HP- 1 /OV- 1701, 105 m x 0,32 mm ID, Filmdicke 0,52 p ) 2.9. Integrator mit Auswerteeinheit

3. Chemikalien 3.1. Quarzsand gegliiht, zur Analyse 3.2. 1,2,4-Trichlorbenzol (CJ-IH,Cl,),zur Analyse 3.3. Betriebsgase: Tragergas: Helium 5,O FID: Wasserstoff 4 3 , GC-Qualitat Synthetische Luft, KW-frei ECD: Stickstoff 4,6, GC-Qualitat

3.4. Methanol, zur Ruckstandsanalyse 3.5. Bezugssubstanzen (Angaben in mg/ml Methanol): Trichlorfluormethan (CC1,F) 4,O I , I -Dichlorethen (C2H2Cl2) 0,25 Dichlormethan (CH,Cl,) 2S I , 1,2-Trichlortrifluorethan(C2CI,F,) 4,O trans- 1,2-Dichlorethen (C,H,Cl,) 2,5 I , 1 -Dichlorethan (C2H,C12) 58 cis-1,2-Dichlorethen (C2H2C12) 2S Trichlormet han (CHC13) 2s 1,1,l-Trichlorethan (C,H,Cl,) 4,O Tetrachlormethan (CCI,) 0S Trichlorethen (C2HCI,) 1 ,o I , 1,2-Trichlorethan (C,H,C13) 1 ,o Tetrachlorethen (C2Cl,) 58

110

4. Arbeitsvorschrift

Die bis zur Untersuchung bei 4 " C kuhl gelagerte (max. 48 h), gasdicht verschlossene Bodenprobe wird durch Schutteln gut durchmischt, grobe Anteile miissen ggfs. zuvor unter Kuhlung zerkleinert werden. Etwa 10 g Probe werden in ein 20 ml HeadspaceFllschchen (Vial) iiberfuhrt und sofort niit einem Septum verschlossen. Die eingebrachte Menge wird durch Ruckwiegen bestimmt. Mit Hilfe einer Injcktionsspritze werden S O 111 mit I ,2,4-Trichlorbenzol gesattigtes Wasser zugesetzt und die Probe im HS-Dosiersystem zur Einstellung des Verteilungsgleichgewichtsmindestens 10 min bei 85 "C thermostatisiert. Die Zugabe von Trichlorbenzol als Bezugssubstanz dient zur Bestiminung der relativen Retentionszeiten (nach RT,,, = RTK~,,,,pt,ncn,s/RTS,~,nd~,rd), womit eine Identifizierung der Einzelkomponenten ermoglicht wird. Nach der Konditionierzeit wird das HS-GefS8 mit Triigergas auf Saulenvordruck gebracht und dort wenige Sekunden gehalten. Durch Unterbrechung der Trlgergaszufuhr wird ein Teil der Gasphase auf den Saulenanfang aufgebracht (Split I : lo), wobei das HS-Gef~8als Druckreservoir dient [ 171. Zur Trennung wird eine Fused-silica-Kapillarsluleverwendet. In unserer Praxis hat sich die Slulenkombination HP- 1 /OV- 1701 zur Auftrennung von 20 leichttluchtigen aromatischen und halogenierten KWs bewahrt. Nach der Trennung der Komponenten wird der Gasstrom geteilt und dem FID ( 3 Teile) bzw. ECD ( 1 Teil) zugefiihrt. Das hierfur optimierte Temperaturprogramm des GC-Ofens wird in Tab. 5- 1 beschrieben. Tab. 5-1. Temperaturprogramrn des GC-Olenb zur LHKWIBTEX-Bestimmung

~:,,,,,!,, Rate 1 Rate 3, Rate 3 T,.",,,

35 "C, 13 rnin isotherm 5 "Urnin his 65 "C 8 "C/min bis 225 "C 15 " C h i n 240 "C, 4 rnin isotherm ~~~~

5. Eichung

Zur Kalibrierung mit externem Standard ubcr das Gesamtverfahren werden 2 pl eines Eichgemischs gemal3 Abschnitt 3.4 bzw. dessen Verdunnungen ( 1 :4 b/.w. I : 10) zu 10 g Quarzsand (besser: Probenmatrix oder entsprechende synthetische Matrix! s. u.) in ein 20 ml-Headspace-Fllschchen gegeben und gut durchmischt. Da die Anzeigeempfindlichkeit am ECD stark substanzabhangig ist, mu8 jede der zu bestimmenden Einzelkomponenten in bekannter Konzentration im Eichgemisch vorhanden sein. An-

Bestimmung von leichtfliichtigen halogenierten utid aromatischen Kohlenwrts.srrstr)~en

111

schlieljend werden 50 p1 mit 1,2,4-Trichlorbenzol gesattigtes Wasser zugesetzt und die Eichung unter Analysebedingungen durchgefuhrt. Fur jede Substanz werden 5 Messungen uber den Linearitatsbereich des Detektors durchgefiihrt, wobei in einem Arbeitsgang alle Substanzen untersucht werden konnen. Aus den einzelnen MeBwerten und den zugehorigen Konzentrationen wird die Bezugsfunktion jeder Komponente durch lineare Regression ermittelt :

a, = m,' k, + b, Meljwert der Substanz i (hier: Peak-Flache, Einheit: Flachenwert) Steigung der Bezugsgeraden der Substanz i (hier: Response-Faktor, Einheit: Flachenwert . kg/yg) Massenkonzentration der Substanz i in der Bezugsprobe ( y g k g ) Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden der Substanz i (Einheit: Flachenwert)

a, m, kl b,

Die ermittelte Kalibrierfunktion jeder Komponente gilt nur fur den damit definierten Konzentrationsbereich unter den zugehorigen Analysebedingungen. Es wird empfohlen, die Eichung arbeitstaglich durchzufiihren.

6. Auswertung Die Massenkonzentration der zu untersuchenden Substanz in der Bodenprobe errechnet sich wie folgt: ai - bi

MK, = mi

MKi Massenkonzentration der Substanz i in der Bodenprobe (pg/kg) ai Meljwert der Substanz i (hier: Peak-Flache, Einheit : Flachenwert) Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden der Substanz i bi (Einheit: Flachenwert) Steigung der Bezugsgeraden der Substanz i mi (hier: Response-Faktor, Einheit : Flachenwert . kg/pg)

7. Diskussion 7.1. Eine weitergehende Probenvorbereitung (z. B. Trocknung, Siebung) ist wegen der Leichtfliichtigkeit der zu untersuchenden Komponenten nicht angebracht, ggfs. ist eine Uberfiihrung des Probenguts in das Headspace-Glas direkt bei der Probennahme zweckmaljig. 7.2. Eine Beschleunigung der Gleichgewichtseinstellung im Headspace-Glas, insbesondere bei Stoffen mit niedrigem Verteilungskoeffizienten, kann durch intensives Durchmischen wiihrend der Thermostatisierungsphase mit einem kommerziell erhaltlichen Probenriittler erreicht werden.

1 12

Be.stirwiiirii,q v o r i

i v ; q ( i i i i . ~ ( . I i ~ICorzftriinintrtiotieii ii in1

Bodvri

7.3. Die oben beschriebene Methode bezeichnet man als statische Headspace-GC (SHS-GC), da die Probe nach einmaliger Equilibrierung direkt aus dem Dampfrauni genommen wird. wobei sich die Konzentrationen der zu analysierenden Stoffe nach Gleichgewichtseinstellung nicht mehr veriindern. Bei den Verfahren der dynamischcn Headspace-GC (DHS-GC, z. B. Thermodesorption, ,,Purge and Trap" etc.) handelt es sich um eine kontinuierliche Gasextraktion der fluchtigen Stoffe mit einem Inertgasstrom und anschlicBendcr Sammlung auf einem Zwischenspeicher (,,Trap"; z. B. Kiihlfalle, Sorption an Aktivkohle, Tenax, Chromosorb, Porapak etc.). Durch schnelle Temperaturerhohung oder bei Aktivkohle besser durch Zugabe eines Losungsmittels werden die adsorbierten Komponenten freigesetzt und der GC-Trennsauie zugefuhrt. Die dynamische Methode wird wegen der Anreicherungsm6glichkeiten und damit gesteigerten Empfindlichkeit vorwiegend fur den Nachweis von Spurenkomponenten eingesetzt und zeigt im Vergleich zur statischen HS deutlich geringere Matrixeffekte, da keine Gleichgewichtseinstellung zwischen Dampfraum und Probe erfolgt. Nachteilig ist der vergleichsweise hohe Zeitaufwand, der einem hohen Probendurchsatz in der Routineanalytik entgegensteht. 7.4 Die eigentliche Schwache der statischen HSGC ist die Matrixabhiingigkeit, die insbesondere bei unbekannter Matrix zu groBen Problemen fiihren kann. Unter den Matrixeffekten von Biiden sind insbesondere die Korngrol3enverteilung, die Feuchtigkeit, der pH-Wert und der Humusgehalt zu nennen, da diese das Adsorptionsverhalten der fliichtigen Stoffe mafjgeblich beeinflussen. Aus diesem Grund empfiehlt es sich, zur Eichung auch immer die Probenmatrix zu verwenden, die spater untersucht werden soll. Steht eine solche Matrix nicht zur Verfugung oder la& sie sich nicht simulieren, kann die Standard-Additions-(Aufstock-)Methodeangewandt werden. Dieses Verfahren erfordert eine Zweifachmessung jeder Probe, wobei einmal zur Probe eine definierte Menge der zu bestimmenden Stoffe zugegeben wird. Durch Vergleich der erhaltenen Peaks (ggfs. auch durch Vergleich mit einem Bezugspeak) kann die ursprungliche Konzentration bestimmt werden [ 181.

7.5. Zunehmende Verbreitung erfahrt die sogenannte Mehrfach-Headspace-Extraktion (Multiple Headspace Extraction, MHE) zur Analyse von festen Proben. Sie basiert auf einer schrittweisen Gasextraktion des Dampfraums. Hierzu wird die Probe zunachst nach der statischen Methode analysiert. Nach Entluftung des unter Triigergasdruck stehenden Dampfraumgefaljes ist das Gleichgewicht gestort und mulj sich erneut einstellen, indem ein entsprechender Anteil der fluchtigen Stoffe aus der Probe verdampft, bis das Konxntrationsverhaltnis wieder dem Verteilungskoeffizienten entspricht. Da die Konzentrationen der Einzelstoffe um den entwichenen Anteil kleiner geworden sind, ergeben die nachfolgenden Analysen auch immer kleinere Peakflachen. Unter konstanten apparativcn Bedingungen verlauft die Abnahme der Stoffkonzentrationen streng exponentiell, so da13 ist eine erschopfende Gasextraktion, d. h. eine vollstandige Austreibung aller fluchtigen Stoffe, nicht erforderlich ist und die Flachensumme jeder Einzelkomponente meist nach 2 Messungen extrapoliert werden kann 1191.

Bestimrnung von polychlorierten Biphmylen

1 13

5.3 Bestimmung von polychlorierten Biphenylen Polychlorierte Biphenyle (PCBs) wurden friiher u. a. als Zusatzstoff fur Hydraulikole, in Kiihl- und Isolierflussigkeit fur Transformatoren, in Kondensatoren und als Weichmacher fur Lacke und Klebstoffe verwendet und sind zwischenzeitlich in fast allen biologischen Materialien nachweisbar. Ihre Herstellung und Verwendung ist seit 1978 eingeschrankt und seit 1989 verboten. Von rechtlicher Relevanz fur die Beurteilung von PCB-Kontaminationen sind die 6 Kongenere PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 138, PCB 153 und PCB 180 nach der Ballschmiter-Nomenklatur (siehe Tab. 5-2) [20,21]. Tab. 5-2. Rechtsrelevante PCBs gemla KILschlammverordnung

2,4,4’-Trichlorbiphenyl 2,2’,S,S’-Tetrachlorbiphenyl 2,2’,4,5,5’-Pentachlorbiphenyl 2,2’,3,4,5,5’-Hexachlorbiphenyl 2,2’,4,4‘,5,5’-Hexachlorbiphenyl 2,2’,3,4,4’,5,5’-Heptachlorbiphenyl

PCB 28 PCB 52 PCB 101 PCB 138 PCB 153 PCB 180

1. Prinzip des Verfahrens Zur quantitativen Bestimmung der polychlorierten Biphenyle werden diese mittels Fest-Flussig-Extraktion mit n-Hexan aus der gefriergetrockneten und feingemahlenen Bodenprobe von der Matrix abgetrennt. Der Extrakt wird eingeengt und fliissigchromatographisch uber oberflachenmodifiziertes Kieselgel vorgereinigt (clean-up). Die PCBs werden gaschromatographisch aufgetrennt und mit einem ECD bestimmt. Die untere Bestimmungsgrenze betragt 0,l mg/kg Trockenmasse je Komponente. Das allgemeine Prinzip des Analysenganges ist in Abb. 5- 1 schematisch dargestellt.

2. Gerate und Materialien 2.1.

Gefriertroc knungsanlage

2.2. Kugelmiihle 2.3. Exsikkator mit Kieselgel

2.4. Analysenwaage (Ablesbarkeit 0,l mg) 2.5.

Extraktionsapparatur : 100 ml-Rundkolben mit Hulsenschliff Extraktor nach Soxhlet Dirnroth-Kuhler Extraktionshulsen Wasserbad oder Heizpilz

Probe gefriertrocknen und in Kugel-

JI 2 g Hoden mit 500 ng PCB 209

dotieren und mit 70 ml n-Hexan in Soxhlet-Apparatur extrahieren (80 -100 Zyklen. etwa 20 h)

& Extrakt auf 5 rnl einengen und mit

2 ml Extrakt auf KieselgeUSilbernitrat-

SBule auftragen. mit 40 ml n-Hexan

rlr Eluat auf 3 rnl einengen und mil

GC-lnjektion (1 pl)

Abb. 5-1. Bestimrnung von PCBs in Bodenproben.

2.6. Rotationsverdampfer mit thermostatisierbarem Wasserbad und WasserstrahlPumPe 2.7.

Chromatographiesiiule fur Proben-clean-up

2.8. Gaschromatograph mit Temperaturprogrammierung und ECD 2.9.

GC-Kapillarsaule ( 30 m x 0,32 mm ID fused-silica, Filmdicke 0,25 pm)

2.10. Integrator mit Auswerteeinheit

3. Chemikalien 3.1. n-Hexan (C,H,,) zur Ruckstandsanalyse 3.2. Silbernitratimpragniertes Kieselgel (0,063-0,200 mm) Natriumsulfat (Na2S0,) wasserfrei, zur Analyse z. B. in Chromabond NAN, 6 ml Glas-Einwegsaulen

Bestimmung von polychlorierren Biphenylen

1 15

3.3. Decachlorbiphenyl (C,2Cl,o),zur Analyse 3.4. Bezugssubstanzen: PCB 28, PCB 52, PCB 101, PCB 138, PCB 153, PCB 180 gelost in n-Hexan (1 0 yg/ml je Komponente)

3.5. ChlophenR-oder Arochlop-Gemische, z. B. ChlophenRA40, ChlophenRA60 4. Arbeitsvorschrift

Die Bodenprobe wird nach Probeneingang gefriergetrocknet, rnit einer Kugelmuhle auf eine Korngrok < 0,l mm gemahlen und bis zur Untersuchung im Exsikkator uber Kieselgel aufbewahrt. Etwa 2 g der so vorbehandelten Probe werden rnit 500 ng Decachlorbiphenyl (PCB 209) als interner Standard dotiert und rnit 70 ml n-Hexan in 80-100 Zyklen (etwa 20 h) in einer Soxhlet-Apparatur extrahiert. Der Extrakt wird am Rotationsverdarnpfer eingeengt und mit n-Hexan auf 10 ml aufgefiillt. Zur Vortrennung von storenden Begleitstoffen wird ein Aliquot von 2 ml auf eine rnit Silbernitrat impragnierte Kieselgelsaule aufgegeben, die zuvor rnit einern Saulenvolumen n-Hexan konditioniert wurde, und rnit 40 ml n-Hexan eluiert. Nach schonendem Einengen und Auffullen auf 5 ml erfolgt die Trennung, Identifizierung und Quantifizierung der 6 PCBs mittels Kapillargaschromatographie und Elektroneneinfangdetektor.Die erforderlichen chromatographischen Randbedingungen sind in Tab. 5-3 aufgefiihrt [22]. Tab. 5-3. Gaschromatographische Bedingungen zur PCB-Bestimmung

Saule Tragergas Detektor Injektion Temperaturprogramm

Fused-silica-Kapillarsaule(wenig polar, 30 m x 0,32 mm ID, 0.25 m m Filmdicke z. B. DB5, S P B J , CPSILS, SE-54) Helium 300 "C) ECD (Tonekan: 1 p1 splitlos (T,n,ekte,r: 300 "C) TAnfdnp: 130 "C, 4 min isotherm Rate: 10 W m i n TFndr: 300 "C, 10 min isotherm -

5. Eichung

Die Kalibrierung nach dern Verfahren des internen Standards erfolgt im linearen Mefibereich des ECD. Hierzu wird ein mit 500 ng PCB 209 dotierter Arbeitsstandard gemal3 3.4. bzw. dessen Verdunnungen unter den gleichen Bedingungen wie bei der Probenmessung injiziert. Die gesuchte Bezugsfunktion jeder einzelnen Komponente wird aus 5 aquidistant iiber den Arbeitsbereich verteilten Kalibrierrnessungen durch lineare Regression ermittelt:

ai

Mefiwert der Substanz i (hier: Peak-Flache, Einheit: Flachenwert)

1 16

Bestiniirtrtng

wit

or,gnrii.rchm K ~ i i ~ l i i t i i i ( i f i ~irii n ~Boderi it

aStd MeBwert des internen Standards

mi

k, kStd h,

(hier: Peak-Flache, Einheit: Flachenwert) Steigung der Bezugsgeraden der Substanz i (hier: Response-Faktor, dimensionslos) Massenkonzentration der Substanz i im Arbeitsstandard (&I) Massenkonzentration des internen Standards ( pg/1) Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden dcr Substanz i (dimensionslos)

6. Auswertung Die Massenkonzentrationen der anhand ihrer Retentionszeiten identifizierten PCBKongenere werden nach folgender Gleichung berechnet :

MK(PCB,) Massenkonzentration des PCB-Kongeneren i ( mg/kg) a, MeBwert des PCB-Kongeneren i (hier: Peak-Flache, Einheit : Flachenwert) %d MeBwert des internen Standards (hier: Peak-Flache, Einheit: Fliichenwert) 111, Steigung der Bemgsgeraden der Substanz i (hier : Response-Faktor, dimensionslos) h, Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden der Substanz i (dimensionslos) MStd Masse des der Probe zugesetzten internen Standards (ng) E Einwaage der getrockneten Probe (mg)

7. Diskussion 7.1. Zur Absicherung der Identifizierung der PCB-Komponenten wird der parallele Einsatz von zwei Kapillarsaulen unterschiedlicher Polaritat empfohlen, bei stark belasteten Proben ist eine massenspektroskopische Detektion vorzuziehen. 7.2. Eine alternative mehrstiindige Probentrocknung im Trockenschrank bei 105 "C [ 2 3 ]oder eine Vakuumtrocknung (60 "C bei I30 mbar) ergeben kleinere Peakflachen im Chromatogramm der Kohextrakte und erscheinen daher weniger geeignet [24].

7.3. Eine fliissigchroniatographische Aufreinigung der n-Hexan-Extrakte iiber Benzolsulfonsaure und Kieselgel, wie z. B. fur Altolproben vorgeschrieben [25. 261, zeigt in diesem Fall z. T. geringerc Wiederfindungsraten.

7.4. Zur Peakmustererkennung, zur Beurteilung der Trennleistung des gaschromatographischen Systems und zur Erkennung von Stiirungen empfiehlt sich der Einsatz von technischen PCB-Mischungen wie ChlophenR-oder ArochlorR-Gemischen.Die Trennleistung des GC-Systems mu13 so optimiert sein, daB eine ausreichende Auflosung der Komponenten PCB 28 und PCB 3 1 erreicht wird.

Summenbestimmung von organisch gehundeneti Halogenen

1 17

5.4 Summenbestimmung von organisch gebundenen Halogenen Einzelsubstanzbestirnmungen von halogenierten Kohlenwasserstoffen (siehe Abschnitt 5.2) erfassen trotz des vergleichsweise hohen apparativen und zeitlichen Aufwands imrner nur einen kleinen Teil aller interessierenden Stoffe. Daher wurden Analysenmethoden zur Erfassung der Gesamtkonzentration an organischen Halogenverbindungen in Form von Summenparametern entwickelt und standardisiert [27,28]. Man unterscheidet dabei adsorbierte (AOX), extrahierbare (EOX) und ausblasbare (POX) organisch gebundene Halogene. Wahrend der POX nur leichtfluchtige Halogenkohlenwasserstoffe beriicksichtigt, erfal3t der EOX alle hexanloslichen, lipophilen HKWs. Da der AOX auch die schwerfluchtigen, stark polaren Organohalogene einbezieht, ist dieser Parameter als der umfassendere zu bezeichnen. 1. Prinzip der Verfahren

Durch Elution rnit salpetersaurer Losung werden anorganische Halogenide (im allgemeinen Chloride) aus der Bodenprobe verdrangt, anschlieflend wird die Probe zusarnmen rnit Aktivkohle im Sauerstoffstrom verbrannt (AOX). Durch Ausblasen, Adsorption auf einem Zwischenspeicher und anschliel3ende Elution (POX) bzw. durch Extraktion mit n-Hexan (EOX) werden die organisch gebundenen Halogene abgetrennt. Die erhaltenen Extrakte werden im Stickstoff/Sauerstoffstrom verbrannt. Die jeweils anfallenden Halogenkohlenwasserstoffewerden in einer Titrationszelle absorbiert und durch microcoulometrische Titration bestimmt. Die Bestimmungsgrenzen betragen 1 mg AOX, 1 mg EOX bzw. 0,2 mg POX bezogen auf 1 kg Trockenmasse. Die einzelnen Verfahrensschritte der AOX-, EOX- bzw. POX-Bestimmung zeigt schematisch Abb. 5-2.

2. Gerate und Materialien 2.1.

Trockenschrank

2.2.

Exsikkator

2.3.

Kugelmuhle

2.4.

Exsikkator rnit Kieselgel

2.5.

AOX-Bestimmung:

2.5.1. Analysenwaage (Ablesbarkeit 0,1 mg) 2.5.2. Erlenmeyerkolben 25 ml rnit Hulsenschliff und Schliffstopfen

2.5.3. MeSpipette 10 ml 2.5.4. Probenschuttler 2.5.5. Filtrationseinrichtung rnit Wasserstrahlpumpe

118

BesrimtnictiR

i w i

orpitiischerz Kontctttiin~rtiotirti itn Bodeti

30 g Originalprobe in Wasser auf-

mit 2 ml Ether u. 10 ml Hexan eluieren,

schllmmen und bei 80 'C POX mil

auf ein def. Volumen rnit Hexan auf-

Stickstoff (25mllmin) ausblasen, auf

fiillen und im Stickstoff/Sauerstoffstrom

Originalprobe bei 105 "C trocknen und mahlen (KomgroSe ~ 0 . mm) 1

10-100 mg Bodenprobe mit 10 ml

20 g Bodenprobe rnit 75 ml Hexan 20 h

Nilrat-Stamm-Ltisung und 20 mg A-

im Soxhlet-Extraktor extrahieren

abfiiirieren und mil 50 ml Nitrat-Wasch-

Verbrennung der organischen Losung

Y

Y

Microcoulometrische Bestimmung der

Y

I

Y

AOX EOX Ahh. 5-2. Bestimmung von AOX, EOX und POX in Bodenproben.

I

2.5.6. Polycarbonat-Membranfilter, chloridarm (25 mm Durchmesser, 0,4 pm Porendurchmesser) 2.5.7. Meflzylinder 50 ml 2.6. EOX-Bestimmung : 2.6. I . Extraktionsapparatur: 100 ml-Rundkolbcn mit Hulsenschliff Extraktor nach Soxhlet Dimroth-Kuhler Extraktionshulsen Wasserbad oder Heizpilz

Summenbestimmung von organisch gebundenen Halogenen

119

2.6.2. MeSkolben 50 ml 2.6.3. Rotationsverdampfer mit thermostatisierbarem Wasserbad und WasserstrahlPumPe 2.7. POX-Bestimmung: 2.7. I . MeSkolben 15 ml 2.8.

Halogenanalysator Coulomat 702 CL, Strohlein GmbH & Co, mit: Probenschleuse (AOX) und Quarzschiffchen, Ausgasapparatur rnit Sorptionsrohrchen und Elutionseinheit (POX), automatischem Injektor und 500 pl Spritze rnit Platin-Kanule (EOX)

3. Chernikalien

3.1.

AOX-Bestimmung:

3.1.1. Salpetersaure (Dichte: 1,30 g/ml), zur Analyse 3.1.2. Nitrat-Stammlosung 17 g Natriumnitrat (NaN03), zur Analyse, in Wasser gelost, rnit 15 ml Salpetersaure nach 3. I . I . versetzt und mit Wasser auf 1000 ml aufgefiillt 3.1.3. Nitrat-Waschlosung 50 ml Nitrat-Stammlosung nach 3.1.2. mit Wasser auf 1000 ml aufgefullt 3.1.4. Aktivkohle (Blindwert < 15 pg/g Aktivkohle) 3.1.5. Salzsaure 0,Ol mol/l, zur Analyse 3.2.

EOX-Bestimmung:

3.2. I . n-Hexan (C,H,,) zur Ruckstandsanalytik 3.3.

POX-Bestimmung:

3.3.1. StyroldivinylbenzolcopolymeresHarz (0,85-0,35 mm) 3.3.2. Diethylether (C,H,,O), zur Analyse 3.4.

konzentrierte Schwefelsaure, zur Anal yse

3.5.

p-Chlorphenol, zur Analyse

4. Arbeitsvorschrift Zur Bestimmung des AOX- bzw. EOX-Gehalts wird die Bodenprobe bei 105 "C getrocknet, im Exsikkator abgekiihlt und rnit einer Kugelmuhle feingemahlen. Die Probe verbleibt bis zur Untersuchung im Exsikkator uber Kieselgel. 4.1. Bestimmung von AOX Etwa 50 mg der vorbehandelten Probe werden in einem 25 ml Erlenmeyerkolben rnit 10 ml Nitrat-Stammlosung versetzt. Nach Zugabe von 20 mg Aktivkohle wird das Gemisch 1 h geschuttelt. AnschlieBend wird die Probe uber einen Polycarbonat-Mem-

120

Bestiimnioig

voii

orcyciriisc.hrriKorirtriiiiriciriotieri

irii

Bndeii

branfilter abfiltriert und rnit 50 ml Nitrat-Waschlbsung portionsweise gewaschen. Der feuchte Filterkuchen wird zusammen mit dem Polycarbonat-Membranfilter in einem Quarzschiffchen im Sauerstoffstrom bci 250 "C getrocknet und bei 950 "C verbrannt. Zur Bestimmung des Blindwertes werden in gleichcr Weise 20 mg Aktivkohle in 10 ml Nitrat-Stammlosung suspendiert, 1 h geschuttelt, uber einen Polycarbonat-Membranfilter abfiltriert, rnit 50 ml Nitrat-Waschliisung portionsweise gewaschen und im Sauerstoffstrom bei 250 "C getrocknet und bei 950 "C vcrbrannt. 4.2. Bestimmung von POX Leichtfluchtige Organohalogene (POX) werden durch Aufschlammen von etwa 30 g der unbehandelten Bodenprobe in Wasser (Gesamteinwaage: 500 g) aus der auf 80 "C beheizten Probe unter Ruhren rnit Stickstoff (25 ml/min) ausgeblasen. Die dabei ausgegasten HKW werden unter Eiskuhlung auf einem Styroldivinylbenzolcopolymeren Harz adsorbiert und anschlierjend bei Raumtemperatur nacheinander rnit 2 ml Diethylether und 10 ml n-Hexan eluiert. Das Eluat wird aufgefangen und auf ein definiertes Volumen (z. B. 15 ml) mit n-Hexan aufgefullt. Ein Aliquot entsprechend dem Gehalt an HKW wird im Stickstoff/Sauerstoffstrom verbrannt. Zur Bestimmung des Blindwerts werden 500 mg einer Wasserprobe in gleicher Weise behandelt und analysiert. 4.3. Bestimmung von EOX Etwa 20 g der vorbehandelten Probe werden 20 h in einer Soxhlet-Apparatur mit 75 ml iz-Hexan extrahiert. Der Extrakt wird ggfs. am Rotaionsverdampfer im Vakuum eingeengt, in einen 50 ml MeBkolben uberfuhrt und rnit n-Hexan bis zur Marke aufgefiillt. AnschlieBend wird ein Aliquot (500 PI) entsprechend dem Gehalt an HKW im Stickstoff/Sauerstoffstrom verbrannt. Zur Bestimmung des Blindwerts werden 75 ml n-Hexan in gleicher Weise behandelt, am Rotationsverdampfer auf 50 ml eingeengt und im Stickstoff/Sauerstoffstrom verbrannt. Die Verbrennungsgase passieren einen mit konzcntrierter Schwefelsaure beschickten Adsorber und werden in die Titriereinrichtung eingeleitet. Die Detektion der gebildeten Halogenkohlenwasserstoffe erfolgt durch microcoulometrischc Titration. 5. Eichung

Da es sich bei der Coulometrie um cine Absolutmethode handelt, kann auf eine Kalibrierung verzichtet werden. Die Funktionstuchtigkeit der MeUzelle wird durch Einspritzen einer 0.0 1 M HCI-Losung iiberpruft. Zur Uberprufung der Reproduzierbarkeit kann einp-Chlorphcnol-Standard(Konzentration: 10 mg/l, in iz-tlexan) untersucht werden.

6. Auswertung Die Massenkonzentration an organisch gebundenen Halogenen wird wie folgt bestimmt:

Summenbestimmung voti organisch gebundenen Halogenen

AOX(C1) M

B E

POX(CI) M

B vex Ve,,

E EOX(C1) =

Massenkonzentration an adsorbierten, organisch gebundenen Halogenen, bestimmt als Chlorid (pgkg) MeBwert der Probe (pg Cl) MeBwert der Blindprobe (pg Cl) Einwaage der getrockneten Probe (kg)

Massenkonzentration an ausblasbaren, organisch gebundenen Halogenen, bestimmt als Chlorid, in p g k g MeBwert des Probeneluats (pg C1) MeBwert der Blindprobe (pg Cl) Gesamtvolumen des n-Hexan-Eluats (ml ; hier : 15) Zur Verbrennung eingesetztes Teilvolumen des Eluats (ml) Einwaage der getrockneten Probe (kg)

( M - B ) . v,, Van

EOX(C1) M B vex Vein

E

121

.E

Massenkonzentration an extrahierbaren, organisch gebundenen Halogenen, bestimmt als Chlorid, in pg/kg MerJwert des Probenextraktes (pg C1) MeBwert der Blindprobe (pg C1) Gesamtvolumen des n-Hexan-Extraktes (ml) Zur Verbrennung eingesetztes Teilvolumen des Extraktes (ml) Einwaage der getrockneten Probe (kg)

7. Diskussion 7.1. Die oben beschriebene Probenvorbereitung (Trocknen und Mahlen) ist erforderlich, um eine gute Homogenidt der Analysenprobe gewiihrleisten zu konnen und einen Zerkleinerungsgrad zu erreichen, der eine Probenextraktion mit hohen Wiederfindungsraten bzw. eine vollstandige Verdrangung des Chlorids durch Nitrat-Ionen ermoglicht. 7.2. Grundsatzlich muB sowohl bei der AOX- als auch bei der EOX-Methode mit nur wenigen Storungen gerechnet werden. Die Hauptstorung ist im Falle des AOX das Chlorid, das aber mit dpetersaurer Nitratlosung verdrangt werden kann. Die Zugabe von Aktivkohle dient zum Ausgleich von Inhomogenitaten beim organischen Anteil der Bodenprobe, um damit stets ein gleich gutes Verbrennungsverhalten sicherzustellen. Im Falle des EOX ist eine nichtrusfreie Mineralisierung von Extrakten stark matrixbelasteter Proben moglich, die durch Verdiinnen mit n-Hexan oder durch Verlangerung der Verbrennungsdauer vermieden werden kann. 7.3. Bei einer microcoulometrischen Detektion ist zu beriicksichtigen, daB Fluor-Verbindungen nicht erfaBt werden und in Anwesenheit von Organobromiden und -iodiden Brom- und Iod-Verbindungen unterschiedlicher Oxidationsstufen entstehen konnen, die ggfs. die Verwendung eines Ionenchromatographen zur Detektion erforderlich machen.

1 22

Bestimmiitig w n orgatkschen

Kori~c~riiii~trtiorieii irn Boden

7.4. Die haufig erfragte Korrelation zwischen AOX-/POX-lEOX-Wert und HKW-Einzelstoffbestimmung ist nur bedingt gegeben. Hohe Gehalte an HKWs ergeben bei ordnungsgemal3er Probennahme und -aufarbeitung auch hohe AOX-Werte. Umgekehrt ist diese Beziehung aber nicht ohne weiteres erfullt, denn es kommt immer wieder vor, dalj Proben mit hohem organischen Anteil (z. B. Torf) hohe AOX-Gehalte aufweisen, ohne dal3 eine Schadstoffexposition erkennbar ist [29]. Da fur organische Schadstoffe nur der organische Anteil der Bodenprobe (vor allem Humus) fur Adsorptionsprozesse zur Verfugung steht, erscheint der traditionelle Bezug Schadstoffmenge zu Gesamttrockenmasse in diesem Fall nicht sinnvoll. Plausible Ergebnisse werden dann erhalten, wenn die Schadstoffmengen auf den organischen Anteil bzw. auf die Flache bezogen werden.

5.5 Bestimmung von polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen Die Stoffklasse der polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK, englisch : PAH) umfal3t uber 100 Verbindungen mit zwei und mehr kondensierten aromatischen Ringsystemen und wird wegen ihrer okotoxikologischen Bedeutung schon seit langerer Zeit untersucht. In der Regel wird in Boden eine Auswahl von 16 in der Umwelt am haufigsten nachzuweisenden PAK-Einzelkomponenten als Leitsubstanzen gemal3 der Festlegung der US-Umweltbehorde EPA in der ,,Priority Pollutant List" [30] zur Bewertung von PAK-Kontaminationen herangezogen (s. Tab. 5-4). Tab. 5-4. 16 PAKs gemal3 US EPA-Liste Acenaphthen Acenaphthylen Anthracen Benzo( a)anthracen Benzo(a)pyren Benzo(b)fluoranthen Benzo(ghi)perylen Benzo(k)fluoranthen

Chrysen Dibenz(ah)anthracen FI uoranthen Fluoren Indeno( I ,2,3-cd)pyren Naphthalen Phenanthren Pvren

~

Die analytische Trennung der PAKs in Einzelkomponenten ist wegen der groljen Bandbreite und der ahnlichen Eigenschaften haufig problematisch. Es sind zahlreiche Verfahren und Techniken bekannt [ 3 I], ein genormtes Verfahren fur Bodenuntersuchungen steht im Moment in Deutschland jedoch nicht zur Verfugung. Die Trennleistung der Kapillargaschromatographie ist aufgrund der groBeren Zahl an theoretischen Boden anderen Trenntechniken uberlegen und macht dieses Verfahren auch bei der Auftrennung von polycyclischen Aromaten insbesondere bei schwierigen

Bestimmung von pol.ycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen

123

10 g Boden mit Na2S04 rieselhig

rL mind. 4 h mit 50 ml Cylohexan in Soxhlet-

$I

Extrakt bis zur Trockene einengen und in

I

Imi Cyclohexan aufnehmen

I

Festphasenextraktion uber SilicagelsBule. Eluat eindampfen und in 100 HI Toluol

GC-lnjektion (1 pi)

Abb. 5-3. Bestimmung von PAKs in Bodenproben.

Matrices zur Methode der Wahl [32]. An dieser Stelle sol1 daher die Kopplung von Kapillar-Gaschromatographie und Flammenionisationsdetektor zur routinemaBigen Bestimmung von PAKs in Bodenproben beschrieben werden. 1. Prinzip des Verfahrens Zur quantitativen Bestimmung der PAKs werden diese durch Soxhlet-Extraktion aus der Bodenprobe von der Matrix abgetrennt. Der Extrakt wird mittels Festphasenextraktion vorgereinigt. Nach gaschromatographischer Trennung auf einer Kapillarsaule werden die PAKs mit einem FID detektiert und quantifiziert. Die untere Bestimmungsgrenze liegt bei 0,0 1 mg/kg Trockenmasse je Komponente. Einen schematischen Uberblick uber die Verfahrensschritte zur gaschromatographischen Bestimmung von PAKs in Bodenproben gibt die Abb. 5-3. 2. Gerate und Materialien

2.1. Elektronische Prazisionswaage (Ablesbarkeit 0,1 mg) 2.2. Extraktionsapparatur : 100 ml-Rundkolben mit Hulsenschliff Extraktor nach Soxhlet Dimroth-Kuhler Extraktionshulsen Heizbad oder Heizpilz

1 24

6e.stimiiiung

lvti

oi;qatiisc,hril Koritcirriiricitiotic.n im Bode11

2.3. Rotationsverdampfer rnit thermostatisierbarem Wasserbad und WasserstrahlPumPe 2.4. Metipipetten, 1 und 5 ml

2.5. Glassaule fur Fcstphasenextraktion (Saulenvolumen 6 ml, Saulenfullmenge 1000 mg) rnit Filterelement

2.6. Mikroliterspritzen, 1 und 100 111 3. Chemikalien 3. I . Natriumsulfat (Na2S0,) wasserfrei, zur Analyse 3.2. Cyclohexan (C,H,,) zur Ruckstandsanalytik 3.3. n-Pentan (C,H,?) zur Ruckstandsanalytik 3.4. Dichlormethan (CH2Cl2)zur Ruckstandsanalytik

3.5. Toluol (C,H,) zur Ruckstandsanalytik 3.6. Silicagel, z. B. Chromabond SIOH 3.7. Bezugssubstanzen: 16 PAK nach EPA in Toluol, 100 ng/yl

4. Arbeitsvorschrift Etwa 10 g der homogenisierten Probe werden in Abhangigkeit vom Wassergehalt rnit einer entsprechenden Menge an wasserfreiem Natriumsulfat rieselfahig verrieben, quantitativ in eine Extraktionshiilse uberfuhrt und uber eine Mindestextraktionsdauer von 4 Stunden in einer Soxhlet-Apparatur rnit 50 ml Cyclohexan extrahiert. Die Losung wird am Rotationsverdampfer bei 40 "C im Wasserstrahlvakuum bis zur Trockene eingeengt und in 1 ml Cyclohexan aufgenommen. Zur Abtrennung von storenden Begleitstoffen (insbesondere Mineralolen) wird der Extrakt auf eine Silicagelsaule gegeben, die zuvor eine Stunde bei 140 "C im Trockenschrank erhitzt und anschliefiend mit einem Saulenvolumen n-Pentan konditioniert wurde. Die Saule wird anschlieRend rnit 5 ml n-Pentan gewaschen und trockengesaugt, das Pentaneluat wird verworfen. Die adsorbierten PAKs werden rnit 5 ml Dichlormethan/tr-Pentan (4:6, v/v) eluiert. Das Eluat wird im Stickstoffstrom eingedampft, der Riickstand in 100 pl Toluol aufgenornmen und ein Aliquot von 1 p1 untersucht. Die Identifizierung und Quantifizierung der 16 PAKs nach EPA erfolgt mittels GC-FID. Die gaschromatographischen Bedingungen sind in Tab. 5-5 zusammengefaRt. 5. Eichung

Die Kalibrierung nach dem Verfahren des externen Standards erfolgt im linearen McSbereich des FID. Hierzu wird I yl eines Arbeitsstandards gemalJ 3.7. bzw. dessen Verdunnungen unter den gleichen Bedingungen wie bei der Probenmessung injiziert

Bestimmiirig von polycycli.\chen nromutischen Kohlen~~crssersrqffen

125

Tab. 5-5. GC-Bedingungen zur PAK-Bestimmung Saule

Trigergas Detektor Injektion Temperaturprogramm

Fused-silica Kapillarsaule (wenig polar, 30 m x 0.25 mm ID, Filmdicke 0,25 pm ) Z. B. DB5, SPB-5, CPSIL8, SE-54 Helium (Shulenvordruck:93 kPa) FID (TDcrek,,,r: 300 "C) 1 p1 spl1tlos (TIr,,?& 300 " C ) Temp. 1 : 90 "C, 1 min isotherm Rate I : 30 "Clmin Temp. 2: 180 "C, 1 min iLotherm Rate 2: 4 "Urnin Temp. 3: 300 "C, 5 min isotherm

und chromatographiert. Die gesuchte Bezugsfunktion jeder einzelnen Komponente wird aus 5 aquidistant uber den Arbeitsbereich verteilte Kalibriermessungen durch lineare Regression ermittelt:

a, = m, ' k, + 6, a,

m, k, b,

MeBwert der Substanz i (hier: Peak-Flache, Einheit: Flachenwert) Steigung der Bezugsgeraden der Substanz i (hier: Response-Faktor; Einheit: Flachenwert . p h g ) Massenkonzentration der Substanz i im Arbeitsstandard (ng/pI) Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden der Substanz i (Einheit: Flachenwert)

6. Auswertung Die Massenkonzentrationen der anhand ihrer Retentionszeiten identifizierten PAKs werden nach folgender Gleichung berechnet :

MK(PAK,) Massenkonzentration des PAK i (Einheit: pg/kg) MeBwert des PAK i (hier: Peak-Flache, Einheit: Flachenwert) 0, Ordinatenabschnitt der Bezugsgeraden der Substanz i b, (Einheit: Flachenwert) Steigung der Bezugsgeraden der Substanz i mi (hier: Response-Faktor, Einheit : Flachenwert . pl/ng) Endvolumen des organischen Extraktes (pl) vex E Einwaage der untersuchten Probe (g Trockenmasse)

7.1. Um die PAKs in Feststoffen analysieren zu konnen, miissen diese von der Matrix getrennt werden. Hierfur empfiehlt sich eine Flussigextraktion, wobei eine Kalt- oder eine HeiBextraktion miiglich sind. Vergleichende Extraktionsversuche zeigten, daB die Toluol-Soxhlet- und die Toluol-Ultraschall-Extraktioneffektive Methoden darstellen. Daneben werden auch n-Hexan, Cyclohexan bzw. deren Mischung mit Aceton als Extraktionsmittel eingesetzt [33, 34, 351. Die erforderliche Extraktionsdauer sollte im Einzelfall festgelegt werden, da vor allem Boden mit hohem Feinkornanteil und hohcr Kontamination einen erhohten Zeitbedarf fordern.

7.2. Vor der Extraktion stellt bereits die Probenvorbereitungsmethode einen fur das Ergebnis ausschlaggebenden Verfahrensschritt dar. Die Auswahl des Trocknungsverfahrens geschieht vornehmlich in Hinblick auf die Fluchtigkeit und Stabilitat der zu untersuchenden organischen Verbindungen. Zur Wahl stehen die bekannten Methoden wie Lufttrocknung, Natriumsulfat-Verreibung, Gefriertrocknung aber auch die Untersuchung der unbehandelten, d. h. naturfeuchten Probe. 7.3. Als Aufreinigungs- bzw. Anreicherungsmethode (clean-up) gewinnt die Festphasenextraktion (Solid Phase Extraction, SPE) in Einmalkartuschen gegenuber der Flussig/Flussigverteilung ( 2 . B. Wasser/N-Methyl-2-pyrrolidon/Cyclohexan[36]) in der PAK-Analytik immer mehran Bedeutung. Ihr Vorteil liegt in der zeit- und losemittelsparenden Arbeitsweise und dem weiten Polaritatsspektrum der zur Verfiigung stehenden Phasen. Es handelt sich dabei im allgemeinen um oberflachenmodifiziertes Silicagel wie z. B. die haufig eingesetzte unpolare Octadecyl-(C,,-)Phase oder die polare Cyanopropyl-(CN-)Phase. Uber den erfolgreichen Einsatz der Kombination dieser Phasen bei der PAK-Bestimrnung wurde berichtet [37, 381. 7.4. Die Nachteile der PAK-Analytik mittels GC-FID sind die der eigentlichen Bestimmung vorausgehende, z. T. aufwendige Probenvorbereitung und -aufreinigung (cleanup), die vergleichsweise geringe Nachweisempfindlichkeit und Selektivitat des FI-Detektors und die moglicherweise fehlende Basislinientrennung bzw. Coelution von PA K- Paaren. 7.5. Zur eindeutigen Identifikation und Quantifizierung einzelner, auch unbekannter Komponenten in stark belasteten Proben ist die GC-MS-Kopplung die zweckmaBigste. aber auch aufwendigste Methode. Mit Hilfe der SIM-Technik (Single Ion Monitoring), bei der in verschiedenen Zeitfenstern die fur eine Substanz charakteristischen Massenfragmente selektiv detektiert werden, ist eine weitere Steigerung der Empfindlichkeit mBglich [39]. 7.6. Der Einsatz der Dunnschichtchromatographie (DC oder englisch : Thin-Layer Chromatography, TLC) in Kombination mit Fluoreszenzdetektion 1401 ist in der Bodenanalytik meist nur dann geeignet, wenn einzelne PAK aufzutrennen sind. An die Grenzen seiner LeistungsGhigkeit gelangt dieses Analysensystem, wenn sich die Anzahl der aufzutrennenden Einzelsubstanzen erhoht und zusatzlich Matrixbestandteile realer Proben abgetrennt werden mussen [4 I 1.

Bestimrnung von polycyclischen arornatischen Kr,hlenM.cisserstrn

1 27

7.7. Fur die Analyse von PAKs in Wasserproben hat sich die Hochleistungsflussigkeitschromatographie (High Performance Liquid Chromatography, HPLC) bereits bewahrt. Dieses Verfahren wird in der Methode 610 der US-EPA [42] und im DIN-Entwurf 38 407 Teil8 1431beschrieben. Zur Detektion werden der UV-Detektor, heute uberwiegend mit Dioden-Array-Technik (DAD), und der Fluoreszenzdetektor (FLD) eingesetzt. Der Dioden-Array-Detektor hat den Vorteil eines groBen linearen MeBbereichs und der Moglichkeit, wahrend des MeBgangs die Wellenlange auf elektronischem Wege zu schalten, so daB keine Storung der Datenaufnahme durch Schaltzeit, Bewegen des Gitters usw. auftritt. Durch zusatzliche Aufnahme der UV-Spektren ist eine weitgehende Absicherung der detektierten PAK-Peaks uber einen Vergleich mit Bibliotheksspektren moglich. Die hohere Nachweisspezifitat und -empfindlichkeit des Fluoreszenzdetektors im Vergleich zum DAD wird durch zeitprogrammierte Anderung der optimierten Anregungs- und Emissionswellenlange wahrend der Chromatographie erreicht. Je nach venvendeter Wellenllngen-Paarung konnen so noch Konzentrationen gemessen werden, die um den Faktor 100 tiefer liegen. Ein Nachteil des FLD ist, da13 nichtfluoreszierende Verbindungen (wie z. B. Acenaphthylen) nicht erfaljt werden, daB durch Drift der Retensionszeiten eine Umschaltung der Wellenlangen zum falschen Zeitpunkt erfolgen kann und daB bei hohen Konzentrationen der lineare Bereich schnell verlassen wird. Aus Kosten- und Arbeitsschutzgriinden wird der Acetonitrilanteil in der HPLC-Gradientenfuhrung, wie in der US-EPA Methode 6 10 vorgegeben, durch den Einsatz eines Wasser/Methanol/Acetonitril-Gradientenreduziert bzw. durch die Verwendung von Wasser/Methanol oder MethanoUTHF vollstandig ersetzt [44, 451. Nachteilig wirkt sich der Ersatz des Acetonitrils dadurch aus, daB apolare Begleitstoffe aus stark belasteten Proben hgufig nur durch langanhaltende Waschvorgange zu entfernen sind. Durch die Benutzung von Minibore-Saulen (Innendurchmesser 2 mm) kann der Losungsmittelverbrauch insgesamt gesenkt werden [46]. Im Bereich der Boden- und Abfallanalytik erscheint die HPLC wegen des geringen Auflosungsvermogens ohne Einschrankungen nur fur die Untersuchung von ,,RoutineUmweltproben" mit geringen bis mittleren Gehalten an organischen Kontaminationen geeignet [47]. Dennoch wird dieses Trennsystem vom Gesetzgeber in vielen Fallen als Analyseverfahren zur Bestimmung von PAKs im Boden vorgeschrieben [48,49]. Abschlieljend muB angemerkt werden, dal3 wegen der hier vorgestellten und auch angewendeten Methodenvielfalt in der Bodenanalytik eine Vergleichbarkeit von Meljergebnissen verschiedener analytischer Laboratorien zumindest fraglich ist. Der Mange1 an festgeschriebenen Arbeitsvorschriften erlaubt jedem Labor, ,,sein" Verfahren einzusetzen. Die Festlegung von Grenzwerten zur Beurteilung von Bodenkontaminationen ohne Angabe der exakten Verfahrensschritte setzt eine solche Gleichwertigkeit aber voraus. Hieraus zu schlieljen, daB z. B. der Erfolg einer mikrobiologischen Sanierung von PAK-Altlasten hauptsachlich durch die Analytik bestimmt wird [50], wird dem sich seiner Verantwortung bewul3ten Labor nicht gerecht. Bei Erstellung eines neuen Analyseverfahrens muB dessen Leistungsfaigkeit im Rahmen der analytischen Qualitatssicherung (AQS) umfangreich uberprtift und dokumentiert werden. Die durch statistische Methoden ermittelten Kenndaten geben Informationen zur erreichten Analysequalitat hinsichtlich Spezifitat, Empfindlichkeit, Richtigkeit und Prazision. Eine

1 28

Br.stiriiiiiui~~y i'otr

or-,ytri?i.sc~/?m Kor~ttrrrrrrr~rtioi~c~~~ i?Ff B o r h

Uberpriifung der Anwendbarkeit des Verfahrens auf naturliche Proben schliefit eine Beeinflussung z. B. durch Matrixeffekte aus. Erst danach kann dieses Verfahren in der Routineanalytik eingesetzl werden, wobei laborinterne und -externe Qualitatssicherungsmahahmen die Zuverlassigkeit der gewonnenen Analysenergebnisse gewiihrleisten [5 l].

5.6 Literatur 1 I I De//t.sc'/lrEilf/7rit.sl~rr~rlzrc.r7

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Literatur

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6 Optimierung der Abbauparameter im Labor (W Miiller-Marckgrafl

6.1 Die Fragestellung der Optimierung Die Frage der Optimierung des biologischen Abbaus von Kontaminationen im Boden ist bei jedem zu sanierenden Schadensfall neu zu stellen. Die allgemein an Art und Umfang der Optimierungen gestellten Anforderungen sind allerdings aus finanziellen und Zeitgriinden in der Sanierungspraxis meist nicht erfiillbar [ 11. Es ist bekannt, da13 das System Boden-Schadstoff-Biozonose von aufierordentlich komplexen Zusammenhangen bestimmt wird, die bislang weder qualitativ noch quantitativ in befriedigendem Umfang verstanden werden. Deshalb ist es schwer, die Abbaukinetik der Schadstoffe im Boden vorauszusagen. Im Extremfall kann der Schadstoffabbau von vornherein zum Erliegen kommen oder bei einem unvertretbar hohen Restwert stehenbleiben. Ein geeignetes Voruntersuchungs- und Optimierungsprogramm, das an die Besonderheiten des vorliegenden Boden-Schadstoffkomplexes angepaI3t ist, kann dazu beitragen, eine kontrollierbare Sanierung zu ermoglichen. In diesem Zusammenhang mu13 folgendes beachtet werden : A priori konkrete und verlaBliche Angaben iiber Dauer und Erfolg einer biologischen SanierungsmaOnahme zu machen, ist meist nicht moglich. In der Praxis miissen aber Garantien hierfur iibernommen werden. - Eine wissenschaftlich begrundete Verallgemeinerung der richtigen Vorgehensweise im Sinne einer Handlungsanweisung kann nicht gegeben werden [ 2 , 3 ] . - Die Forderung, dalj die EinfluBfaktoren auf Abbaugrad und Abbaugeschwindigkeit in langen Optimierungsexperimenten fur jede Altlast individuell neu untersucht werden miissen, ist praxisfern und undurchfuhrbar. -

Wie kann nun das Spannungsfeld zwischen den Folgerungen aus wissenschaftlicher Sicht und den Anforderungen der Praxis gemildert werden? Der Ausweg aus dieser Situation kann nur eine KompromiBlosung sein, deren mogliche Ausgestaltung hier umrissen wird. In den folgenden Abschnitten wird ein hierarchisch gegliedertes Optimierungsprogramm vorgestellt und an praktischen Beispielen erlautert. Die Beispiele beziehen sich ausschlieBlichauf die Schadstoffgruppen aliphatische Kohlenwasserstoffe (Dieselkraftstoff, Vergaserkraftstoff, Heizole. Sammelbegriff: Mineralolkohlenwasserstoffe, MKW) und polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK). Die Prinzipien der dargestellten Untersuchungsmethoden konnen aber auf alle aerob abbaubaren Schadstoffe (einkernige Aromaten, Phenole usw.) ausgedehnt werden. Dieses Programm beginnt mit einfachen Labor-Schnellrestsund kann je nach Ergebnissen und neu auftretenden Fragestellungen ausgebaut werden. Es sol1 ausdriicklich

132

Ophiii~riiti,gi"v Ahl~~rrtptri.(ii,ic~t~~r irti Liihor-

darauf hingewiesen werden, dalj es nicht etwa Ziel sein kann. das gesamte, sehr aufwendige Optirnierungsprogramm in jedeni neuen Fall im vollcn Umfang durchzufuhren. Vielmehr wird man mit den einfachen Schnelltests beginnen und an einer Stelle abbrechen, an der aus den Ergebnissen in Verbindung mit bereits vorher erworbenem Wissen uber allgemeingultige Zusammenhlnge auf die optimale Sanierungsstrategie geschlossen werden kann. Auf diese Weise entsteht nach und nach ein wissensbasiertes Regelsystem, das es in Zukunft erlaubt, den Zeit- und Kostenaufwand fur Optimierungsversuche drastisch zu senken. Ein weiterer wichtiger Punkt ist die Unterscheidung von mikroOiolo)~~i.schellVr,nint~rsuc~huttgen und Pcircirnt.ter-0ptitnirritn~~svrr:suc~her~. Obwohl beide nicht vollig unabhlngig voneinander gesehen werden konnen, gibt es doch praxisrelevante Unterschiede. Bei den rnikrobiologischen Voruntersuchungen handelt cs sich oft um Schnelltests, wie sie beispielsweise in [4]als absolutes Minimalprogramm (Atmungsaktivitiit, Kolonienzahl) gefordert werden. Dort werden Kriterien aufgestellt, die erste Informationen daruber liefern, inwieweit die Bodenmikroorganismen durch die Anwesenheit der Schadstoffe geschadigt wurden, wie das Organismeninventar der Bodenprobe in etwa aussieht und ob die verbleibenden Organismen einen aktiven Metabolismus hinsichtlich des Schadstoffabbaus besitzen (oder ob ein solcher Metabolismus induziert werden kann). Das ,,minimale Voruntersuchungsprogramm" kann nicht sicherstellen, daB der Schadstoff in der Bodenmatrix tatslchlich abgebaut wird. Ein ausfuhrlicheres Optimierungsprogramm hat das Ziel, den oder die limitierenden Faktor(en) eindeutig zu identifizieren. Dariiberhinaus ist die Kenntnis des Einflusses der Abbauparameter (die im nachsten Abschnitt definiert werden) auf den Abbauprozelj eine notwendige Voraussetzung zur Entwicklung geeigneter Steuerungsstrategicn fur die jeweils angewandte Sanierungstechnik. Die folgende Diskussion der Optimierungsstudien hat folgerichtig nicht das ,,minimale Voruntersuchungsprogramm" zum Inhalt. Vielmehr wird vorausgesetzt, da13 die einfachen Durchfiihrbarkeitsuntersuchungen bereits ergeben haben, dalj eine autochthone Mikroorganismenpopulation mit dem gewunschten Abbaupotential in der Bodenmatrix existiert. Ausgehend von diesem Punkt kann ein systematisches Optimierungsprogramm fur die Abbauparameter entwickelt werden, das zum Ziel hat, Antworten auf die folgenden Fragen zu geben: ( 1 ) Was sind die limitierenden Faktoren, die fur die auljerordentlich niedrige Abbaugeschwindigkeit vor Ort (d. h. in der ungcstortcn Bodenmatrix am Ort der Kontamination) verantwortlich sind, obwohl eine Bioziinose mit dem gewunschten Abbaupotential vorhanden ist?

(2) Welcher Faktor oder welche Kombination von verschiedenen Faktoren mu13 erganzt werden, um Abbauraten zu erzielen, die kommerzielle biologische Bodensanierungsmaljnahmen im technischen MaBstab uberhaupt erst ermoglichen (Aktivierung der .,natiirlichen Selbstheilungskrafte")?

(3) Wie kann die Kinetik der Schadstoffelimination optimiert werden, um einen ausreichenden volumenspezifischen Durchsatz zu erzielen? Hier spielt insbesondere die Frage nach der Konkurrenzfahigkeit der mikrobiologischen Verfahren im Vergleich zu anderen Bodensanierungstechniken (Waschvcrfahren, thermische und Extraktionsverfahren etc.) eine Rolle.

OptimierutiRsprogrumm

133

(4) Wie kann die Restkonzentration an Schadstoffen und eventuellen unerwunschten Metaboliten minimiert werden, um die Zielwerte z. B. von Behordenvorgaben zu erreichen? Dies ist die Frage nach der Massenbilanz der biochemischen Reaktion.

6.2 Abbauparameter und Limitierungen Mit ,,Abbauparameter"ist grundsatzlich jederparameter gemeint, derden biologischen Abbau, vorzugsweise die Mineralisation, von anthropogenen Schadstoffen in den Boden vor Ort limitiert. Nach dem derzeitigen Stand des Wissens kommen hier insbesondere die folgenden Faktoren in Frage : ( 1) Inhibierung der Mikroflora durch, moglicherweise unbekannte, toxische SubstanZen im kontaminierten Boden (2) Mangel an Nahrstoffen (insbesondere Phosphor- und Stickstoffverbindungen) (3) Mangelnde Sauerstoffversorgung, eventuell notwendige alternative Elektronenakzeptoren, wie z. B. Nitrat (4) Stofftransport, Adsorption/Desorption, mangeinde Bioverfugbarkeit der Schadstoffe (5) ,,Physikalische Parameter", wie ungunstige Temperatur- und pH-Bereiche (6) Eventuell notwendige Cosubstrate fur den Abbau von Verbindungen, deren Verwertung fur die Mikroorganismen keinen energetischen Vorteil bringt (7) Mangel an Organismen mit spezifischen Abbaufahigkeiten fur die ,,Problemsubstanzen" im Gesamtspektrum der Kontamination (Notwendigkeit der Animpfung mit Spezialisten: Bioaugmentation).

6.3 Optimierungsprogramm 6.3.1 Schnelltests Darunter versteht man Untersuchungen, die in ca. 7- 10 Tagen durchgefuhrt werden konnen. Bei diesen Untersuchungen wird der Schadstoffabbau selbst nicht erfaflt, sondern nur ein Aktivitatsparameter, wie z. B. der Sauerstoffverbrauch. Deshalb sind die Ergebnisse rnit Vorsicht zu interpretieren. Eine mikrobiologische Bodensanierungsmafinahme kann dann rnit Sicherheit ausgeschlossen werden, wenn bereits der respirometrische Test eine unzureichende Atmungsaktivitat der Bodenprobe anzeigt. Der Schnelltest erlaubt, schon in einer recht fruhen Phase der Untersuchungen zu entscheiden, ob es sinnvoll ist, mit weiteren, zeit- und kostenaufwendigen Untersuchungen fortzufahren.

1 34

Optii?ii~,r~iri,q dcr Ahhnuptrrtrriieter

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Lrrl>ot

6.3.1.1 Respirometrischer Test Fur respirometrische Untersuchungen von schadstoffbelasteten Bodenproben konnen kommerziell erhaltliche Respirometer eingesetzt werden. Bei Linde VA wird ein manostatisches Respirometer mit elektrolytischer Sauerstofferzeugung verwendet (Voith GmbH, Heidenheim). Dieser Apparat ist im Kapitel 3 dargestellt. 1. Prinzip des Testes Der Test beruht auf der Bestimmung des Sauerstoffverbrauchs in einem geschlossenen System (Sapromat).

2. Arbeitsvorschrift Im einfachsten Fall wird eine standardisierte Menge an kontaminiertem Boden (10 g) mit einer maximalen KorngroBe von 2 mm in 250 ml gepuffertes Mineralsalzmedium (Minimalmedium, frei von C-Quellen) geruhrt. Die Zusammensetzung des Minimalmediums wird wie folgt gewahlt: KH,P04 K2HP04 (Nm2SO-l MgSOj. 7 H 2 0 FeSO, 7 H 2 0

0,78 g 1.83 g 11.og 0,85 g 0,17 g

Die Salze werden in 1 I demineralisiertem Wasser gelost und mit H2S04oder NaOH auf pH 7,O eingestellt. Das ReaktionsgefaB wird dann bei 25 "C fur mindestens 200 Stunden inkubiert und der kumulative biologische Sauerstoffbedarf (BSB) als Zeitfunktion (mg 0,/1Bodensuspension) gemessen.

3. Auswertung der Ergebnisse Inwieweit besteht nun ein Unterschied zu dem in Abschnitt 6.1 erwPhnten ,,minimalen Voruntersuchungsprogramm"? Tatsachlich liegt die Unterscheidung lediglich in der Beriicksichtigung der kinetischen Information, die in der BSB-Kurve enthalten ist. Anstatt auf einen Punkt der (zeitabhangigen) momentanen respirometrischen Aktivitat als Beurteilungskriterium angewiesen zu sein, kann die zeitliche Anderung der Atmungsrate nunmehr durch Differentiation der kumulativen BSB-Kurve leicht gewonnen werden. So wird es moglich, z. B. Populationswechsel oder mehrphasigen Abbau der verschiedenen Klassen von Einzelbestandteilen nacheinander zu erkennen. Femer konnen Fehlinterpretationen, die aus der ausschlieljlichen Betrachtung der Initialrate entstehen, ausgeschlossen werden. Dies wird durch das folgende Beispiel belegt: 10 g einer rnit 60 g MKW pro kg Trockenmasse belasteten Filtererde wurde mit 1 ml Belebtschlamm aus einer kommunalen Klaranlage angeimpft und im Respirometer inkubiert. Es wurde ein sofort

Optimierungsprogmmm

1 35

einsetzender, steiler Anstieg des BSB auf Werte uber 2600 mg pro Liter Suspension in 30 Stunden beobachtet. Danach flachte die Kurve rasch ab und verlief fur uber 400 Stunden absolut parallel zur Zeitachse. Zunachst erschien dieses Verhalten befriedigend, beobachtet man doch bei Inkubation ahnlicher Bodensuspensionen typischerweise nur einen recht langsamen Anstieg der kumulativen BSB-Kurve auf einer Zeitskala von mehreren 100 Stunden, meist mit einer deutlichen lag-Phase am Anfang. Bei nlherer Betrachtung wurde jedoch deutlich, daB im Anschlulj an den steilen Anstieg die momentane Respirationsrate exakt gleich Null war, d. h. es fand keine Erhaltungsatmung statt. Diese Tatsache ist gleichbedeutend mit der Feststellung, daR die zum Zeitpunkt t = 0 zugegebene Biomasse inaktiv war. Tatsachlich zeigte eine Analyse des Feststoffs aus dem ReaktionsgefaB nach der Inkubation, dal3 kein signifikanter Mineralolabbau stattgefunden hatte. ErfaBt man nur die momentane Initialrate (z. B. in mg O? pro 1 Suspension und Stunde), ohne den weiteren zeitlichen Verlauf der BSB-Kurve zu beachten, so kann es leicht zu Fehlschlussen bezuglich der prinzipiellen biologischen Abbaubarkeit kommen. Auch wiederholtes Animpfen fuhrte in diesem Fall nicht zum Erfolg: es stellte sich immer wieder dasselbe Verhalten ein, namlich ein sehr steiler Anstieg, gefolgt von einer ,,Nullinie" in der differentiellen Atmungsrate. Erwahnt werden mul3 noch, daB sich ohne Animpfung uberhaupt kein Signal einstellte. Wie bei respirometrischen Untersuchungen an Bodenproben ublich, kann der Versuch unternommen werden, den ,,End-BSB" (der bei einer gesunden Biozonose eigentlich nicht existiert : die BSB-Kurve mu6 wegen der Erhaltungsatmung auch bei langen Zeiten stets etwas ansteigen) mit dem TOC (Total Organic Carbon) zu vergleichen. Unter der Annahme, daB die hohe Belastung von 60 g/kg den weitaus uberwiegenden Teil des TOC stellt, kann die Massenbilanz unter Benutzung der Stochiometrie fur die Brutto-Reaktion aufgestellt werden [ 5 ] :

2 nCH,+ 2 n 02+0,19n NH,'+ n (CH,,70,~sNl,,lY) + n C 0 2+ 1 3 n H 2 0+ n 48000 kl +

Diese Umsatzgleichung gibt eine erste Naherung fur den Gesamtsauerstoffbedarf fur die Oxidation aliphatischer Kohlenwasserstoffe (hier reprhentiert durch -CH2-) an, unter der Voraussetzung, daB Biomassenwachstum eintritt. Auf dieser Basis erhalt man einen Sauerstoffbedarf von 2,3 g O2 pro Gramm eines durchschnittlichen Dieselols. Sollte umgekehrt das Wachstum durch unbekannte Faktoren gehemmt sein, so erwartet man einen Sauerstoffbedarf von ca. 3,4 g pro Grarnm 01, was in etwa der Stochiometrie der rein chemischen Oxidationsreaktion entspricht. Je nach Zustand der Biozonose und Art der Wechselwirkung zwischen Mikroorganismen, Bodenmatrix und Schadstoffspektrum kann man folglich Werte fur den Sauerstoffbedarf pro Gramm 0 1 erwarten, die zwischen den beiden Extremen 2,3 und 3,4 liegen. Angewandt auf das vorstehend beschriebene Beispiel bedeutet dies, daB man mit einem ,,theoretischen End-BSB" von 5520 mg/l (Biomassenwachstum) his 8 I60 mg/l (kein Biomassenwachstum) in der Respirorneteranzeige rechnen muB. Trotz des ohnehin schon hohen Endwertes von 2600 mg/l ist das System also noch weit vom vollstandigen Umsatz entfernt.

1 36

o p f i / ~ l i ~ ~ rtier l l / lAl~hrllj~trrlr,rrrtrr ,~ ;/,I

Ltrho1

4. Diskussion Uber die Ursachcn des bescbriebenen Verhaltens kann nur spekuliert werden.

( I ) Eine mogliche Hypothese ist die Anwesenheit einer unbekannten Substanz in der Bodenprobe, die den Phosphorylierungsschritt in der Atmungskette entkoppelt. Dies wurde die pliitzlich einsetzende, sehr starke Atmungsaktivitat und den anschlieljenden Abfall der Respirationsrate auf Null erklaren. Der Nachweis einer solchen Ursache fur das beobachtete Verhalten wurde allerdings im vorliegenden Fall nicht gefuhrt. (2) Eine weitere miigliche Fehlerquelle bei der Interpretation des einfachen respirometrischen Tests ist eine unerkannte Nitrifikation, bei der ebenfalls Sauerstoff verbraucht wird. Diese kann aus folgenden Grunden insbesondere in Bodensystemen auftreten : Der Schadstoff (die C-Quelle) kann stark an die Bodenpartikel gebunden und daher schlecht bioverfugbar sein. Dadurch ist es moglich, dalj sich die MikroorganismenPopulationsverteilung von den Verwertern des organischen Kohlenstoffs zu den chemolithoautotrophen Bakterien verschiebt, die in der Lage sind, mit Kohlendioxid als alleiniger C-Quelle zu wachsen. Dabei wird der zu Beginn zugegebene Ammonstickstoff zu Nitrit (z. B. durch Nifro,somotzcrs) und schliel3lich weiter zu Nitrat (z. B. durch Nitrohacter) oxidiert. - Bei carbonatischen Boden ist uber das HCO;/CO1-Gleichgewicht stets potentiell Kohlendioxid als C-Quelle verfiigbar. - Die aeroben Verhaltnisse, die relativ hohen Temperaturen und die lange Versuchsbegunstigen die Nitrifikanten (Genedauer in den Respirometer-Reaktions~e~~~~en rationszeit 10-20 Stunden). Tatsachlich zeigen Abbauversuche in geriihrten Laborreaktoren unter sonst ihnlichen Bedingungen oft Nitrifikation, zumindest nach Abbau des weitgehend bioverfugbaren Anteils der Gesamtkontamination. -

( 3 ) Da die heterotrophe Nitrifikation nur eine untergeordnete Rolle spielt, fuhrt die cbemolithoautotropbe Nitrifikation zu einem Verbrauch an Sauerstoff-,ohne dalj organischer Schadstoff abgebaut wurde. Als Abhilfe wird die Zugabe von N-Allylthioharnstoff als Nitrifikationshemmer vorgeschlagen [6]. Weitere Moglichkkeiten sind: (a) Analysen auf Nitrit und Nitrat iind (b) Kontrolle auf Schadstoffabbau mittels MKW-Gehaltsbestimmung aus dem Feststoffanteil der Suspension, jeweils nach Abschlulj der Inkubation. (4) Wenn nun der einfache respirometrische Test so viele Gefahren einer Fehlinterpretation der Ergebnisse birgt, was kann der Test dann noch an niitzlichen Aussagen bringen? Zur Beantwortung dieser Frage sei auf [7] verwiesen. Dort werden die Eigenschaften von BSB-Kurven verschiedener organischer Verbindungen als Kohlenstoffquellen herangezogen. um ein komplettes Klassifizierungssystem bezuglich der biologischen Abbaubarkeit der einzelnen Verbindungen aufzubauen (allerdings in rein waljrigen Systemen). Hcrangezogen werden dam z. B. lag-Phase (sofern erkennbar), empirische Geschwindigkeitskonstante (bestimmt aus der exponentiellen Wachstumsphase). Endwert in Relation zum theoretischen BSB. Auch im Falle einer Bodensuspension kann BUS der beobachteten Iag-Phase und aus der Geschwindigkeit des Anstiegs der Funktion qualitativ auf das Vorhandensein einer adaptierten Biozonose geschlossen werden ( sofern die oben erwahnten Fehlermoglichkeiten ausgeschlossen wurden).

Optimierun,p.~i~r.ogrrrmrn

1 37

( 5 ) Vor einer quantitativen Interpretation von respirometrischen Daten einer Bodensuspension ohne zusatzliche Informationen aus weitergehenden Untersuchungen mu6 aber dringend gewarnt werden. Abgesehen von der Tatsache, daB die BSB-Kurven oft einen vollig anderen Verlauf zeigen als die entsprechenden Kurven loslicher oder emulgierbarer Substrate in rein waBrigen Systemen, la& sich selbst bei Vorhandensein einer erkennbaren exponentiellen Wachstumsphase keine zu erwartende Reaktionsgeschwindigkeit fur die geplante technische SanierungsmaBnahme ableiten. Der Grund dafiir liegt in der Problematik des Stofftransports im System flussig-fest-gasformig. Obwohl auf diese Aspekte in den Abschnitten 6.3.2.2.2 und 6.3.2.2.4quantitativ eingegangen wird, seien sie hier im Kontext der respirometrischen Messung kurz erlautert: Reaktionsgefafie gangiger Respirometer sind, im Gegensatz zu verfahrenstechnisch optimierten Fermentationsapparaturen, im allgemeinen nicht im Hinblick auf den volumetrischen Phaseniibergangskoeffizienten gasformig-flussig (i. allg. mit k,u bezeichnet ; Einheit: 1 /s oder 1/h) optimiert. Dies kann bei guter Bioverfugbarkeit des Schadstoffs in bestimmten Zeitbereichen des respirometrischen Experiments zu einer Sauerstofflimitierung der Respirationsrate fiihren, die zunachst nicht einfach zu erkennen ist. Liegt umgekehrt ein Fall mit schlechter Bioverfiigbarkeit (starker Schadstoffadsorption an Boden-Feinanteile) vor, so wird die Rate des Stofftransports aus der gebundenen, schlecht bioverfiigbaren Form in den gelosten oder zumindest fein dispergierten Zustand geschwindigkeitsbestimmend sein. Zu allem Uberflul3 sind sogar Falle denkbar, in denen beide Limitierungen nacheinander auftreten. Liegt namlich ein (grofierer) Teil des Schadstoffs nur schwach gebunden vor und ein Restanteil sehr stark adsorbiert, so kann der Gesamtabbau in der ersten Phase sauerstofflimitiert sein, wahrend in der zweiten Phase die Phaseniibergangsrate als geschwindigkeitsbestimmender Faktor iiberwiegt. Dieses Szenario ist durchaus nicht konstruiert: viele MKW-Schadensfalle weisen genau diese Eigenschaften auf. Eine Optimierung dieser Parameter (Stofftransport allgemein) mu13 in mafigeschneiderten Bioreaktoren fur kontaminierte Boden-Feinanteile erfolgen. Ein Respirometer ist hierfur ungeeignet.

6.3.1.2 Hemrntests

I. DIN-Tests Irn Rahmen der Optimierungsstudien sind Hemmtests ein unverzichtbarer Bestandteil (s. Kapitel 7). Als summarische Wirkungstests ahneln sie den Toxizitatstests, die im AnschluB an eine SanierungsmaBnahme Antwort auf die Frage nach dem Erfolg der Detoxifikation liefern sollen. Hierzu gibt es bereits eine Vielzahl von experimentellen Techniken, die im Zusammenhang mit der Abschatzung des Umweltgefahrdungspotentials einer ,,sanierten" Altlast (die unter Beriicksichtigung standortspezifischer Gefahrdungspfade schutzziel- und nutzungsorientiert zu erfolgen hat) diskutiert werden. Hier sind die in Kapitel7 zusammengefaBten Tests zu nennen, insbesondere:

0

der Leuchtbakterientest der Daphnientest der Fischtest sowie der Algentest

1 38

Optiinicviitzg d u ,~bDtriiiiani~iiere~ ini Labot

Dariiber hinaus existieren noch stark nutzungsbezogenen Wirkungstcsts, wie 2. B. der Pflanzenkei mtest. Die Fragestellung der Parameteroptimierung vor einer mi krobiologischen Sanierungsmaljnahme sieht allerdings etwas anders aus: Es geht hier lediglich darum, iizrviecueit die Sr.l~~iclstc)ff~ihhauer gehernrizr ockr vergiftrt rtvrclon kiinnen, und zwar durch die folgenden Faktoren: ~

-

durch den Schadstoff selbst (Substrathemmung) durch unbekannte, bakterientoxische Einzelsubstanzen, die nicht zum standorttypischen Spektrum der Hauptkontamination gehoren durch Metabolitcn, die erst im Verlauf des eigentlichen Schadstoffabbaus entstehen.

Der Leuchtbakterientest (s. Kapitel 7) wird oft fur solche Untersuchungen eingesetzt. Allerdings hat dieser Test drei wesentliche Nachteile: Die verwendeten Leuchtbakterien (z. B. die fakultativ anaeroben Organismen aus der Familie der Vibrionaceac oder das Photobac~~~rium phosphorc.irm, DSM 2 167) sind Organismen marinen Ursprungs. Hingegen wird eine biologische Bodensanierungsmaljnahme in den meisten Fallen unter Ausnutzung der Abbaufiihigkeiten der standorteigenen Biozonose durchgefuhrt, die an das Milieu im Boden angepaljt ist. Hier stellt sich die Frage nach der Vergleichbarkeit. (2) Der Leuchtbakterientest zeigt eine fur Bodensysteme unangemessen hohe Empfindlichkeit. Selbst unbelastete Boden Leigen bereits ein oft recht hohes Hintergrundsignal. ( 3 ) Fur den Test der Hemmwirkung des kontaminierten Bodens ist ein echter Bodenkontakttest wunschcnswert, d. h. ein Versuch. bei dem die Messung bei stiindiger Anwesenheit der festen Bodenmatrix erfolgt. Im Gegensatz dazu stehen Untersuchungsverfahren, die sich nur auf das Eluat stutzen. Schon die genaue Vorgehensweise bei der Eluatherstellung (Kapitel7) kann einen entscheidenden EinllulJ auf das Meljergebnis (auch hinsichtlich der Toxizitat) haben [ 81. Zudem ergeben Bodenkontakttests regelmaljig hohere Wertc als Toxizitiitstests aus dem Eluat. Der Leuchtbakterientest ist zuniichst auf die wlfirige Phase angewiesen. Inzwischen existieren zwar Variationen, die auch Untersuchungen von Bodenproben zulassen. diese erfordern aber in jedem Fall noch die Abtrennung der Festphase vor der eigentlichen Messung. ( 1)

11. Depression eines leicht abbaubaren BSB Die oben erwiihnten Nachteile konnen mit eincm einfachen Hemmtest umgangcn werden, der sich aus der respirometrischen Untersuchung in Abschnitt 6.3.1 ergibt. KAYSERet al. [6] mgen die Konzentrationsabhangigkeitder BSB-Kurven als Kriterium fur die Toxizitat heran. Dieser Ansatz fuhrt bei wiiljrigen Systemen zum Ziel, kann aber nicht direkt auf das vorliegende Problem iibertragen werden. Der Grund liegt darin, daB in Bodensystemen die Gelostkonzentration der Schadstoffe und damit der hauptsachlich wirksame, fur die Bakterien ,,sichtbare" Anteil an Schadstoff durch den Matrixeffekt des Feststoffs direkt reguliert wird. Mit anderen Worten : die wirksame Konzentration an Schadstoffen ist nicht frei wlhlbar. sondern wird durch das Adsorptions/Desorptionsgleichgewicht der schwerloslichen Schadstoffe (bei Anwesenheit dcr adsorbierten Phase im Bodenkiirper) vorgegeben. Eine einzelne BSB-Kurve kann aber keine Aus-

OptimierunRspr-ogramm

1 39

sage uber den Grad der Hemmung liefern, da der Bezugspunkt fehlt. So kann der Schadstoff, obgleich prinzipiell aerob verwertbar, gleichzeitig inhibierend wirken, d. h. der Anstieg der BSB-Kurve konnte groBer sein und zu hoheren Endwerten fuhren, als im Versuch beobachtet, wenn die toxische Wirkung geringer ware oder fehlte.

1. Prinzip des Testes Ein Ausweg aus diesem Problem ist die Messung der relativen Depression eines gut abbaubaren BSB durch die gleichzeitige Anwesenheit des belasteten Bodenmaterials (der Probe). Als Bezugspunkt dient hierbei die ,,theoretische" BSB-Kurve, die aus der Addition der Einzelkurven Jeicht abbaubarer BSB" und ,,Bodenprobe" konstruiert wird. Die zwei Kontrollansatze (leicht abbaubarer BSB allein, Bodenprobe allein) sind notwendig, da die organischen Stoffe der Kontamination selbst zum Gesamt-BSB der Mischung beitragen, obwohl sie gleichzeitig auch inhibierend wirken konnen. Dieses Konzept eines Hemmtests ist aus der Abwassertechnik bekannt [9] und mu13 lediglich an die vorliegende Aufgabenstellung angepaat werden. Konkret wird folgendermaBen vorgegangen :

2. Arbeitsvorschrift Es werden pro Test drei Respirometer-ReaktionsgefaBe vorbereitet. Das erste Gefal3 enthalt I0 g kontaminierten Boden der ,,Standard-KorngroBenfraktion" c 2 mm, suspendiert in 250 ml gepuffertem Minimalmedium (wie im Abschnitt 6.3.1. I). Der zweite Ansatz ist identisch, auBer daB 0,2 g Pepton aus Casein (tryptisch verdaut, Merck Nr. 7213) als leicht abbaubarer BSB hinzugefugt wird. Das dritte GefaB schliefilich enthalt nur 0,2 g Pepton in Minimalmedium, angeimpft mit einigen Mikrolitern aus dem Uberstand einer Aufschlammung des Testbodens. Die drei TestgefaBe werden dann bei 20 "C fur mindestens 200 Stunden inkubiert, wahrend die BSB-Kurven gemessen werden.

3. Auswertung Bei der Auswertung wird aber, im Gegensatz zu [9], keine Hemmflache (integrale GroUe) bestimmt, sondern die in den kumulativen BSB-Kurven enthaltene kinetische Information voll erhalten. Es hat sich aus praktischen Griinden a h sinnvoll erwiesen, eine zeitabhangige, dimensionslose GroBe, die relative Hemmung, RH, wie folgt zu definieren : R H ( f ) = (BSBt, - BSBPr,ixiPeptolS/BSBth RH relative Hemmung t Zeit (h) BSB biologischer Sauerstoffbedarf (mg/l)

mit einem theoretischen BSB,,, (das ist der BSB von Probe und Pepton, wenn beide Anteile sich nur additiv verhielten)

140

Optilriieriiiicg t1c.r

Ahhrrirl~tr~trriietr~ irrr Othor

Naturlich enthalten die nach diesern einfachen Formalismus errechneten Werte fur K H zuniichst keinerlei Information uber die absolute Toxizitat. DaB sie dennoch wertvoll fur die Einschatzung der zu erwartenden Hemmung in einer technischen Sanierungsmaonahme sind, zeigt die folgende Uberlegung : Wegen der relativ grog gewiihlten Bodenrnenge ( 10 g), kann angenommen werden, dal3 man in Abwesenheit von Substratzehrung maximal die durch das thermodynamische Losungsgleichgewicht bestimrnte Gleichgewichtskonzentration an Schadstoff in der wal3rigen Phase erhalt, wobei die Liisung im Gleichgewicht mit der festen oder adsorbierten Phase steht. Haben wir es rnit schwerloslichen Schadstoffen in Phase oder an Bodenpartikel adsorbiert zu tun, so wird sich die Gleichgewichtskonzentrationeinstellen, ohne da13 der Schadstoff quantitativ von der festen Phase desorbiert wird (UberschuB an ,,Probe"). Folgt man nun dem Postulat, daB die Mikroorganismen ausschlieBlich in der Lage sind, die Schadstoffe aus der waBrigen Losung aufzunehrnen [lo], dann ergeben sich zwei SchluBfolgerungen: ) Die Mikroorganismen ,.erfahren" in diesem Test eine sehr Bhnliche effektive Schadstoffkonzentration und darnit cine ahnliche Hemmung wie in einer technischen SanierungsrnaBnahme, die mit einem ProzeBwasser arbeitet. Dies gilt zumindest fur die Initialphase, in der sich das System Boden-Schadstoff noch nahe der adsorptiven Sattigung befindet. (2) Die Gelostkonzentration ist in weiten Grenzen unabhlngig von der Feststoffkonzentration an Boden-Feinanteil in der Suspension. Tatsachlich findet man experimentell keine signifikanten Unterschiede in der relativen Hemrnung, wenn die Feststoffkonzentration variiert wird. (I

In jedem Falle kann man die RH-Kurven verschiedener kontaminierter Boden miteinander vergleichen, da der Test immer auf dieselbe, standardisierte Art und Weise ausgefuhrt wird. Dies wird in Abb. 6-1 verdeutlicht: hier wird der zeitliche Verlaufder relativen Hemmung eines MKW-Schadensfalls mit dem einer PAK-Altlast verglichen. Dabei betrug die Summe der 16 PAK, die von der U. S. Environmental Protection Agency (EPA) als besonders umweltrelevant eingestuft werden, 730 mg/kg (bezogen auf Trockenmasse, Gradienten-HPLC mit Fluoreszenzdetektor). Die Initialkonzentration an MKW in der dkontaminierten Probe betrug 5,5 g/kg (bezogen auf Trockenrnasse. summenparametrisch in Anlehnung an DIN 38409 H 18 IR-Spektroskopie, Kapitel 5 ) .Die beiden Kurven zeigen das jeweils typische Verhalten dieser zwei Klassen von SchadensWllen. Der Verlauf der RH-Kurven von MKW- und PAK-Fallen ist deutlich unterschiedlich. Die relative Hemmung ist im MKW-Fall his ca. 135 h praktisch Null und nimmt danach leicht zu. Im Gegensatz dam besitzt die entspechende Kurve irn PAK-Schadensfall einen steilen Anstieg gleich zu Reginn, erreicht dann ein Plateau und fallt auf ein relatives Minimum bei t = 170 h. Danach ist ein stetiger Anstieg bis zu einem noch hoheren Niveau bis t = 450 h zu beobachten. Dieses Verhalten konnte qualitativ bislang bei jedem untersuchten PAK-Fall reproduziert werden. Insbesondere das relative Minimum ist auffillig und gibt AnlaB zu der Vermutung, da13 zu Beginn eine Substrathernmung durch die PAK vorherrscht, die in dem MaBe sinkt, wie die bioverfugbaren PAK in der wiifirigen Phase transformiert werden, um einer noch hiiheren Hemmung durch die Metaboliten zu weichen. Allerdings ist dies bislang nur eine Arbeitshypothese, die noch nicht experimentell bestltigt oder widerlegt werden

Hemmtest MKW/PAK

RH

1

0 RH relative Hemmung PAK relative Hemmung MKW

0,150

0,125

o,loo

j

/

0 0 0 0

Ok$

Abb. 6-1. Vergleich der relativen Hemmung eines MKWSchadensfalls (Rechtecke) mi[ der einer PAK-Altlast (Dreiecke).

Zeit [hl

konnte. Vor einer Uberinterpretation mu13 an dieser Stelle in jedem Fall nochmals gewarnt werden. 4. Diskussion

Wenn eine Bodenprobe im respirometrischen Test nur eine geringe relative Hemmung aufweist (wie z. B. die MKW-Kurve in Abb. & I ) , gibt es zwei Moglichkeiten einer Interpretation dieses Sachverhalts: ( 1) Die Kontamination enthalt keine hemmenden Substanzen hinsichtlich der aeroben

Verwertung durch die bodeneigene Mikroflora. (2) Die Mikroorganismen sind den Schadstoffen nicht ausgesetzt, da diese zu fest an die Bodenteilchen (an mineralische Oberflachen oder durch Vermittlung von Huminstoffen) gebunden sind. Dies ist gleichbedeutend mit mangelnder Bioverfiigbarkeit, hervorgerufen durch den ,,Matrixeffekt" des Bodens. Im zweiten Fall ist die Eignung des Schadensfalls fur eine mikrobielle Sanierungsmal3nahme stark in Frage gestellt. Es mu13 betont werden, da13 dieses Verhalten auf der Basis des respirometrischen Tests a k i n nicht erkennbar ist. Dies bleibt den weiterfuhrenden Untersuchungsmethoden vorbehalten, die in den folgenden Abschnitten diskutiert werden.

6.3.2 Boden-Bioreaktoren Unter Boden-Bioreaktoren sollen an dieser Stelle aktiv durchmischte Systeme im LabormaBstab verstanden werden, die niit einer Begasungs- und Temperiereinrichtung sowie erforderlichenfalls mit einer Vorrichtung zur automatischen Kontrolle des pHWertes ausgestattet sind. Dabei erlaubt die Menge des im Reaktor behandelten Materials eine wiederholte, diskontinuierliche Probennahme, ohne das Gesamtsystem merklich zu stiiren. Abbauversuche zur Parameteroptimierung kiinnen zweckmll3ig auch dann in solchen Reaktoren ausgefiihrt werden, wenn als technische SanierungsmaBnahme eine Behandlung in Mieten angestrebt wird. Zwar simuliert beispielsweise eine Perkolationsapparatur oder eine beluftete Bodensauk die Verhaltnisse in einer Regenerationsmietc besser, aber der Zeitbedarf fur die Untersuchung des Schadensfalls im Bodenreaktor ist geringer. Welche experimentelle Technik fur die Optiinierungsstudien herangezogen wird, hangt also von der Fragestellung und dem Zeitrahmen ab.

6.3.2.1 Technische Aspekte Boden-Bioreaktoren sind Fermentationssystemen ahnlich, mussen aber in der Lage sein. rnit Suspensionen von Boden-Feinanteilen umzugehen. Steriles Arbeiten ist allerdings nicht erforderlich. Kontrollversuche zum biologischen Schadstoffabbau konnen prinzipiell durch Vergiftung des Ansatzes erfolgen.

I. Suspensionsreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf Dieser Apparat zeichnet sich insbesondere dadurch aus, dal3 er ein vollig geschlossenes System darstellt (Abb. 6-2). Strippverluste durch die Begasung sind somit von vornherein ausgeschlossen. In einer typischcn Ausfuhrung besteht das System aus einem 4 I-Fermenter rnit Magnetruhrer, ausgestattet rnit pH-Regler und Gaseinleitungsrohr nebst Gasverteilung. Die Begasungseinrichtung ist als geschlossener Kreislauf ausgefuhrt : Luft, optional mit technischem Sauerstoff angereichert, wird von einer Membranpumpe in die Bodensuspension gedruckt, verliifit den Reaktor durch cine 5 I-Falle (um eventuellen Schaum aufzufangen) und passiert eine Waschflasche rnit S%iger NaOHLikung, um das bei der biochemischen Reaktion freigewordene COz zu entfernen. AnschlieBend wird das Gas wieder durch die Membranpumpe angesaugt und zuruck in den Reaktor gepumpt. Die Sauerstoffversorgung erfolgt analog zu einem elektrolytischen Respirometer. Dazu ist der Reaktor-Gasraum rnit eincm einfachen Drucksensor verbunden, der den Druckabfall (wenige mm Wassersiule), verursacht durch den Sauerstoffverbrauch bei der mikrobiellen Oxidation der Schadstoffe, detektiert. Dieser triggert mit Hilfe einer geeigneten Elektronik einen elektolytischen Sauerstofferzeuger, wobei die Einschaltzeit konstant ist und die Einschaltzyklen mittels eines elektronischen Ziihlers registriert werden. Im Gegensatz zu den Sauerstoffgeneratoren analytischer Respirometer ist der Sauerstofferzeuger des Submersreaktors in der Lage, bis zu ca. I g O2 pro Stunde zu liefern. Die Anzahl der Einschaltzyklen uber der Zeit erlaubt, unter Berucksichtigung

Optimierungsprogrrtrnm

12

143

13

Abb. 6-2. Eine typische Ausfiihrungsform des Subrnersreaktors rnit geschlossenern iaskreislauf. 1 4 I-Bioreaktor mit magnetisch angetriebenern Ruhrer

2 Gaseinleitungssystern und Ruhrer-Drehzahlregelung 3 Membranpumpe fur den Gaskreislauf 4 pH-Einstabmesskette 5 Schwebkorper-DurchfluBmesser fur den Gaskreislauf 6 autornatische pH-Regeleinheit 7 verdunnte Schwefelsaure 8 Natronlauge 9 Falle fur ubertretenden Schaum 10 Waschflasche rnit S%iger Natronlauge zurn Entfernen des CO, II Bypass rnit pararnagne&hem Sauektoff-Konzentrationsrnefigeratzur Bestimmung der 02-Konzentration in der Gasphase !xi Versuchen rnit 02-angereicherter Atrnosphare (optional) 12 Steuerelektronik rnit Zeitglied (Monoflop) und Zahler I3 Konstantstrornquelle I 4 elektrolytischer Sauerstofferzeuger I5 Kontaktrnanometer zur Detektion des Druckabfalls im Bioreaktor

der jeweils konstanten Einschaltdauer die einfache Umrechnung der MeBsignale in eine kumulative BSB-Kurve uber das Faradaysche Gesetz. Die Einstellung der Einschaltzeit und des (Konstant-)Stromsdurch die Elektrolysezelle gestattet ferner eine Anpassung der gelieferten Sauerstoffmenge an den Bedarf des jeweils untersuchten biologischen Systems. Neben der hoheren O*-Erzeugerkapazitatunterscheidet sich der experimentelle Aufbau auch dadurch von kommerziellen Respirometern, da13 die Biologie zu jeder Zeit den benotigten Sauerstoff anfordern kann ; es existiert keine extern vorgegebene Taktrate. Der Subrnersreaktorrnit geschlossenem Gaskreislauf weist gegenuberanderen Systemen insbesondere folgende Vorteile auf:

144

Optiriiitwrig t l ~ Ahhairprirtrriic,trr. r irii Ltrhor

Die Sauerstoffversorgung erfolgt vollkommen automatisch. Die Mikrobiologie erhiilt stets genau so vie1 O?,wie bei der Veratmung des Substrats benotigt wird (allerdings nur unter der Voraussetzung, daB das Verhiiltnis C0,-gebildet zu 0,-verbraucht nahe genug bei I liegt. was meist anniihernd, aber nicht exakt gegeben ist). Versuche bei hoheren Sauerstoffgehalten der Gasphase sind moglich, wenn die gesamte Apparatur zu Beginn init technischem Sauerstoff gespult wird. - Das BSB-Signal kann on-line verfolgt wcrden, so da8 viele unerwartetete Effekte sofort erkannt werden konnen. Ein Eingr n das Reaktionsgeschehen ist so jederzeit moglich, ohne daU man auf verzogernde off-line-Analytik angewiesen ist. - Der Effekt der Zugabe eines kritischen Faktors, wie z. B. Cosubstrate, obertliichenaktive Substanzen, Nahrstoffe (N, P), pH-Einstellung, kann sofort on-line am BSBSignal abgelesen werden. Ferner kann das Abklingen des Effekts beobachtet werden, was in vielen Fallen die Probennahme mit diskontinuierlicher Analyse erspart. Dies erlaubt im Zuge der Parameterstudien die wiederholte Zugabe eines wichtigen Faktors im Verlauf eines einzigen Versuchsansatzes ohne ungewollte und verfiilschende zeitliche Uberlappung der Effekte. - Der Reaktor enthalt in einem typischen Abbauversuch ca. 500- I000 g Feststoff. Dies erlaubt es, geniigend Proben zu verschiedenen Zeitpunkten zu ziehen, ohne das System merklieh zu storen. In den Proben kijnnen dann alle relevanten Variablen, die den momentanen Zustand charakterisieren, durch geeignete off-line-Analytik bestimmt werden. Dies betrifft speziell die Schadstoffkonzentration in der festen Bodenmatrix und im wal3rigen Uberstand, die Konzentration der Nahrsalze, die Keimzahl, den Proteingehalt sowie verschiedene Enzymaktivitiiten wie Esterase und Dehydrogenase. -

11. Airlift-Reaktor

Sind die groben Randbedingungen, unter denen ein Schadstoffabbau in einer realeii Altlast erzielt werden kann, erst einmal geklart, so hat sich allerdings auch ein anderes. robusteres Versuchssystem bewlhrt. Insbesondere bei Schadensfallen, die starke Stofftransportlimitierungen aufwiesen, wurde (und wird) bei Linde VA cin 75 I-Submersreaktor fur 3-Phasensysteme (Boden, Luft, Niihrstofflosung) vom Airlift-Typ eingesetzt. Durch eine besondere verfahrenstechnische Auslegung von Reaktorgeometrie und -einbauten wurden hier gute Stoffiibergangsraten Schadstoff (adsorbiert) nach Schadstoff (geliist oder in freier Suspension) und hohe Sauerstoffeintragsraten erreicht. Dieser Umstand erlaubt es, den Airlift-Reaktor als Instrument fur die Optimierungsversuche vorteilhaft einzusetzen, da alle phasenubergangslimitierten Schadensfalle auf einer verkurzten Zeitskala (von 24 Stunden bis zu einigen Tagen, je nach Art des Bodens und der Kontamination) untersucht werden konnen. Der Airlift-Reaktor ist insbesondere auch mit einer effizienten automatischen Schaumzerstorungseinrichtung,bestehend aus Schaumturbine und zwei nachfolgenden chemischen Antischaumstufen ausgerustet. Dies macht ihn zu einem idealen Instrument zur Untersuchung des Schadstoffabbaus in Gegenwart von oberfliichenaktiven SubstanZen. In Abbauversuchen mit stark MKW-belastetem Bodenmaterial wurde bei hohen volumenspezifischen Durchsatzraten und starkem Biomassenwachstiim aul3erdem auch eine starke spontane Schaumbildung beobachtet (ohne Zusatz von Tensiden). Dies zeigt

O/~timieruriRs:~roRrcrmni

1 45

einerseits die verfahrenstechnische Bedeutung wirksamer Vorrichtungen zur Schaumzerstorung und -riickfiihrung, andererseits eroffnet sich hier auch eine Chance, durch geeignete Trenntechnik eine hochaktive Mikrobiologie zu gewinnen, die die Fahigkeit besitzt, biogene, oberflachenaktive Substanzen auszuscheiden und die in einen Abbauversuch zuriickgefiihrt werden kann (s. Kapitel8). Die Begasungseinrichtung des Airlift-Reaktors ist sehr einfach ausgelegt : Ein Verdichter liefert einen regelbaren Luftstrom von bis zu 6000 l/h, der nach dem Passieren des Reaktors und der Schaumzerstorer-Einheitenuber ein Aktivkohlefilter geleitet wird. Durch Analyse der Aktivkohle konnen eventuelle Strippverluste bilanziert werden. Die weitere Peripherie des Reaktors umfaljt eine automatische pH-Regelung, eine Fullstandsuberwachung mit automatischer Wassernachfuhrung zum Ausgleich von Verdunstungsverlusten, eine Probennahme-Einrichtung sowie einen Absetzbehalter zur Trennung von Feststoff und flussigem Uberstand nach dem Versuch. Schlieljlich kann der Reaktor noch auf einer konstanten Temperatur zwischen 20 und 30 "C gehalten werden. Die Messung des Gehalts an gelostem Sauerstoff gelingt in den meisten Suspensionen diskontinuierlich mit einer Clark-Elektrode, die jeweils eingefiihrt und nach der Messung sofort abgespiilt wird. Vor der nachsten Messung erfolgt dann jeweils wieder eine Eichung.

6.3.2.2 OptimierungsprozeB 6.3.2.2.1 Nahrsalzbedarf Der Nahrsalzbedarf ist neben der Sauerstoffversorgung einer der wichtigsten Abbauparameter, da der Mange1 an Stickstoff und Phosphor in praktisch allen Fallen mit starker MKW-Kontamination den Abbau im Erdreich vor Ort verhindert. Dies ist damit zu erklaren, dalj eine Mikroorganismenpopulation rnit 01-Abbaupotential in den weitaus meisten Boden existiert. Sofern auch nur ein geringer Sauerstoffzutritt moglich oder ein anderer Elektronenakzeptor anwesend ist (z. B. Nitrat), wird ein Teilabbau unter Verbrauch von Stickstoff und Phosphor bereits am Standort einsetzen. Diese Elemente sollten, zumindest bei starken MKW-Kontaminationen, in jedem Fall supplementiert werden. Etwas anders mulj die Lage bei diffusen PAK-Belastungen (etwa der Bereich 20- 100 mg/kg in Summe der 16 EPA-PAK) beurteilt werden. Hier kann in bestimmten Fallen der natiirliche Phosphor- und Stickstoffgehalt des Bodens ausreichen, um einen anhaltenden (langsamen) Schadstoffabbau aufrechtzuerhalten. Wenn in der Literatur fur Bodensanierungsmaljnahmen ein optimales C :N : P-Verhaltnis von 100: 5 : 1 (oder ein tihnliches Verhaltnis, in Gewichtseinheiten) angegeben wird, mu13 man sich jedoch dariiber im klaren sein, da13 sich diese Angabe auf die Massenbilanz bezieht. Es ist aber keinesfalls ausreichend, einfach nur zu Beginn der MaBnahme 5 g Stickstoff pro 100 g Kohlenstoff zur Verfugung zu stellen. Vielmehr sollte mindestens diese Menge an N und P zu jedem Zeitpunkt des Schadstoffabbaus vorhanden sein. Allerdings gibt es auch hier Ausnahmen von der Regel, da sehr hohe Dosen Stickstoff, wie sie sich zu Beginn des batch-Abbaus aufgrund des hohen TOC errechnen, inhibierend wirken konnen. Aus diesem Grund sowie wegen der Forderung nach moglichst geringen Rest-Salzgehalten des Mediums nach dem Abbau der Schad-

I46

Optiinieruiitq rlrr Ahhriuprirrir,ic.ter im Lrihor

stoffe sollte die Zugabe an Stickstoff und Phosphor zeitlich gesteuert erfolgen. Zu diesem Zweck kann ein Abbauversuch in einem der oben beschriebenen Boden-Bioreaktoren dienen, bei dem die Nlhrsalzkonzentration in Relation zum zeitlichen Verlauf des Schadstoff(rest).gehalts jeweils gemessen und nachgefiihrt wird. Wird ein solcher Versuch sorgfaltig durchgefiihrt, so ergibt sich eine echte Optimierung der technischen SanierungsmaBnahme hinsichtlich der Nahrsalzversorgung : man erhat einen Anhaltspunkt iiber die Dynamik des Verbrauchs und damit iiber die Abfolge und Menge der notwendigen Erganzungen sowie die Gesamtbilanz. Gleichzeitig ist es moglich, die Ammonium-, Phosphat-, Nitrit- und Nitrat(rest)konzentration am Ende des Schadstoffabbaus zu minimieren. Wenn in der Uberschrift vom Nahrsalzbedarf gesprochen wurde, so heiBt das nicht, daR P und N unbedingt in anorganischer Form zugegeben werden miissen. Fiigt man beispielsweise P in Form von biologisch abbaubaren organischen Substanzen hinzu, kann es gelingen, dic ausreichende Versorgung mit dem Element mit einer losungsvermitteinden Funktion zu verbinden (z. B. Phospholipide). Ammomiumsalze zur Stickstoffversorgung konnen oft durch Hamstoff ersetzt werden, der den Vorteil bietet, daB kein ,,storendes" Anion in das Reaktionssystem rnit eingefuhrt wird. Die Dosierung von Harnstoff setzt allerdings voraus, daB seine Umsetzung zu Ammonium durch die Ureasen nicht gehemmt ist. Obgleich in den Optimierungsversuchen im Submersreaktor rnit geschlossenem Gaskreislauf bei Zugabe von Harnstoff zum Zeitpunkt r = 0 in der Regel bereits nach 20-60 Minuten eine deutliche Zunahme der Ammoniumkonzentration eintrat, ist dies nicht selbstverstandlich der Fall. In einer Abbaubarkeitsstudie rnit einem PAK-Schadensfall konnte die Hamstoffhydrolyse erst nach ca. 10 Tagen beobachtet werden. Der Einsatz von Harnstoff ist aber sonst im allgemeinen zu empfehlen, da bei der Mehrzahl der Bakterien die Ureasebildung durch Ammonium-Ionen reprimiert wird. Der somit einsetzende Selbstregelmechanismus (es wird nur so vie1 Ammonium gebildet, wie beim Wachstum verbraucht wird) verhindert eine iibermal3ige Aufsalzung rnit Ammonium-Ionen, was ein erwiinschter Effekt ist. en auch Randbedingungen, die unabhangig von der N- und P-Versorgung sind, beachtet werden: so kann es sinnvoll sein, mehr HPO; zuzugeben als durch das C:N: P-Verhlltnis vorgegeben ist, dann namlich, wenn es notwendig ist, den andemfalls leicht abdriftenden pH-Wert (EinfluR der Bodenmatrix) durch die Wirkung des Phosphatpuffers abzufangen. Ein zu wenig beachteter Punkt ist ferner, daB das C:N:P-Verhaltnis die bevorzugte Konzentration an verfiigbarem Stickstoff angibt. Wird der Stickstoff in Form von Ammonium-Ionen zugegeben, so geht zunachst wegen der Kationenaustauscherkapazitat des Bodens ein groRer Teil fur die Biologie verloren. Daher sollte die rein rechnerisch erforderliche Zugabe von Ammonsalzen durch Analysen der freien Ammoniumkonzentration im ProzeBwasser (Uberstand im Submersreaktor, Kreislaufwasser einer Miete) kontrolliert werden. Insbesondere bei in-situ- oder Mietensanierungen besteht die Moglichkeit, die freien Kationenaustauscherzentren durch Spiilen rnit Caoder Mg-Salzlosungen zu deaktivieren, bevor Ammonsalze supplementiert werden. Schliealich sollte die wichtige Rolle anderer ,,Bioelemente" und der Spurenelemente nicht vergessen werden. Hierzu gehoren insbesondere Fe, K, Ca, Na, Zn, Mn, Mo, Se, Co, Cu, Ni, B, W (teilweise in Spuren). Da die chemische Analyse von Spurenelementen im Boden sehr aufwendig ist und die Ergebnisse andererseits noch nichts iiber den

Optimierungsprogramm

147

Grad der Bioverfugbarkeit aussagen, empfiehlt sich der Zusatz einer Spurenelementlosung, wie sie z. B. in [ 111, Kapitel3, angegeben ist.

6.3.2.2.2 Beluftung, Sauerstoffeintrag I. Der durchmischte Reaktor als Modellsystem Die kinetische Limitierung des aeroben Abbauprozesses durch unzureichenden Sauerstoffeintrag kann sehr eindrucksvoll durch ein quantitatives Beispiel modellhaft verdeutlicht werden. In dem hier diskutierten Fall bezieht sich die Rechnung auf die charakteristischen Parameter des Airlift-Reaktors fur Suspensionen hochkontaminierter Boden-Feinanteile, wie er in Abschnitt 6.3.2.1 beschrieben wurde. Der Formalismus des Modells ist jedoch auf jedes beliebige Reaktionssystem iibertragbar, das in erster Naherung als gut durchmischter Reaktor angesehen werden kann, also beispielweise auf geriihrte Labor- und Technikumsreaktoren, Sprudelbett-, Strahlschlaufen-, Blasensaulen- und Airlift-Reaktoren. Obgleich einige dieser Reaktortypen naturlich im strengen Sinne Systeme mit aufgelosten Parametern darstellen (d. h. die systemcharakterisierenden ZustandsgroBen sind eine Funktion des geometrischen Ortes und der Zeit), ist es oft moglich und sinnvoll, sie vereinfachend als ,,black box" rnit gernittelten, effektiven Parametern zu behandeln. Unter der Uberschrift ,,Sauerstoffeintrag" interessiert zunachst nur das Antwortverhalten der Gelostsauerstoffkonzentration als Reaktion auf den biologischen AbbauprozeB derjenigen Substanzen, die in bioverfugbarer Form irn Reaktor vorliegen. Die zweite wichtige stofftransportbezogene GroBe, namlich die Desorption der Schadstoffe von der Bodenrnatrix in eine bioverfugbare Form, wird aus Griinden der Ubersichtlichkeit separat in Abschnitt 6.3.2.2.4 behandelt .

11. Das Modell Fur ein gut durchmischtes Reaktionssystern, in dem der aerobe Abbau des organischen Substrats unter Sauerstoffverbrauch den einzigen relevanten ProzeB darstellt und in dern die N5hrsalze uber die gesamte Reaktionszeit in ausreichender Konzentration zur Verfugung stehen (vgl. Abschnitt 6.3.2.2. l), lassen sich die Massenbilanzgleichungen in der flussigen Phase wie folgt formulieren [ 12, 1 31 : Biomasse : dX/dt = (F,/V,). (X,, - X ) + r, - (kd . X ) t

F, V,

X, X r, kd

Zeit (h) DurchfluBrate der Flussigkeit (I/h) Flussigkeitsvolumen (1) Biomassenkonzentration im Reaktoreinlauf (mg/l) Biomassenkonzentration (Schadstoffabbauer, mg/l) Rate des Biornassenwachstums (mg/l . h) kinetische Konstante der Absterberate (h-')

(3)

148

Optitiii~r-rtlii~~ der Al~hrrupnrnrirr~rririi Lrrhor

Substrat, gelost (bioverfiigbar): dC/dr = (Fl/V , ) . (C,,- C ) + r,

C,, C r,

(4)

Substratkonzentration im Reaktoreinlauf (mg/l) Substratkonzentration, gelost (mg/l) Rate der Substratzehrung, freies Substrat (mg/l . h)

Sauerstoff in wa0riger Losung : dO,/dt = (F,/V,). (O,.,,- 0,)+ r,,+ kla . (Oi,cq- 0,)

O,.,, 0, r,, kla O,,,,

Sauerstoffkonzcntration im Reaktoreinlauf (mg/l) Sauerstoftkonzentration in wa0riger Losung (mg/l) Rate des Sauerstoffvcrbrauchs (mg/I . h ) volumetrischer Phasenubergangskoeffizient Gas-Flussigkeit (h-') Gleichgewichts-Sauerstoffkonzentration an der Grenzflache Gas-Flussigkeit (mg/li

Entsprechend gilt flir die Massenbilanz des Sauerstoffs in der Gasphasc: dO,/dt = (F,/V,) . (O,,, - 0,)- kill . ( 0 1-.01) ~~ . (Vi/VJ FG ' Beluftungsrate W h ) effektives Volumen der Gasphase (1) V,, Of,,, Sauerstoftkonzentration in der Gasphasc, Zuluft (mg/l) Sauerstoftkonzentration in der Gasphase, Reaktor (mg/l) 0, k,u, Ol,eq,O,, V , s. Gleichung ( 5 ) Die spezifische Reaktionsgeschwindigkeit sowie die Reaktionsraten crgcben sich wie folgt (nach Monod): ,LL

+

= p,,,. C / ( K , C ) . Oil(K,,

p

pll, C K, K,, 0,

+ 0,)

(7)

mittlere spezifische Wachstumsgeschwindigkeit (h-I) maximale spez. Wachstumsgeschwindigkeit (h-') (iiber Organismen und Schadstoffe gemittelt) Substratkonzentration, gelost (mg/l) Sgttigungskontante bezuglich Substrat (mg/l) Sattigungskonstante bezuglich Sauerstoff (mg/l) Sauerstoffkonzentration in wS0riger Losung (mg/l)

oder bei Substrathemmung (wie bei den meisten Xenobiotika der Fall) nach Haldane: / L =/1,11

. C / ( K ,+ C + C'/K, ) . O,/(K,,+OJ

(8)

p , p,,,, C, K,, O,, K,,, 0, s. Gleichung (7)

K,

Inhibitionskonstante (mg/l)

daraus ergeben sich die Raten: rr;= p . X

(9)

r, = -p . X / Y x . c r,,= re . yo.,

Yx,c Ausbeutekoeffizient Biomasse/Substrat Y,,,* Ausbeutekoeffizient Sauerstoff/Substrat Fur die Sauerstoffkonzentration an der Grenzflache Gas-Fliissigkeit (d. h. in Abwesenheit von Sauerstoffzehrung) kann in guter Naherung das Henrysche (Grenz-)Gesetz eingesetzt werden:

o,.eq = M . og M

Henry-Koeffizient

Das effektive Gasphasenvolumen wird fur die Zwecke einer Demonstrationsrechnung vereinfachend auf der Basis eines konstanten Gas-holdup bestimmt: V,=e . V , E

(13)

Gas-holdup

111. Auswertung der Rechnung Die kritischen Parameter hinsichtlich der Sauerstoffversorgung sind die Begasungsrate F,: und der volumetrische Phaseniibergangskoeffizient Gasphase nach fliissiger Phase k,a (zusammengesetzt aus der spezifischen Oberflgche zwischen Gasphase und Flussigkeit a und dem Phasentransferkoeffizienten k,;der k,a-Wert wird u. a. stark von den verfahrenstechnischen Charakteristika des Reaktors bestimmt [ 141. In Dreiphasensystemen wie dem vorliegenden ist es oft sehr schwierig, den k,a-Wert direkt zu bestimmen. Bekannt ist aber, daB er rnit steigendem Feststoffanteil im allgemeinen drastisch abnimmt. Der Einsatzpunkt einer kinetischen Limitierung des Abbaus durch unzureichenden Sauerstoffeintrag kann aber mit Hilfe des Modells recht gut abgeschatzt werden, wenn fur die iibrigen Parameter die durch die Verfahrenstechnik vorgegebenen Werte (F,, F,, V ,usw.) bzw. plausible mittlere Werte aus separaten Messungen im Labor (K,., p,,, usw.) eingesetzt werden. Die Gleichungen (3) bis (6) stelien ein Anfangswertproblem gekoppelter gewohnlicher Differentialgleichungen I . Ordnung dar, das (exemplarisch) mit den Anfangsbedingungen X(r = 0) = 2 mg/l, C(t = 0) = 30 mg/l, O,(t = 0) = 0 mg/l und O,(t = 0) = 286 mg/l rnit Hilfe eines geeigneten Integrators [ 151 gelost werden kann. Dies bedeutet ,, iihersetzt ": ein relativ schlecht losliches Substrat, das aber immerhin mit 30 mg/l in bioverfugbarer Form in der waflrigen Phase vorliegt, wird von anfangs 2 mg/l aktiver Biomasse bei Begasung mit Luft abgebaut, wobei die Bedingungen i n der Suspension zum Startzeitpunkt weitgehend anoxisch sind. Dies ist gewissermaRen ein realistisches Szenario, wie man es unter den Bedingungen dieses Beispiels erwarten kann. Zum Zwecke der Vereinfachung wird ein batch-Abbau angenommen, was bedeutet, dal3 die FluB-Terme (die Ausdrucke der Form (FJV,). ( X , - x) etc.) in GI. (3)-(6) verschwinden.

I50

Optiniierutig ttrr Ahhau/~aratneteritn Lobor

( 1 ) Niedriger k,a- Wert

Abb. 6-3 zeigt die Losungsfunktionen fur das Biomassenwachstum, fur die zeitliche Entwicklung der Gelostsauerstoff-Konzentration und fur den Substrat(Schadstoff-)abbau. Eingesetzt wurde ferner eine Begasungsrate von 3000 l/h (ein typischer Wert fur den verwendeten Airlift-Reaktor) und ein k,u-Wert von 5 h-I. Letzterer stellt bereits einen sehr schlechten Wert dar. Dennoch zeigt sich, da13 die Sauerstoffkonzentration in der Suspension zu Beginn rasch aufgebaut wird und nur einen ca. 25%-Einbruch zum Zeitpunkt maximalen Biomassenwachstums aufweist, was den Abbau praktisch nicht limitiert. Dies kann auch an Rechnungen mit noch grol3eren k,a-Werten gezeigt werden. Ware k,a nun um einen Faktor 10 kleiner (Abb. 6-4), so ergabe sich ein vollkommen anderes Bild : Biomassenwachstum und Schadstoffabbau verlaufen langsamer und zeigen uber weite Bereiche das typische lineare Verhalten, das oft beobachtet werden kann wenn eine Stofftransport-Limitierung vorliegt. Die Ursache hierfur kann an der zeitlichen Entwicklung der Gelostsauerstoff-Konzentration abgelesen werden. Diese bricht nach anfanglichern, zogerndem Aufbau auf ein niedriges Niveau gleichzeitig mit dem Einsatz des Biomassenwachstums vollig zusammen, um sich erst nach Abbau des Schadstoffs wieder zu erholen. Allerdings ist ein so schlechter k,a-Wert in einem Airlift-Reaktor kaum zu erwarten. Damit liegt die Vermutung nahe, da13 der SauerstoffModell: kla = 5.0 l / h

C(KW) [rns/ll

C(KW) [rng/l] Substrat C [rngll] Biornasse

C(02)[mg/l] Sauerstoff, gelost

I

I ' " ' / ' ' " 1 " " 1 " ' ~ I '

5,000

10,OO

1500

20.00

25,OO

Zeit [hl Abb. 6-3. Modellrechnung zur Sauerstofflimitierung : zeitliche Entwicklung von Biomasse (Punkte). Sauerstoffitonzentration in Liiaung (Kreuze) und Substratkonzentration in Liisung (durchgezogene Linie) fur kill = 5.0 h '.

151

Optimierungsprogramm

Modell: kla = 0.5 l / h

C(KW) [mg/ll *

- C(KW) [mg/l] Substrat C [mg/l] Biomasse C(02)[mg/l] Sauerstoff, geldst

-

+

15,OO -

Abb. 6-4. Wie Abb. 6-3, jedoch kp = 0.5 h-'; hier liegt eine kinetische Limitierung durch zu langsamen Sauerstoffeintrag vor.

51000

0,000 -

5,000

10,OO

1500

20,OO

25,OO

~

Zeit [hl

eintrag unter diesen Betriebsbedingungen nicht lirnitierend sein kann. (Diese Hypothese kann allerdings erst nach ausfuhrlichen Parameter-Sensitivitatsuntersuchungenplausibe1 erscheinen, die hier aus Platzgriinden nicht wiedergegeben werden konnen.) Tatsachlich zeigten spatere Versuche, in denen es gelang, den Sauerstoffgehalt der Suspension direkt experimentell zu ermitteln, keinerlei Einbruch der 0,-Konzentration. Diese blieb uber die gesamte Versuchszeit bei dem Sattigungswert von ca. 8 mg/l, was den SchluS zulaflt, daB der k,a grol3er als 5 h-' gewesen sein muB. (2) Niedrige Beliifrungsrute

Da das Modell auch fur andere Reaktoren anwendbar ist, stellt sich die Frage, was geschieht, wenn bei ausreichend hohem k,a die Begasungsrate zu niedrig ist. Dies kann verfahrensbedingte Ursachen haben, beispielsweise bei einer Drehtrommel, die als ,,Schlammreaktor" betrieben wird und bei der der Sauerstoffeintrag nur durch das Urnwerfen des Inhalts erfolgt. Eine Antwort auf diese Frage liefern die Losungsfunktionen in Abb. 6-5. Bei dieser Modellrechnung wurde ein k,a-Wert von 5,O h-' fest zugrundegelegt, wiihrend die Beliiftungsrate auf 0,I l/h festgesetzt wurde. Alle anderen Parameter wurden wie in der Rechnung zu Abb. 6-3 und 6-4 gewalt. Unter diesen Bedingungen wird der Abbau extrern langsam, nachdem der unmittelbar nach dem Start geloste Sauerstoff im Flussigkeitsvolumen des Reaktors aufgezehrt wurde. Ebenso wie in Abb. 6-4 liegt eine starke Sauerstofflimitierung vor ;allerdings sieht der funktionale Verlauf der Abbaukur-

C(KW) [mg/ll -

30,OO

C(KW) [rngll] Substrat

. C [mgll] Biomasse +

C(02) [rngll] Sauerstoff, gelost

25,OO

Zeit [h] Ahh. 6-5. Zeitlichc Entwicklung von Biornasac (Punkte), Sauerstoffkonzentration in Losung (Krcur e ) und Substratkonzentration in U s u n g (durchgchende Linie) fureine Begasungsrate von F, = 0.1 Ilh. Der k,rr-Wert wurde auf 5 h ' festpesetzt. Unter diesen Bedingungen is1 einc starke SauerstofflimitieNng sichtbar.

ven im Vergleich zu Abb. 6-4 vollig anders BUS.Wahrend bei der Limitierung durch einen schlechten Phasenubergangskoeffizienten (Abb. 6-4) das typische, stofftransportbedingte lineare Verhalten vorherrscht, uberwiegt im Grenzfall der zu niedrigen Beluftungsrate ein zeitlich zweiphasiges Verhalten (Abb. 6-5):in der ersten Phase erfolgt ein fast verzogerungsfreies Biomassenwachstum unter Verbrauch des Gelostsauerstoffs, wYhrend in der zweiten Phase die Biomassenkonzentration durch Sauerstoffmangel auf einem relativ niedrigen Niveau stationPr gehalten wird. Letzteres verursacht die sehr langsame ,,Endphase" des Schadstoffabhaus, die bei weniger grundlichcr Betrachtung einen schwer ahhaubaren Schadstoff-Restgehalt vortzuschen konnte. In der Praxis wird die Situation noch dadurch verscharft, da8 der k,a-Wert im allgemeinen mit der Begasungsrate sinkt, die beiden Parameter also uberhaupt nicht unabhiingig voneinander variiert werden konnen. Die fur die Modellrechnungen Abb. 6-3 bis 6-5 durehgehend konstant gehaltencn Parameter sind in Tab. 6-1 zusammengefaat. Zur Wahl der Parameter ist anzumerken, daR das experimentell heobachtete Verhalten naturlich auch mit leicht veranderten Wertekombinationen der (unsicheren) biologischen (Monod- oder Haldane-)Konstanten reproduziert werden kann. Wichtig ist nur die Feststellung, daR es keine erlaubte Kombination dieser Parameter gibt, die mit plausiblen Stofftransportkonstanten cine erkennbare Sauerstofflimitierung ergibt. Letzteres ist ein Resultat der Sensitivitiitsuntersuchung.

OptimierunRsproyrumni

153

Tab. 6-1.Zusammenfassung der konstant gehaltenen Parameter zu den Modellrechnungen Abb. 6-3 bis 6-5. Variiert wurden kla, und Fg entsprechend den Angaben im Text Fi V, k,

= O,OI/h 75,Ol

= = o,.,, = 0,. = C,, =

0,008 h-' 8 mg/l 286 mg/l 30,O mgA X,, = 2.0 mgA p m = 0.55 h-'

K,

K,, K, Y, Y,, M E

= = = =

12mg/l

0,l mgli 25,O mgll 0,87 = 2,3 = 0,0266 = 0.15

IV. Anreicherung mit Reinsauerstoff Das Ergebnis aus diesen Modellrechnungen (und den dazugehorigen Messungen am Airlift-Reaktor), namlich da13 die Sauerstoffversorgung unter den gewahlten Bedingungen nicht der limitierende Faktor fur die Schadstoffelimination ist, kann selbstverstandlich nicht verallgemeinert werden. So wurde unter anderen experimentellen Bedingungen ein Anstieg der Respirationsrate im geriihrten Laborreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf beobachtet, wenn die Gasphase in der Apparatur auf ca. 85% Sauerstoffgehalt angereichert wurde. Gleichzeitig zeigte die Abbaukurve (MKW-Schadensfall, gemessen durch diskontinuierliche Probennahme und Bestimmung der Gesamtaliphaten-Konzentration mittels IR-Spektroskopie) einen deutlichen Knick nach unten. Eine hemmende Wirkung hoherer 02-Konzentrationen in der Gasphase konnte bislang nicht beobachtet werden. In diesem Fall konnte also eine Beschleunigung durch die um maximal einen Faktor von ca. 5 erhohte Gelostsauerstoff- Konzentration erzielt werden, was gleichbedeutend mit der Tatsache ist, daB der AbbauprozeB unter Normalbedingungen immer noch sauerstofflimitiert war. Dies wird verstandlich, wenn man beriicksichtigt, dal3 es sich um einen Fall mit sehr guter Bioverfugbarkeit der Schadstoffe handelte, also eine hohe, fur die Mikroorganismen ,,sichtbare" Substratkonzentration vorhanden war. Allgemein liegt der Wert von Modellrechnungen der oben gezeigten Art darin, dal3 sie in Verbindung mit geeigneten (aber wenigen) Messungen sowie Erfahrungen aus ahnlichen Schadensfallen erlauben, den Aufwand fur Optimierungsuntersuchungen zu senken.

6.3.2.2.3 Alternative Elektronenakzeptoren Bei den Modellrechnungen zur Limitierung durch unzureichenden Sauerstoffeintrag wurde unterstellt, daB die aerobe Kohlenwasserstoffoxidation unter Verbrauch von 0, den alleinigen Verlustpfad der Schadstoffe darstellt. Ferner wurde implizit angenommen, dal3der physiologische Zustand der Bakterienzellen sowie die Verteilungsfunktion der Population uber die einzelnen Spezies naherungsweise konstant ist. Tatsachlich wurde aber in mehreren Fallen, sowohl im Submersreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf als auch im Airlift-Reaktor, eine starke Nitrifikation beobachtet. Eine Verschiebung der Population in Richtung chemolithoautotropher Organismen konnte nachgewiesen werden und trat vor allem bei hohen Sauerstoffgehalten, hohen Temperaturen (um 30 "C),niedrigen Schadstoffkonzentrationen oder schlechter Bioverfugbarkeit der

154

Optimierirng der Abhauparnmeter irn Ltrhor

Schadstoffe und vorzugsweise bei carbonatischen Boden auf. Das massive Einsetzen der Nitrifikation stellt, wenn es unerkannt bleibt, den Erfolg einer technischen SanierungsmaBnahme in Frage. Durch die Verschiebung der Populationsverteilung zuungunsten der Schadstoffabbauer tritt ein Haltepunkt in der Schadstoffelimination ein, wahrend gleichzeitig grol3e Mengen an zugegebenem Ammonstickstoff in Nitrat umgewandelt werden. Obgleich hohe Nitratkonzentrationen im ProzeBwasser und in der festen Bodenmatrix unerwunscht sind, kann auch ein Vorteil aus einer einsetzenden (und in der Praxis kaum zu verhindernden) Nitrifikation gezogen werden. Der ProzeB IaBt sich in den meisten Fallen leicht umkehren, wenn bei noch nennenswerten verfiigbaren Schadstoffkonzentrationen die Ammonium- und Sauerstoffzufuhr unterbrochen wird. Dies zwingt das System in die Nitratatmung unter Verbrauch des vorher akkumulierten Nitrats als alternativem Elektronenakzeptor. Folgt man diesem Prinzip, so liegt es nahe, von vornherein Nitrat zu dosieren, da auf diese Weise eine grd3ere Konzentration an Elektronenakzeptor am Ort der Kontamination zur Verfugung gestellt wird, als das wegen der geringen Loslichkeit bei Sauerstoff der Fall ist. Die Nitratdosierung hat sich grundsatzlich bewahrt, kann aber die Zufuhr von O2 nicht ersetzen, da der erste Schritt der Oxidation einer aliphatischen Kohlenwasserstoffkette elementaren Sauerstoff zwingend erfordert. Ferner ist eine Uberwachung und Steuerung der Nitrit- und Nitratkonzentration am Ende der Schadstoffelimination besonders wichtig, da zu hohe Werte in Boden und Wasser in der Regel nicht toleriert werden konnen. Die Uberwachung und Steuerung der Nitrifikation/Denitnifikation, die Nitratdosierung und die damit verbundenen Anderungen der Biozonose sind ein klassisches Aufgabengebiet der Parameteroptimierung im Labor. Der Grund liegt darin, da13 die Effekte der Populationsverschiebung und das Potential des Abbauweges uber die Denitrifikation in Bodensystemen schwer vorherzusagen sind, andererseits aber bei der technischen SanierungsmaBnahme uber Erfolg oder MiBerfolg entscheiden konnen. Daher sind bei unbekannten Schadensfallen Laborversuche hierzu unverzichtbar. Andere Oxidationsmittel, wie z. B. Peroxide, werden in diesem Zusammenhang nicht als alternative Elektronenakzeptoren verstanden. Im allgemeinen zersetzen sie sich, katalysiert durch die Bodenkolloide, in der Bodenmatrix unter 02-Entwicklung und dienen somit nur als ,,Transportmittel". Zu beachten ist hier die stark bakteriozide Wirkung hoherer Konzentrationen an Peroxid.

6.3.2.2.4 Adsorption, Desorption und Bioverfugbarkeit I. Der Begriff der Bioverfugbarkeit Wenn die im Abbauexpenment beobachtete Schadstoff-Eliminationsrate auffallig niedrig ist, wahrend gleichzeitig sichergestellt wurde, dal3 andere Faktoren, wie Sauerstoffund Nahrsalzversorgung, gewahrleistet sind, so liegt bereits der Verdacht nahe, da13 die mangelhafte Bioverfugbarkeit der Schadstoffe fur dieses Verhalten verantwortlich ist. Obgleich in realen Schadensfallen praktisch immer eine mehr oder weniger starke Limitierung der Abbaureaktion durch unzureichende Bioverfiigbarkeit beobachtet werden kann (auch bei frischen Schadensfallen), wird der Begriff ,,Bioverfiigbarkeit" oft ohne genaue Definition venvendet. Er IaBt sich aber umschreiben als ein Faktor fur die Fahigkeit der Bodenmikroflora, mit den Schadstoffen in Kontakt zu kommen und sie

Optimierungsprogramm

155

anschlierjend abzubauen. Folgt man der Vorstellung, daB Kohlenwasserstoffe in geloster Form vorliegen mussen, um vom Organismus aufgenommen zu werden [ 101, so sind jene Schadstoffe nicht bioverfugbar, die wegen ihrer Hydrophobizitat auf dem Bodenkolloid adsorbiert oder in innere Oberflachen eingelagert oder ,,gelost" in den organischen Bestandteilen des Bodens vorliegen [ 161. Phanomenologisch beobachtet man, daB der Abbau der Kohlenwasserstoffe in Altlasten (besonders PAK) in Anwesenheit der jeweiligen Bodenmatrix stets sehr vie1 langsamer verlauft als die Elimination der Schadstoffe allein, nachdem sie aus dem Boden extrahiert und anschlieflend separat unter sonst gleichen Bedingungen inkubiert wurden.

11. Moglichkeiten zur Erhohung der Bioverfiigbarkeit Wichtig ist, an dieser Stelle einem weit verbreitetem Vorurteil entgegenzutreten, demzufolge sehr schlecht losliche Schadstoffe wie z. B. PAK zwangslaufig imrner nur langsam abgebaut werden konnen, da sie nur in geringer Konzentration vorliegen. Zwar ist richtig, daB die experimentell gefundene Abbaurate der PAK rnit ihrer thermodynamischen Loslichkeit korreliert, doch liegt dies nur daran, dal3 oft auch die Phasentransferrate vom festen Zustand in die freie Losung rnit abnehmender Loslichkeit mehr und mehr durch eine hohe Aktivierungsbarriere kinetisch gehemmt ist. Als Konsequenz muB also gefordert werden, die spezifische Geschwindigkeit der ,,Reaktion" Schadstoff (in Phase oder adsorbiert)

-+ Schadstoff(ge1ost)

zu erhohen. Dies kann durch die folgenden MaSnahmen erfolgen : Behandlung in einem geriihrten Reaktor rnit hoher Turbulenz Einsatz von Tensiden, vorzugsweise anionisch oderhnd nichtionisch Einsatz von langkettigen Alkoholen als Losungsvermittler - Zusatz von ausgewahlten Aliphaten zur Losungsvermittlung bei PAK-Fallen - Zusatz von Komplexbildnern, die hydrophile Komplexe rnit sonst hydrophoben Schadstoffen bilden konnen (Beispiel: Cyclodextrin-PAK-Komplexe) - anorganische Zusatzstoffe wie z. B. Pyrophosphate. -

Diese Moglichkeiten konnen in Labor-Testsystemen, wie dem geriihrten Suspensionsreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf oder dem Labor-Airlift-Reaktor, zweckmaBig getestet werden. Letzterer ist wegen der sehr effizienten Schaumzerstorungseinrichtungen besonders fur Untersuchungen rnit losungsvermittelnden Zusatzen wie Tensiden geeignet. Der Einsatz von oberflachenaktiven Zusatzstoffen schafft allerdings oft zusatzliche Probleme, die in den Optirnierungsstudien separat untersucht werden mussen. Beispielsweise stellen alle oben aufgefuhrten organischen Zusatze selbst Kohlenstoffquellen dar, die zu einer unerwunschten Diauxie und damit zu einer Verminderung der Schadstoff-Abbauleistung fuhren konnen. Andererseits ist aber auch die Moglichkeit gegeben, daS der Zusatz als Cosubstrat wirkt, insbesondere in Fallen, in denen der oxidative Abbau des Substrats allein nicht mit einem genugend grol3en energetischen Vorteil fur die Mikroflora verbunden ist (Beispiel : PAK-Falle). Eines der schwenviegendsten Probleme betrifft die biologische Abbaubarkeit des Losungsvermittlers: einerseits muB er selbst biologisch abbaubar sein, andererseits aber nicht so schnell, daB das eingeschlossene oder komplexierte Schadstoffmolekul wieder freige-

1 56

Optirnicvrrri~qtier. Ahhrrirl~ar~rirrc~ter irii Ltrbor

setzt und readsorbiert werden kann. SchlieBlich mussen noch Randbedingungen in bezug auf einzusetzende Konzentrationen beriicksichtigt werden. So ist bei Tensiden mindestens der Zusatz der kritischen mizellaren Konzentration notwendig, andererseits konnen die Zellen aber auch durch zu hohe Tensidkonzentrationen geschadigt werden. Eine umfassende Untersuchung dieser Zusammenhange ist aber beim derzeitigen Stand des Wissens noch eine Aufgabe der Grundlagenforschung. Im Rahmen der Optimierungsuntersuchungen hinsichtlich einer konkreten technischen SanierungsmaBnahme ist es lediglich wichtig festzustellen, ob die scheinbare ,,Persistenz" einer Kontamination auf eine Stofftransportlimitierung oder auf andere Faktoren (z. B. mikrobiologische) zuruckgeht. 111. Ein einfaches Modell zur Phasenubergangslimitierung

Wie kann n u n der mechanistisch extrem komplexe Vorgang der Adsorption/Desorption in Verbindung mit dem Schadstoffabbau im Rahmen eines praxistauglichen Konzepts zumindest halbquantitativ erfaBt werden? Wie kann, wenigstens empirisch, die Verinderung der Phasentransferrate, verursacht durch die oben erwahnten MaBnahmen, verglichen und charakterisiert werden? Der erste Schritt dazu ist die Unterscheidung des bioverfugbaren (geliisten) Schadstoffs von dem nichtbioverfugbaren Anteil (adsorbiert oder/und in fester Phase) in den Massenbilanzgleichungen [ 171. Schadstoff, adsorbiert : dS/dt = D (So- S) - kcIc,A. (C,,-

r D F, V, S,,

S

k,,,A

C,, C

C)

Zeit (h) Verdunnungsrate (= F,IV,) DurchfluBrate der Flussigkeit (I/h) Flussigkeitsvolumen ( I ) Konzentration des adsorbierten Schadstoffs in der einlaufenden Suspension (mgm Konzentration des adsorbierten Schadstoffs, bezogen auf das Suspensionsvolumen (mg/l) Phasenubergangskoeffizient, Schadstoff adsorbiert nach geiost (h-') Gleichgewichtskonzentration,Schadstoff in waBriger Losung (mg/l) Substratkonzentration gelost (mg/l)

Schadstoff, bioverfugbar (in Losung) : dC/dt = D (Co- C ) -ti,,, . C . X / ( ( K ,+ C ) . Y J I), C, k,,,,A, C,, s. Gleichung (14)

C,,

+ k,,,,A . (Ceq-C )

Substratkonzentration im Reaktoreinlauf (mg/l) maximale spez. Wachstumsgeschwindigkeit (h-') X Biomassenkonzentration (mg/l) K, Sittigungskonstante bezuglich Substrat (mg/l) Yx,c Ausbeutekoeffizient Biomasse/Substrat

p,,,

Biomasse: dX/dt = D . (X,,X) +,M;

C . XI(K, + 0 - k d . X

mit

D = FJV, D,X, C, pn,,K,, F,, V, s. Gleichungen (14, IS) X,, k,,

Biomassenkonzentration im Reaktoreinlauf (mgll) kinetische Konstante der Absterberate (h-')

Im Gegensatz zu [ 171 wird in diesem Modellansatz davon ausgegangen, daB ausschlieBlich das geloste Substrat (der Konzentration c)fur das Wachstum der Schadstoffabbauer zur Verfugung steht und der adsorbierte Anteil (der auf das Reaktorvolumen bezogenen Konzentration S) nicht direkt verwertet werden kann. Da die Adsorptionsund Desorptionsreaktion zwischen den verschiedenen aktiven Oberflachenzentren und den Schadstoffmolekiilen wegen der Komplexitat des Systems nicht im Detail erfaljt werden kann, wird der Phasenubergang pauschal mit dem Term k,,,A . (Ceq- C ) beschrieben [ 181. Dabei kann man sich vereinfachend die Gleichgewichtskonzentration Ccquber eine ,,Gleichgewichtskonstante des Auflosevorgangs" mit der Adsorbatkonzentration gekoppelt vorstellen

C,, = K . S Ce,, S K

(18)

s. Gleichung (14) Gleichgewichtkonstante fur den Losungsvorgang (Desorptionskonstante)

Die empirische Behandlung des Phasenubergangs in dieser Form erfolgt also in Analogie zur Beschreibung der Kinetik des Sauerstoffeintrags nach G1. ( 5 ) und (6), nur da13 der Koeffizient kde,A sich nunmehr auf den Phasenubergang Schadstoff(ads0rbiert) nach Schadstoff(frei, bioverfugbar) bezieht. Wird in Labor-Abbauversuchen bei ausreichender Sauerstoff- und Nahrsalzzufuhr eine Anderung der Abbaukinetik bei Erhohung der Agitationsrate oder bei Zusatz von losungsvermittelnden Stoffen beobachtet, so sollte sich dieses Verhalten in der Simulation durch alleinige Anpassung des Phaseniibergangskoeffizienten k,,,A reproduzieren lassen. Stimmt dabei gleichzeitig auch die Modellierung des zeitlichen Verlaufs der Biomasse (Schadstoffabbauer) mit der Dynamik der gemessenen biologischen Aktivitatsparameter uberein, so kann man zuversichtlich sein, daQdas Model1 den Sachverhalt zumindest halbquantitativ richtig wiedergibt. So kann mit nur wenigen Laborversuchen bereits vorhergesagt werden, welcher Parameter empfindlich in die Abbaugeschwindigkeit eingeht und welche anderen Faktoren gar nicht erst in das weitere Versuchsprogramm zur Optimierung aufgenommen werden miissen. Ferner lassen sich verschiedene Schadensfalle mit jeweils gleicher Schadstoffilasse direkt uber den Phaseniibergangskoeffizienten vergleichen. Werden bei unterschiedlichen Fallen nahezu gleiche ,,Biologie-Parameter" (gcmeint sind K,, pn,etc.) bei variablem k,,,A gefunden und liegen die Biologie-Parameter in einer ,,vernunftigen" GroBenordnung, so deutet dies darauf hin, dal3 in beiden Fallen eine Biozonose mit dem gewunschten Abbaupotential existiert, diese aber durch die Bioverfugbarkeit limitiert wird. Der Versuch, die Biologie zu

158

Optirnirrurig drr Ahhaul~arclmeterin1 Lnhor

optimieren, beispielsweise durch Bioaugmentation, kann dann als wenig aussichtsreich angesehen werden.

IV. Anpassung an experimentelle Daten Ein Beispiel, wie die Modellrechnung in Verbindung mit gemessenen Datenpunkten zu Erkenntnissen uber die Art der kinetischen Limitierung des biologischen Abbaus fuhren kann, ist in den Abb. 6-6 und 6-7 wiedergegeben. Es handelt sich dabei urn einen Abbauversuch zur Parameteroptimierung im Airlift-Reaktor rnit V , = 75 1 und einer Beluftungsrate von Fg = 3000 I/h. Der Schadensfall ist eine relativ frische MKW-Kontamination (Dieselol, ca. 10 g/kg Trockensubstanz) mit einer leichten, aber deutlichen Hintergrundbelastung an PAK (Summe der 16 EPA-PAK: 350 mg/kg). Aufgetragen Anpassung: KdesA = 0.08 l / h W W ) [mg/ll - C(KW) [mgll] Substrat ads. 0 C(KW) [rng/l] GClFlD-Analytik (gemessen) X

C(KW) [mg/l] DIN 38409 H I 8 (gemessen)

x x

1000,o

X

0,000

'

'

25.00

"

I

" "

WOO 7500 Zeit [h]

I '

100,O

' - 1

fl

125,O

KBE

A KBE relativer Verlauf (gemessen) -C

0,000

25,OO

[mgll] Biomasse rel.

50,OO

75,OO

100,O

125,O

Zeit [h] Abb. 6-6. Abbau eines MKW-Schadensfalls im Airlift-Reaktor. Aufgetragen sind die experimentell ermittelten Schadstoffkonzentrationen uber der Behandlungsdauer, gemessen als Summenparameter in Anlehnung an DIN 38409 HI 8 (Kreuze) und als GC-Bestimmung (Summe der GC-identifizierbaren, anthropogenen Kohlenwasserstoffe, Rechtecke). Daneben ist der relative zeitliche Verlauf der gemessenen KBE (Kolonienbildenden Einheiten) dargestellt (Dreiecke). Diese experimentellen Werte werden mit einer Modellrechnung unter Variation des Phasenubergangskocffizienten k,,, A verglichen (durchgezogene Linie). Eingesetzt wurde fur die Phasenubergangsrate k,,, A = 0,08 h I. Dies entspricht der besten Anpassung.

159

OptimierungsproRrarnm

Anpassung: KdesA = 0.5 l / h

W w ) [mgill 1500,O :

1000,o :

0 C(KW) [rngll] GC/FID-Analytik (gemessen) X C(KW) [rng/l] DIN 38409 H18 (gernessen) - C(KW) [rngll] Substrat ads.

x x X

500,O7 0

"

X

1 " " 1 " " 1 " " 1 " " l '

0,000

2500

50,OO

75,OO

100,O

125.0

Zeit [h] KEE

A KBE relativer Verlauf (gemessen)

- C [mgil] Biomasse rel.

Zeit fh] Abb. 6-7. Wie Abb. 6-6, jedoch k&, A = 0,5 h-'. Der Phasenubergang des Schadstoffs in den bioverfugbaren Zustand ist unter diesen Bedingungen schnell: das System nahert sich den Verhaltnissen in einem Fermenter. Eine Ubereinstimmung mit den MeBwerten ist mit diesem Parametersatz nicht zu erzielen.

sind in Abb. 6-6 und 6-7 zunachst die mittels Gaschromatographie/Flammenionisationsdetektor bestimmten Konzentrationen an GC-identifizierbaren, anthropogenen Kohlenwasserstoffen, bestimmt als Summe der n-Alkane von C-9 bis C-27 (Rechtecke). Im unteren Diagramm findet sich der dazugehorige, relative Verlauf der Kolonien bildenden Einheiten (KBE) als einer der ,,biologischen Aktivitatsparameter" (Dreiecke). Bestimmt wurden dariiber hinaus noch die Biologieparameter Fluoresceindiacetat-Hydrolyse (Esterasen, Lipasen, Proteasen), Proteingehalt (Lowry), Anzahl der Aliphatenabbauer und in einigen Fallen die Dehydrogenaseaktivitat [ 1 I], doch zeigten diese GroBen im wesentlichen denselben relativen zeitlichen Verlauf wie die KBE. Diese experimentell ermittelten Daten werden nun mit den Losungsfunktionen des Differentiaigleichungssystems GI.(14)-(16) fur den adsorbierten Schadstoff S(r) (in mg/l Suspension) und fur die Biomasse X ( t ) (Schadstoffabbauer in mg/l Suspension, jeweils durchgezogene Kurven) verglichen. Es ergibt sich fur F, = 0 l/h, K , = 12 mg/l, p,,, = 0 3 h-', Yx,c= 0,87 und kde,A = 0,08 h-' mit den Anfangsbedingungen X(r = 0) = 10 mg/l, C(t = 0) = 0 mg/l und S(t = 0) = 2000 mg/l eine sehr gute Ubereinstimmung

160

Opthirnirig dtv Ahhtrir~~rc~rir?i~~ler. irrr Ltrhor

beider Losungsfunktionen mit den zugehorigen Datensltzen. (Da die Liislichkeitskonstante unbekannt ist, wurde fur eine miiglichst einfache Demonstrationsrechnung K = 1 gesetzt und C(t) auf die durchschnittliche maximale Liislichkeit eines Mineraliils begrenzt. Dies simuliert recht gut den Flu13 des Substrats vom adsorbierten Zustand durch die quasistationare, niedrige Gelostkonzentration zu den Produkten. Dadurch wird der Effekt eines ..Liislichkeitsprodukts" K' = [C] . [freie Oberflachenzentren] nachgebildet.) Erhoht man bei sonst konstant gehaltenen Parametern k,,A auf0,S h-', so ergibt sich das Bild von Abb. 6-7. Hier befindet sich das System bereits dicht an der kinetischen d. h. Limitierung durch die ,,biologischen Geschwindigkeitskonstanten" K, und ,L.(,~~, man niihert sich der Situation in einem guten Fcrmenter, wo der Phasenubergang des Substrats kaum eine Rolle spielt. Eine Anpassung an die experimentellen Daten ist unter diesen Bedingungen nicht mBglich, wie auch die (hier nicht dargestellte) ParameterSensitivitiitsanalyse Leigt. Der Schadstoffabbau war im vorliegenden Fall also immer noch phasenubergangslimiticrt, selbst bei diesem .,frischen" Olschadensfall. In diesem Beispiel konnte die Modellrechnung sogar helfen, eine ungeeignete Analysenmethode zu erkennen. Neben der GC-Analyse wurde aus den jeweils gleichen Feststoffextrakten auch der Gesamtkohlenwasserstoffgehaltin Anlehnung an Kapitel S (Infrarot-Spektroskopie) bestimmt (Kreuze). Eine Anpassung an die dadurch definierte Abbaukurve gclingt mit k,,,A = 0.02 h-', jedoch kann dann keine Ubereinstimmung der zeitlichen Entwicklung der Biomasse mit einer der Biologie-Aktivitatskurven (hier: KBE) mehr erzielt werden. Die Ursache fur die hohen ,.H 18-Werte" ist aus einer Vielzahl anderer Versuche bereits bekannt : bei Abbauversuchen, in denen ein starkes Biomassenwachstum induziert wird, gelangen verstarkt biogene Substanzen mit C-H-Streckschwingungen durch den Reinigungsschritt nach H 18 in den zu messenden Extrakt und tauschen dort die Anwesenheit anthropogener Schadstoffe vor. Je stLkerdas (zunachst erwunschte) Biomassenwachstum ist, desto groBcr wird dieser biogene Artelakt.

V. Fazit Insgesamt zeigt die Erfahrung, da13 in dcr biologischen Bodensanierung das Problem des Phasentransfers der Schadstoffe praktisch immer eine mehr oder weniger grol3e Rolle spielt. Hierin unterscheidet sich die mikrobielle Bodensanierung grundlegend von anderen Disziplinen der Umweltbiotechnologie, z. B. der Abwassertechnik. Hierin liegt auch der Grund dafur, dalJ eine ,,Wasche" kontaminierten Bodenmaterials im strengen Sinne im allgemeinen nicht moglich ist, sondern nur in einer NalJklassierung resultiert (anderenfalls liefie sich die gesamte Bodensanierung auf eine Abwasserbehandlung zuruckfuhren). Fur eine Optimierung der Verfahrcnsparameter sollte der StofftransportProblematik daher die griiBte Aufmerksamkeit gcschenkt werden, da hier das groRte Potential fur eine Beschleunigung der Abbaugeschwindigkeit und fur eine Verminderung der Schadstoff-Restgehalte liegt.

6.3.2.2.5 Temperatur und pH-Wert I m Vergleich zu den bisher diskutierten Abbauparametern (Stoffubergiingen) hat die Temperatur einen relativ uberschaubaren EinflulJ auf die Abbaukinetik. Der Grund ist,

OptimirrunRJproXr~imm

16 1

da13das Temperaturoptimum fur den Abbau von Kohlenwasserstoffen in Bodenmatrices bekannt ist. Danach wird der schnellste Abbau in der Regel bei Temperaturen um 27 "C erzielt. 1st der Schadstoff bioverfugbar, dann ist die Abnahme der Abbaugeschwindigkeit bei Temperaturabsenkung bis etwa 10 "C allerdings meist geringer als zunachst ,,intuitiv" vermutet. Moglicherweise spielt hier die Tatsache eine Rolle, dal3 die Bodenbakterien im mitteleuroplischen Raum an die durchschnittliche Bodentemperatur von ca. 12 "Cangepaljt sind. Grundsatzlich sind Regeln, die etwas uber die Steigerung der Abbaugeschwindigkeit pro Grad Temperaturerhohung aussagen, mit Vorsicht zu gebrauchen und zwar aus folgenden Griinden: Die Beschleunigung hangt (unter anderem) von der scheinbaren Aktivierungsenergie der geschwindigkeitsbestimmenden biochemischen Reaktion ab. Diese ist meist unbekannt. - Selbst bei Reinkulturen gibt es obere und untere Temperaturgrenzen. Liegt die Temperatur aul3erhalb dieses Bereichs, nimmt die Umsatzgeschwindigkeit ab. Bei Mischkulturen ist dieser Effekt noch uberlagert von Verschiebungen in der Populationsverteilung. So wurde in Testmieten (Abschnitt 6.6) bei 30 "C zunachst ein langsamerer Abbau der MKW beobachtet als in einem parallelen Kontrollversuch bei I8 "C.Der Grund war hier, daB bei der hoheren Temperatur gleich nach Beginn des Versuchs eine starke Nitrifikation einsetzte, wahrend bei der niedrigeren Temperatur zunachst die heterotrophen Schadstoffabbauer den Hauptteil der Population stel Iten. - Wird bei Temperaturerhohung eine Beschleunigung der Abbaurate beobachtet, so kann die Ursache zum Teil auch in der Erhohung der Phasenubergangsrate des an den Oberflachen gebundenen Schadstoffs in die Losung liegen. Dieser Effekt wird dann durch die Aktivierungsbarriere des Desorptionsschrittes bestimmt und ist dem Temperaturgang der biochemischen Reaktion iiberlagert. -

Urn etwas uber die zu erwartende Beschleunigung zu erfahren, sind Abbauversuche notwendig, die sich an der spater anzuwendenden Sanierungstechnik orientieren. Hierbei sollte allerdings zunachst entschieden werden, ob ein Temperaturoptimum in der GroBenordnung von 27 "C spater in der technischen Sanierungsmaljnahme iiberhaupt mit okonomisch vertretbarem Aufwand aufrechterhalten werden kann. Bei Abbauversuchen mit Bakterien in den Labor-Submersreaktoren konnte keine signifikante Anderung der Abbaukinetik beobachtet werden, wenn der pH-Wert im Bereich zwischen 6,5 und 7,3 gehalten wurde. Allerdings wurden schnelle Fluktuationen des pH auch innerhalb dieses Bereichs vermieden. Bei stark carbonatischen Boden wurde im geriihrten Submersreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf eine stetige, langsame pH-Drift auf den Endwert von ca. 8,3 beobachtet, wenn die automatische pH-Regulierung abgeschaltet wurde (trotz Anwendung eines gepufferten Minimalmediums). Bei diesem pH, der dem ,,naturlichen" Wert dieses Bodens entsprach, ging die on-line gemessene Respirationsrate stark herunter, und auch der Schadstoffabbau (MKW) verlangsamte sich deutlich. Nach Einstellung des pH auf ca. 7,O erhohte sich sowohl die Respirationsrate als auch die Geschwindigkeit der Schadstoffelimination sofort. Dies belegt die Notwendigkeit eines effizienten, automatischen pH-Regelsystems in Boden-Bioreaktoren, auch wenn eine solche Einrichtung vielleicht in der Mehrzahl der

I62

Optimirrung drr Ahhauprirclmeter im Lcihor

Falle (andere Boden) nicht erforderlich ist. Bemerkenswert ist noch die Tatsache, dalJ derselbe carbonatische Boden (Carbonatgehalt 1 65% im Feinkorn < 2 mm) im Festbett (Miete) ein vollkommen anderes pH-Verhalten zeigte.

6.3.2.2.6 Cosubstrate Die Untersuchung der Wirkung von Cosubstraten in realen Proben aus Umwelt-Matrices (d. h. Nicht-Modellsystemen) steht noch am Anfang. Die Idee des CosubstratKonzept geht von der Tatsache aus, dalj die Oxidation von Substraten, die keine nennenswerte Energie fur die Zelle liefern, langsam oder gar nicht fortschreitet, obwohl die enzymatischen Voraussetzungen (konstitutiv) gegeben sind bzw. die notwendigen Enzymsysteme induziert werden konnen. Bietet man dem Organismus ein strukturanaloges Cosubstrat, das unter Energiegewinn verwertet werden kann, so wird der persistente Schadstoff gleichzeitig mit dem Cosubstrat metabolisiert [ 191. Selbst auf der Ebene der Grundlagenforschung und unter Verwendung von Reinkulturen in sterilen Systemen ist die Auswahl eines geeigneten Cosubstrats keine einfache Aufgabe, da die Strukturanalogie haufig nicht offensichtlich ist und letztlich aus dem (oft nicht vollstandig aufgeklarten) Abbauweg resultiert. Beispielsweise ist bekannt, dalJ viele Organismen nicht die Fahigkeit besitzen, auf PAK als alleiniger Kohlenstoffquelle zu wachsen, dal3 sie aber polycyclische Aromaten in Gegenwart von Cyclohexan oder Naphthalin zumindest hydroxylieren konnen. Selbst wenn die Erarbeitung eines Konzepts zum Einsatz einer strukturanalogen Substanz auf der Ebene der sterilen Laborkultur gelingt, ist die Ubertragung des Ergebnisses in den technischen (unsterilen) Bereich meist erfolglos. Dies hangt damit zusammen, dalj sich der Organismus, der zu dem gewunschten cometabolischen Verhalten befahigt ist, in der unsterilen Umweltmatrix durchsetzen mu8. Letzeres ist aber nur uber den Substratdruck moglich, d. h. der Organismus mu13 so gut an das (ansonsten fur die meisten anderen Spezies) toxische Substrat angepaljt sein, daR nur er uberlebt. Erfahrungen in der Praxis zeigen aber, daR diese Voraussetzungen so gut wie nie erfullt sind: ein im Labor erfolgreiches cometabolisches System wird typischenveise in der Umwelt von ubiquitaren Organismen uberwuchert, die den Uberschulj an Cosubstrat unter Energiegewinn metabolisieren und oft den persistenten Schadstoff zurucklassen. Insofern kann das Cometabolismus-Konzept in der Umwelt nicht vollkommen unabhlngig von der Problematik des Durchsetzungsvermogens von Spezialisten in realen Umgebungen gesehen werden. In technischen Anwendungen sind ferner nicht selten Menge und Kosten des einzusetzenden Cosubstrats sowie dessen Umweltvertraglichkeit prohibitiv. In Parameter-Optimierungsuntersuchungen mit realen Schadensfallen stiiRt man ferner auf die Schwierigkeit, daR es praktisch unmoglich ist, einen Parameter zu variieren, ohne damit zwangsweise auch andere EinfluBgroBen zu andern. So ist es beispielsweise kaum moglich, eine beobachtete Beschleunigung der Schadstoffelimination bei Zugabe eines Hilfsstoffes eindeutig dem Cosubstrateffekt zuzuordnen. Eine Zugabe des Cosubstrats kann auch eine Erhohung der Stoffubergangsrate bewirken, entweder direkt durch Losungsvermittlung oder indirekt durch Wachstum von Organismen auf dem Hilfsstoff, die ihrerseits biogene, obertlachenaktive Stoffe ausscheiden.

Optimierungsprogramm

163

6.3.2.2.7 Spezielle Mikroorganismen Das Einbringen von Spezialkulturen rnit spezifischen Abbaueigenschaften in reale Bodensysteme, oft als Bioaugmentation bezeichnet, wird noch kontrovers diskutiert. In den meisten Fallen setzen sich die Spezialisten, obgleich sehr erfolgreich im Abbau von Problemsubstanzen im Sterilsystem, in der Umwelt nicht durch. So ist es kein Zufall, dal3 die weitaus meisten Bodensanierungsmaljnahmen im technischen Marjstab unter Ausnutzung der autochthonen Mikroorganismenpopulation durchgefuhrt werden und die Animpfung rnit Spezialkulturen meist nur als Option verstanden wird. In PAK-Abbauversuchen im geriihrten Submersreaktor mit geschlossenem Gaskreislauf konnte bei Zugabe einer Mischkultur spezieller Aromatenabbauer (eigene Erfahrung) eine deutliche Abnahme der PAK-Konzentration festgestellt werden. Das Kontrollexperiment ohne Zugabe von Spezialisten, aber unter sonst identischen Bedingungen, zeigte keinerlei PAK-Elimination. Allerdings war auch in diesem Beispiel die Zuordnung des Effekts zu einer Ursache nicht eindeutig moglich. Da es sich um eine Altlast rnit sehr schlechter Bioverfugbarkeit handelte, ist es auch denkbar, da13 mit der Zugabe der Spezialkultur Biotenside in das Testsystem gelangt sind, die den Phasenubergang beschleunigt haben. Dies wird dadurch unterstutzt, da13 bei den Isolaten aus dieser Altlast ein hoheres PAK-Abbaupotential gefunden wurde als bei den Spezialisten. Die Bioaugmentation ist allgemein dann eine interessante Option, wenn eine ,,Problemsubstanz(-gruppe)" mit schlechter biologischer Transformierbarkeit und hohem Gefahrdungspotential unter einen vorbestimmten Zielwert gebracht werden mu13. In diesem Fall kann der Abbau der weniger persistenten Bestandteile der Gesamtkontamination zunachst rnit Hilfe der autochthonen Population erfolgen. Erst nach deren weitgehendem Abbau sollte mit Spezialisten angeimpft werden, um zu verhindern, da13 diese bevorzugt unter Oxidation der leichter abbaubaren Bestandteile wachsen. Anderenfalls wachst die Gefahr, daB sie ihre spezifische Abbaufahigkeit verlieren (Die spezifischen metabolischen Eigenschaften sind im allgemeinen auf dem Plasmid codiert, konnen also in wenigen Generationen verloren gehen.) Auch wird durch den passend gewahlten Animpfzeitpunkt die Gefahr verringert, darJ die Spezialisten bereits in der ersten Phase von der autochthonen Flora verdrangt werden. Ein Spezialfall der Bioaugmentation ist die Erhohung des volumenspezifischen Durchsatzes in Bioreaktoren durch Animpfung mit einer hohen Anzahldichte adaptierter Organismen. Diese konnen aus dem Abbaureaktor selbst stammen oder aus einem raumlich getrennten, separaten Anzuchtreaktor im Nebenstrom zugefuhrt werden. Ob dies uberhaupt sinnvoll ist, d. h. ob durch die Erhohung der Biomassen(initia1-)konzentration eine Beschleunigung erzielt werden kann, sollte durch einige Versuche zur Identifikation kinetisch limitierender Faktoren (Laborreaktor, s. 0.)vorab crmittelt werdcn. Als wichtige Entschcidungshilfe kann hier wiederum ein Model1 dienen, wie es in den Abschnitten 6.3.2.2.2 und 6.3.2.2.4angedeutet ist. Da hier, im Gegensatz zur Abwassertechnik, eine einfache Abtrennung und Ruckhaltung/Ruckfuhrung der aktiven Biomasse wegen der Immobilisierung der Organismen auf den Bodenbestandteilen nur schwer moglich ist, besteht der einfachste Ansatz im Konzept des Soil Slurry Sequencing Batch Reactor (SS-SBR) [20]. Es verbleibt einfach ein (kleiner) Teil des Materials aus dem jeweils vorigen Ansatz im Reaktor und dient so als Inokulum. Aufgabe der Parameter-Optimierungsversuche ist es, diejenige Animpfmenge zu ermitteln, die bei weiterer Erhohung gerade keine weitere

I64

Optirttierurig tlar Ahhtr[II)LIr-[rriirfri-irti Ltrhor-

Geschwindigkeitssteigerung mehr ergibt. 1st niimlich die eingesetzte Animpfmenge zu grol3, so setzt das den volumenspezifischen Durchsatz zu weit herab, da auch ein Teil des Bodenmaterials im Reaktor verbleibt. Versuche dieser Art wurden rnit sehr guten Ergebnissen im Airlift-Reaktor fur Bodensuspensionen durchgefuhrt.

6.3.3 Bodensaule I. Testsysteme und ihre Zuordung zu Sanierungstechniken Die vorgestellten Varianten der Boden-Bioreaktoren fur Suspensionen von hochkontaminierten Boden-Feinanteilen sind unverzichtbare Werkzeuge sowohl fur Optimierungsuntersuchungen im Hinblick auf die Sanierung realer Bodenkontaminationen als auch fur Grundlagenstudien an Modellsystemen. Insbesondere erlauben die Experimente in Reaktoren eine relativ rasche Ermittlung der limitierenden Faktoren. MaBnahmen zur Aufhebung dieser Limitierungen konnen sodann in schneller Abfolge getestet werden. Andererseits wird derzeit noch fast jede mikrobielle Bodensanierung mit einer der Varianten der Mietenbiologie durchgefuhrt. Verwandte Methoden wie Landfarming, Lysimeter und einfache Biobeete seien hier in den Begriff ,,Mietenbiologie" rnit eingeschlossen. Gemeinsam ist diesen Techniken, daB keine Durchmischung in einem fluiden Medium erfolgt. Vielmehr kann man die Miete (Biobeet, Lysimeter etc.) als einen groBen biologischen Festbettreaktor verstehen, der im batch-Betrieb gefahren wird. Es iiberrascht nicht, daB hier zum Teil vollkommen andere Mechanismen beobachtet werden als in aktiv durchmischten Versuchssystemen. Daraus ergibt sich automatisch die Notwendigkeit, neben den Boden-Reaktoren auch noch einen Labortest zur Verfugung zu haben, der den Schadstoffabbau im Festbett simuliert. 11. Ausfuhrungsformen der Bodensaule

Das einfachste Labor-Testsystem hierfur ist die Bodensaule (Abb. 6-8).Sie besteht im wesentlichen aus einer vertikalen Saule, die das zu untersuchende Bodenmaterial aufnimmt. Die Art, wie der biologische Abbau in der Bodensaule betrieben wird, kann je nach Fragestellung variieren : -

-

Die Saule wird als Perkolationsapparatur aufgebaut. Dabei rieselt eine Nahrstoffliisung standig von oben nach unten durch die Bodenmatrix. Unterhalb der Saule wird sic aufgefangen und nach eventuell crforderlicher Erganzung der Nahrstoffe wieder oben aufgegeben. Die Beluftung kann entweder direkt in der Saule erfolgen oder aul3erhalb der Saule durch Sattigung des Kreislaufwassers mit Luft oder technischem Sauerstoff. Dieser Aufbau simuliert eine Mietensanierung rnit nicht wassergesattigter Bodenmatrix oder eine in situ MaBnahme im ungesattigten Bereich. Die SPule kann auch im wassergesiittigten Zustand gefahren werden. Dabei durchstromt man die Bodenmatrix von unten nach oben rnit der Nahrstofflosung, die auljerhalb der Saule in einem separaten Sattiger rnit Sauerstoff angereichert wird. Diese Variante simuliert eine Bodensanierung im gesattigten Bereich.

Abb. 6-8. Einfache Perkolationsapparatur mit externer Sauerstoffsattigung des Mediums. 1 Saule (Glas) 2 Schlauchpumpe fur die Nahrlosung 3 Nahrstoffliisungsvorlage 4 EinlaBstutzen tEr Nahrstoffnachdosierung 5 AbluftanschlulJ 6 Begasungsrohr fur Luft oder Reinsauerstoff 7 Glasfritte 8 Bodenmaterial 9 Probennahmestutzcn fur Nahrstofflosung 10 Gasverteilung

- Die einfachste Variante besteht nur aus der Saule, in der der Boden ruht und lediglich

in mehr oder wenigen grorjen Abstanden befeuchtet und beluftet wird. Zu Beginn wird der Boden mit den notwendigen Nahrstoffen vermischt. Dieser Aufbau ist zur Simulation von einfachen Biobeeten geeignet.

111. MeBgroBen und Aussage von Saulenversuchen Die Bodensaule kann als vertikales Segment aus einer Regenerationsmiete aufgefaBt werden. Der ProzeB des biologischen Schadstoffabbaus kann durch Messung der relevanten Parameter im Kreislaufwasser verfolgt werden. Diese umfassen beispielsweise TOC, Leitfihigkeit, Konzentrationen einzelner Salze, Schadstoffkonzentrationen, Keimzahl, verschiedene Enzymaktivitaten, Proteingehalt, Kohlendioxid- und Sauerstoffkonzentration usw. Der Test von Nitratatmung und die Dosierung von z. B. H202 ist in Bodensaulen moglich. Weniger verbreitet, aber sehr interessant, ist die Kopplung eines automatischen, elektrolytischen Sauerstofferzeugers mit einer Perko-

166

Opfiniimrri~qrkr Ahbtrlr~~~rrciii~~~fcr iiri Labor

lationsapparatur, analog zum Submersreaktor rnit geschlossenem Gaskreislauf. Ein entscheidender Nachteil der Bodensaule ist allerdings, daR die Bestimmung der Schadstoffkonzentration aus der Originalsubstanz, also dem Feststoff, meist nur vor und nach dem Versuch moglich ist. Dies liegt einerseits daran, daU die Bodensaule in den meisten praktischen Ausfuhrungen zu wenig Material fur viele Probennahmen enthalt. Andererseits ist die Saule, im Gegensatz zu einem gut durchmischten System, ein Reaktor, in dem sich aufgrund von Transportprozessen ein Konzentrationsgradient bildet (genauer: ein zeitlich variabler Gradient aller systemcharakterisierenden GroBen). Um dicses fur die Mietensanierung wichtige Phiinomen zu erfassen, mufiten zu festgelegten Zeitpunkten in verschiedenen Hohen aus der Bodensaule Proben entnommen werden, ohne jedoch die Saule selbst zu storen. Dieses ist aber nur bei sehr aufwendigen Versuchsaufbauten moglich.

6.3.4 Lysimeter, Testmieten I. Vorteile von Testmieten Die erwahnten Nachteile der Bodensaule konnen durch den Einsatz von kleinen Testmieten rnit ProzeRwasserkreislauf (Lysimetern) umgangen werden (Abb. 6-9). 1st die notwendige Peripherie (Container, Bewasserungs- und Begasungssystem, Pumpen, etc.) einmal vorhanden, so ist der Aufwand fur Abbauversuche in solchen Aufbauten kaum hoher als z. B. in Perkolatoren, da die Kosten einer Optimierungsstudie im wesentlichen durch die Analytik sowie Versuchsplanung und -ausfuhrung verursacht werden. Bei entsprechender Konzeption der Versuche in Testmieten sind die gewonnenen Ergebnisse direkt auf die geplante grofltechnische Sanierungsmahahme ubertragbar. Sogar die Transportprozesse im Mietenkorper, beispielsweise verursacht durch die Beregnung rnit Nahrstofflosung, konnen erfal3t werden. Ferner kann der tatsachliche Zeitbedarf fur die technische Sanierung ermittelt werden. Abweichungen vom gewunschten Abbauverhalten werden bereits im Stadium der Testmiete erkannt, so daR die notwendigen Korrektur- und SteuerungsmaRnahmen fur die Regenerationsmiete entwickelt und erprobt werden konnen.

11. Beispiele Systematische vergleichende Untersuchungen zum Abbau verschiedener Arten von Aliphatengemischen in Lysimetern sind beispielsweise in 12 1 ] dokumentiert. Hier wurden Kerosin, Heizol und Dieselkraftstoff in einem sandigen Lehmboden abgebaut, wobei nachgewiesen wurde, daR die Detoxifikation des Bodens rnit der Schadstoffelimination korreliert. Wie weitreichend die Erkenntnisse sind, die rnit Testmieten gewonnen werden konnen, sei an einem Beispiel kurz verdeutlicht : Bei Linde VA werden fur Parameterstudien u. a. I d-Testmieten verwendet, die jeweils aus einem temperaturisolierten Container rnit Drainagekies auf dein Boden. einem Sickenvasserbehalter sowie einer Beregnungseinrichtung bestehen. Eine zeitgesteuerte Pumpe sorgt fur die Beregnung der Mietenobertlache rnit der Nahrstofflosung

OprimierunRsproKrtrmm

167

11

'5

Abb. 6-9. Testmiete zur experimentellen Optimierung des biologischen Abbaus im Festbett (Ausfuhrung Nr. 3: ,,Reinsauerstoffdosierung"). I Container, warmeisoliert, ca. 1 m' 2 Drinageschicht 3 Mietenkorper 4 Flussigkeitsverteilerrechenmit Vollkegeldusen zur Berieselung des MietenkGrpers 5 Sickerwasser-Sammelbehiilter 6 Kreiseipumpe zur Rezirkulation der NahrstofflKsung 7 pH-MeBstation am Auslauf des Containers 8 Zulauf fur Wasser und Nahrstoffe 9 System zur Direktbegasung der Bodenmatrix mit technischem Sauerstoff 10 Meastation : Temperatur sowie Sauerstoff- und Kohlendioxidgehalt im Porenraumgas (verschiedene Tiefen) 1 1 Sauerstofftank mit MeR- und Regeistrecke

aus dem Sickenvasserbehalter, so daR ein geschlossener Wasserkreislauf entsteht. Verdunstungsverluste werden durch eine Schwimmersteuerung im Sickerwasserbehalter automatisch ausgeglichen. Die Dosierung von Nahrstoffen sowie die pH-Uberwachung und -Korrektur erfolgt ebenfalls im Sickerwasserbehalter. Fur die Sauerstoffversorgung stehen mehrere Varianten zur Verfugung : Testmiete Nr. 1 enthalt keinerlei Begasungseinrichtung (Referenzexperiment). Nr. 2 besitzt eine eingebaute Luftabsaugung. Diese besteht aus einem Rechen aus perfonerten Rohren, der auf der Drainagekiesschicht aufliegt und an eine Membranpumpe angeschlossen ist. Der Luftzutritt erfolgt von oben durch den Mietenkorper hindurch in das Absaugsystem hinein. Diese Anordnung erlaubt eine Bilanzierung etwaiger Strippverluste, indem die Abluft iiber ein Aktivkohlefiiter geleitet wird, dessen Inhalt analysiert wird. In Aufbau Nr. 3 wurde die Luftabsaugung durch ein zeitgesteuertes Injektionssystem fur technischen Sauerstoff ersetzt. Testmiete Nr. 4 ist identisch mit Nr. 3, nur da13 hier zusatzlich eine thermostatisch geregelte Temperierung eingebaut ist, die es erlaubt, eine Temperatur von 28-30 "C aufrechtzuerhalten.

1 68

Uptiiiiiiwir,q dtir Ahhtr~r~~trr.tiiiir.tc.riirr Ltibor

111. Messungen Die Zusamniensetzung des Porenraumgases kann mit Hilfe von Sonden im Mietenkiirper ermittelt werden. Zur Bestimrnung von O2wird das abgesaugte Gas einem paramagnetischen Sauerstoffanalysator zugefuhrt, CO, wird on-line gaschromatographisch bestimmt. Die folgenden Mel3groBen werden aus der festen Bodenmatrix und aus dem Kreislaufwasser in Abhangigkeit von der Behandlungsdauer bestimmt :

- Konzentration und Zusammenset,wng der Kontamination (MKW und/oder PAK) an verschiedenen Stellen im Mietenkiirper Gesamtkonzentration der Aliphaten im Kreislaufwasser biologische Aktivitltsparameter im Festbett und im Kreislaufwasser (zum Teil optional): Esteraseaktivitat, Dehydrogenaseaktivitat, Proteingehalt, KBE, Anzahl der Aliphatenabbauer, grobe Charakterisierung der Bioziinose - Temperatur in riiumlicher Autlosung - pH irn Kreislaufwasser, N- und P-Salze -

IV. Ergebnisse Als Beispicl sei ein MKW-Schadensfall (HeizoI EL) hiiheren Alters (27 Jahre) genannt, dessen GC/FID-Analyse eine starke Alterung zeigte, die offenbar auf eine relativ aerobe Lagerung vor Ort (gut durchliissiger Kiesboden) zuruckzufuhren war. Die typische n- Alkan-Propagation fehlte nahezu vollstandig, dagegen waren verzweigte Kohlenwasserstoffe (Lcitsubstanzen Pristan, Phytan), cyclische Aliphaten und substituierte Aromaten angereichcrt. Die MKW-Ausgangskonzentration lag bei ca. 10 g/kg im Feinkornanteil < 2 nim (IR-Spektroskopie). Der Boden hatte einen Carbonatgehalt von uber 65% in der Fraktion < 2 mm. Die wichtigsten Ergebnisse der Untersuchung in den oben beschriebenen Testmieten lassen sich wie folgt zusammenfassen : Eine MKW-Restkonzentration < S O 0 mg/kg (Trockengewicht, DIN 38409 H18, IR) konnte mittels Reinsauerstoffbegasung bei 18 "C und 30 "C sowie unter Luftbegasung bei 18 "C innerhalb von 90 Tagen erreicht werden. Der relative Abbau, nachgewiesen mit GC, ubertraf 98% nach I25 Tagen. Spurcn von Pristan (2,6,IO,14-Tetramethylpentadecan) waren noch nachweisbar. Iin Referenzexperiment wurde kein signi fi kan ter Abbau beobac h tet . - Die Schadstoffelimination war in der Initialphase (20-30 Tage) von einem Transport in tiefcre Schichten uberlagert. Hei Ende der Behandlung waren jedoch die Schadstoff-Restgehalte in allen Tiefen nahezu identisch. - Ini Gegensatz zu den vorher durchgefuhrten Versuchen im geruhrten Submersreaktor wurde keine pH-Drift in Richtung auf den ,,natiirlichen" pH des Boden von ca. 8.3 beobachtet. Das Einsetzcn der biologischen Abbaureaktion wurde im Gegenteil durch eine leichte Drift zu niedrigeren pH-Werten markiert. Dies ist das erwartete Verhalten fur MKW-Altlasten. Offenbar wird das alkalische Potential des Feinkorns vollkommen vom hindurchperkolierenden ProzeBwasscr abgeschirmt, miiglicherweise von einem Aufwuchs von Mikroorganisnien. -

Optimierungsl~rogrcrmm

169

In den Testmieten mit Sauerstoffeintrag zeigte sich, besonders bei erhohter Temperatur, ein deutlicher Haltepunkt im Abbau gleich nach Beginn der Behandlung. Dieser wurde von einer starken Nitrifikation begleitet. Die Unterbrechung der Sauerstoffversorgung und die Einstellung der Zugabe von Ammonium erwiesen sich als ausreichend, um das System in die Denitrifikation und damit in den weiteren Schadstoffabbau zu zwingen. Weitere Versuche zeigten, da13 die Nitratatmung auch dann anhalt, wenn das Porenraumgas auf 65% Sauerstoffgehalt angereichert wurde. Da die Bakterien nur in der Lage sind, entweder Sauerstoff oder Nitrat als terminalen Elektronenakzeptor der Atmungskette zu verwerten, mu13 geschlossen werden, da8 hier offenbar beide Vorgange zeitgleich an verschiedenen Orten in der Bodenmatrix stattfinden. Daraus ergibt sich der Hinweis auf die Existenz von weitgehend anaeroben (Mikro-)Zentren im Mietenkorper. In Mietensanierungen dieser Art empfiehlt sich daher oft der kontrollierte Einsatz von Nitrat, das eher in der Lage ist, an den Ort mangelnder Sauerstoffversorgung zu gelangen. - Der MKW-Gehalt des Kreislaufwassers steigt sofort nach dem Start der Reaktion stark an, und zwar iiber Werte hinaus, die der physikalischen Loslichkeit typischer Mitteldestillate entsprechen. Offenbar hat das Biomassenwachstum (nachgewiesen uber die biologischen Aktivitatsparameter) durch ausgeschiedene oberflachenaktive Substanzen eine deutliche Mobilisierung der Schadstoffe zur Folge. Die MKW-Konzentration im Kreislaufwasser nimmt am Ende der Behandlung wieder auf Werte unterhalb des B-Wertes der Hollandliste ab (0,2 mg/l). -

V. Folgerung

Dieses Beispiel zeigt sehr deutlich die grol3e Bedeutung von experimentellen Parameter-Optimierungsstudien. Die notwendigen Steuerungsstrategien konnen nur anhand des Versuchs entwickelt werden. Eine theoretische Beschreibung oder gar Vorhersage des Wechsels innerhalb der Biozonose, wie er sich durch die Abfolge von oxidativem Abbau uber Nitrifikation zu Denitrifikation mit gleichzeitigem neuerlichen oxidativem Abbau manifestiert, ist jenseits der derzeitigen Moglichkeiten. Waren die oben beschriebenen Effekte unerkannt geblieben, so ware der Schadstoffabbau in der technischen Mietensanierung bei 30-40% Elimination stehen geblieben, und dies unter gleichzeitiger Aufsalzung des Prozeljwassers mit Nitrit und Nitrat. Auch kann die Existenz anaerober Zentren, wenn sie unerkannt bleibt, zu unbefriedigend hohen Restgehalten an Schadstoff fuhren. Die Optimierung der Abbauparameter liefert also die Steuerungsstrategien zur Beschleunigung der Abbaukinetik und der Minimierung der Restkonzentrationen. Die Entwicklung von Methoden zur Parameteroptimierung in der biologischen Bodensanierung wurde im Rahmen der ,,Kooperation Altlasten" der Linde AG, Werksgruppe Verfahrenstechnik und Anlagenbau sowie der Dywidag Umweltschutztechnik GmbH (D. U.T.) durchgefiihrt.

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7 Okotoxikologische Verfahren ( K . Alef)

Neben der chemisch analytischen Bewertung kontaminierter und sanierter Boden treten zunehmend okotoxikologische Fragestellungen in den Vordergrund. Fur den Abwasserbereich sind genormte Testsysteme etabliert [ 1, 21. Fur den Bereich Boden besteht zur Zeit noch erheblicher Forschungs- und Entwicklungsbedarf [3,4], urn die Aussagekraft bodenrelevanter biologischer Testsysteme erfassen und das Gefahrungspotential von Bodenkontaminationen fur Okosysteme abschatzen zu konnen. Biologische Testsysteme sind dabei als eine Erganzung zur chemischen Analytik und zu den bodenphysikalischen Parametern zu betrachten, die gemeinsam eine sinnvolle Interpretation okotoxikologischer Ergebnisse ermoglichen. Zur Abschatzung der okotoxikologischen Wirkung von Altlasten werden bereits etablierte terrestrische und aquatische Testverfahren eingesetzt. Die Auswahl und Durchfuhrung geeigneter Verfahren sollten von der Fragestellung und dem Sanierungsziel abhangig gemacht werden. Dabei ist zu beachten, dalj generell die okologische Relevanz eines MerJergebnissesmit steigender Organisationshohe des Testsystems drastisch zunimmt, meistens auf Kosten der Empfindlichkeit [ 5 ] . Im allgemeinen hangt die Aussagekraft der biologischen Testsysteme von folgenden Faktoren ab:

1. ausgewahltes Testsystem und Versuchsbedingungen 2. Bodenbehandlung (Bodenlagerung und Bodenvorbereitung) 3. Herstellung der Bodeneluate 4. Bodenkontamination Zur Abschatzung des Gefahrdungspotentials von kontaminierten Boden ist deshalb die Ermittlung der okotoxikologischen Wirkung auf mehrere Testsysteme zu empfehlen. In diesem Kapitel werden Testverfahren vorgestellt, die in der Sanierungspraxis eingesetzt werden und mit denen die meisten Erfahrungen zur Verfugung stehen. Neben diesen Verfahren werden auch Genotoxizitatstests wie der SOS-Chromotest [6, 71 und der Ruckmutationstest [8,9] zur Abschatzung der Bodenbelastung in der Sanierungspraxis [lo, 111 verwendet. Da noch keine ausreichenden Erfahrungen mit Boden vorliegen, wird auf die Darstellung der Genotoxizitatstests verzichtet. Es mu13 in diesem Zusammenhang betont werden, da13 sich die in der Sanierungspraxis eingesetzten okotoxikologischen Verfahren noch in der Entwicklung befinden. Die Durchfuhrung der Methoden, die Bodenlagerung und die Herstellung der Bodeneluate sollen je nach Fragestellung und Bodenkontamination modifiziert werden, so dalj verschiedene prinzipielle und technische Aspekte Beriicksichtigung finden konnen. Die hier vorgestellten Methoden sollen als Grundlage fur Laborarbeiten zur Abschatzung des Gefahrdungspotentials von kontaminierten Boden dienen. Die Erfahrungen des zustandigen Wissenschaftlers sind in diesem Stadium der Entwicklung sehr gefragt und erforderlich .

7.1 Herstellung von Bodeneluaten [12] Zur Abschiitzung des Gefahrdungspotentials kontaminierter Biiden ist meistens die Herstellung eines Bodeneluates erforderlich. Fur die z. Z. in der Praxis einsetzbaren okotoxikologischen Testsysteme gibt es allerdings kein Standardverfahren zur Herstellung von Bodeneluaten. Im allgemeinen werden w2Brige Bodeneluate (BodenNasserVerhaltnis 1 : 10) verwendet [ 121. Wegen des grolien Wasservolumens gibt es allerdingh Zweifel an der okologischen Relevanz solcher Bodeneluate [ I3 1. Andere Losungsmittel wie Dimethylsulfoxid (DMSO) werden auch eingesetzt [ 131. Die iikologische Relevanz dieser Extrakte ist aueh umstritten. In diesem Abschnitt wird ein Vertahren zur Herstellung wafiriger Bodeneluate vorgestellt. Weitere Verfahren sowie Extraktionsbedingungen werden diskutiert.

1. Prinzip der Methode Die Herstellung der Bodeneluate beruht auf der Suspendierung der Bodenprobe in Wasser oder Extraktionsmittel. Die Bodensuspension wird danach abzentrifugiert und die Hemmwirkung der im Uberstand vorhandenen Stoffe bestimmt.

2. Gerate und Materialien 2.1. Schuttel- und Umwilzgeriit 2.2. Druckfiltrationsgerft mit Ruhrvorrichtung 2.3. Zentrifuge

2.4. pH-MeBgeriit

3. Arbeitsvorschrift 3.1. Bodenlagerung Es gibt keine allgemeingultige Regel zur Bodenlagerng. Sie hiingt entscheidend vom Boden und von den Schadstoffen ab. Je nach Fragestellung miissen die Lagerungsbedingungen ausgewahlt werden. Im allgemeinen sollen die Untersuchungen so schnell wie niiiglich nach der Probennahme durchgefuhrt werden (innerhalb von 24 Stunden). Die Bodenproben konnen bei -20 "C gelagert werden. Fur okotoxikologische Untersuchungen kiinnen die Proben langsam innerhalb von 5 Tagen bei 4 "C abgetaut und fur weitere 4 Tage unter aeroben Bedingungen bei Raumtemperatur inkubiert werden I 1 1, 131.

3.2. Herstellung der Bodeneluate

Die Bodenprobe wird auf 10 mm gesiebt. Mindestens 100 g Trockengewicht (deutlich mchr bei heterogenem Bodenmaterial) werden mit 1000 ml destilliertern bzw. vollentsalztem Wasser versetzt und normalerweise 24 Stunden lang i n Glasflaschen im Dun-

Leuchtbokterirnrr.st

1 73

keln geruhrt bzw. geschuttelt. Im AnschlulJ an die Elution wird der Uberstand filtriert und das Filtrat fur weitere Untersuchungen eingesetzt. Es besteht ullerdings die Gcfiihl; duJ3 Schudstoffe urn Filter udsorbiert werden, weshalb die Zentrifugation der Bodensuspension (5000 g, 10 min) empfohlen wird [ 131. Die Bodeneluate sollten im Dunkeln aufbewahrt und innerhalb einer Woche verwendet werden [ 131. Zur Bestimmung des Trockengewichts wird die Probe bei 105 "C 24 Stunden getrocknet und anschliel3end im Exsikkator abgekuhlt. 4. Diskussion 4.1. Die Extraktion der Schadstoffe aus dem Boden hangt von der Bodenbeschaffenheit, dem verwendeten Extraktionsmittel und den Extraktionsbedingungen ab. Eine vollstandige Extraktion der Schadstoffe aus dem Boden ist nicht moglich. Je nach Extraktionsmittel konnen unterschiedliche Stoffe extrahiert werden [ 14, 151. Fur manche Testsysteme wie den Pflanzenwachstumstest oder den Regenwurmtest ist eine direkte Venvendung des Boden zu empfehlen [ 131.

4.2. WalJrige Bodeneluate wurden zur Abschatzung des Gefahrdungspotentials von kontaminierten Boden eingesetzt, bei einem BodenNasser-Verhaltnis von 1 :10 [ 161. 4.3. Kontaminierte Boden wurden haufig mit Wasser im Verhaltnis I :4 eluiert. Die waBrige Bodensuspension wurde 16 Stunden lang geschiittelt [ 141. Daruberhinaus wurden verschiedene Extraktionsmittel wie Wasser/N?,Wasserll % DMSO, Wasser/l % Ethanol, kunstliches Regenwasser und kiinstliches Regenwasser/N? eingesetzt [ 141. 4.4. NaCI-Losung (2%),die 1 % Dimethylsulfoxid (DMSO) enthalt, oder DMSO a k i n konnen auch als Extraktionsmittel venvendet werden [ 10, 11, 171.

4.5. Ein Boden/Wasser-Verhaltnis von 1 :5 [ 181 sowie ein Boden/Wasser- und BodedDMS0-Verhaltnis von 1 : 2,5 wurden verwendet [ 1 I]. 4.6. Kontaminierte Boden wurden mit Freon-Losung eluiert, die durch Verdampfung entfernt wurde [lo]. Der Riickstand wurde dann mit waSriger DMSO-Losung aufgenommen und fur toxikologische Bestimmungen eingesetzt.

7.2 Leuchtbakterientest

[ I 9,201

1. Prinzip der Methode

Die Abnahme der Lichtemission von Leuchtbakterien wird unter dem Einflulj der zu untersuchenden Probe ermittelt.

2. Gerate und Materialien 2. I . Gefrierschrank 2.2. Thermostat oder Kiihlschrank 2.3. Thermostat rnit Thermoblock

1 74

Oikotoxikolo,~i.cckrVerfiihren

2.4. Luminometer, Meazelle auf 15 (20,2) "C thermostatisiert, mit geeigneten Glaskuvetten

2.5. pH-MeBgeriit 2.6. Reagenzglasschuttler

3. Chemikalien und Losungen 3.1. NaCl (zum Aufsalzen der Proben) 3.2. NaCI-Losung (2%): 2 g NaCl werden in 90 ml bidestilliertem Wasser gelost. Die Losung wird mit bidest. Wasser auf 100 ml aufgefullt. 3.3. NaCI-Losung (22%): 22 g NaCl werden in etwa 70 ml bidestilliertem Wasser gelost. Die Losung wird dann mit bidestilliertem Wasser auf 100 ml aufgefullt. 3.4. NaOH ( 1 N) 3.5. HCI ( I N) 3.6. lyophilisierte Leuchtbakterien

4. Arbeitsvorschrift Die Hemmwirkung der Bodeneluate wird als statischer Test in einer Glaskuvette (50 x 12 mm) bestimmt. Die gefriergetrockneten Leuchtbakterien werden in 1 ml bidestilliertem Wasser bei 5,5 "C rehydratisiert, durch leichtes Schutteln homogenisiert und bis zum Gebrauch in einer vorgekiihlten Vorratskiivette ( 5 "C) aufbewahrt. Die Bakteriensuspension wird mehrmals mit Hilfe einer Eppendorff-Pipette (500 pl) durchmischt. Zur Durchfuhrung des Tests werden 2,5 ml Probe (Bodeneluate) mit 250 yl NaCI-16sung (22%) versetzt und daraus vier Verdiinnungsstufen hergestellt (Verdunnungsfaktor 2). Je 10 yl Bakteriensuspension werden zu 500 pl NaC1-Losung (2%) gegeben (vier Probenansatze, ein Kontrollansatz), mit einer Pipette homogenisiert und 15 min bei 15 "C zur Adaption vorinkubiert. Nach Aufnahme der Ausgangsleuchtwerte ( I J sind jeweils 500 y1 der Probenverdunnungen bzw. der Kontrollosung (2% NaCI) zu den 5 I0 pl Bakteriensuspension zu pipettieren und nach einer Inkubationszeit ( 15 "C) von 30 min erneut zu vennessen (Bodeneluat = Der pH-Wert des Testansatzes sollte vor der Messungen gemessen und evtl. auf 7.0 eingestellt werden.

5. Quantifizierung der Ergebnisse 5.1. Korrekturfaktor Die zeitabhangige Veranderung der Biolumineszenz wird im Vergleich zur Kontrolle (Blindansatze) korrigiert. Der Korrekturfaktor,fK,,, wird wie folgt berechnet :

fKX,= JK3Jl* IK3,, Biolumineszenz nach 30 min (Kontrolle) I,, Biolumineszenz am Anfang (Kontrolle)

Leuchtbakterientest

1 75

5.2. Berechnung der Hemmung

Die Hemmung wird wie folgt berechnet:

Leuchthemmung (%) nach 30 min Inkubation H,, IC,,, die theoretische Biolumineszenz der Probe ohne toxische Wirkung =1 , (Probe) .fK3() fT3{) die Biolumineszenz der Probe inkubiert nach 30 min Die Toxizitat wird nach DIN als GL-Wert prasentiert, das ist die Verdiinnungsstufe, die eine < 20%ige Hemmung verursacht.

6. Diskussion 6.1. Die mit verschiedenen Extraktionsmitteln hergestellten Eluate eines kontaminierten Bodens zeigten unterschiedliche Hemmwirkung beim Leuchtbakterientest. Kunstliches Regenwasser fiihrte dabei zu den starksten Hemmungen [ 141. 6.2. Der Leuchtbakterientest wurde zur Feststellung der toxischen Wirkung von verschiedenen Olen im Laufe einer Bodensanierung in Lysimeter-Pilotversuchen verwendet [ 101. Ole wurden rnit Freon-Losung extrahiert, das Losungsmittel verdampft und der Ruckstand in wlljriger DMSO-Losung aufgenommen. Die Wirkung der in DMSO gelosten Schadstoffe wurde mit dem Test ermittelt. Freon-Extrakte zeigten hohere Hemmwirkung als waSrige Bodeneluate. Eine Toxizitatszunahme wurde im Laufe der Sanierung ermittelt; die Hohe der Toxizitat war allerdings je nach Olsorte unterschiedlich [ 101. 6.3. Der Leuchtbakterientest wurde als okotoxikologischer Parameter bei der Sanierung eines mit PAK kontaminierten Bodens eingesetzt [ 1I]. Dabei wurden waljrige Bodeneluate fur den Test verwendet. Eine Toxizitatsabnahme wurde im Laufe der Sanierung festgestellt. Noch am Ende der Sanierung konnte eine Hemmung ermittelt werden. Dieser Test zeigte hohere Empfindlichkeit als der Atmungstest mit Pseudomonas putidu. Leuchtbakterien sind allerdings maritime Bakterien, wahrend Pseudomonas putida ein Bodenmikroorganismus ist und grolje PAK-Abbaufahigkeit besitzt. Deshalb kann die Aussagekraft des Leuchtbakterientests hier in Frage gestellt werden. 6.4. Der Leuchtbakterientest ist sehr empfindlich. Diese Empfindlichkeit hangt sehr stark von der Art der Bodenkontaminationen ab [21].

6.5. Das hier vorgestellte Standardverfahren ermoglichte den Test bei einer maximalen Konzentration von 45% der Ausgangsbodeneluate. Gering belastete Boden zeigen unter Umstanden keine toxische Hemmung mehr. In solchen Fallen kann ein modifiziertes Verfahren( 100%-Meth0de)eingesetzt werden. 10 yl Vorratssuspensionen werden direkt

1 76

i j k o t o s i X . o / o , ~ i , ~ ( .krfir/lrc,,l /l~

zu I ml Bodeneluat bzw. Kontrollansatz pipettiert und nach der entsprechenden Testzeit vermessen. 6.6. Die Ergebnisse kiinnen durch nichtgeliiste, schwerlosliche, fliichtige Stoffe sowie

gefiirbte Bodeneluate verfilscht werden 1201.

6.7. Die iikologische Relevanz des Testsystems ist fraglich.

7.3 Grunalgentest (Hemmung der Zellvermehrung) [22,231 1. Prinzip der Methode Die Methode beruht aufder Bestimmung der Hemmwirkung von Bodencluaten auf da\ Wachstum der Grunalgenart Scenedesmus suhspicatlls. Als BewertungsmaOstab fur die Algenvertrgglichkeit gilt die Konzentration deb Bodeneluats, bei der innerhalb der Versuchsdauer von 48,72 und 92 Stunden eine Hemmwirkung der Zellvermehrung von SO% gemessen wird.

2. Gerate und Materialien 2. I . Lichtthermostat 2.2. Photometer oder Nephelometer 2.3. Mikroskop 2.4. Schiittelgerit

2.5. Luxmeter 2.6. Thermometer 2.7. pH-MeBgerit 2.8. Filtrationsgerit mit Membranfiltern

2.9. Zentrifuge 2.10. Sterilisator

3. Chemikalien und Losungen 3.1. Nahrliisung NH,Cl MgCI,. 6 H,O CaCI?. 2 H,O

15 mg 12 mg 18 mg

GriinccIgentest

MgS04.7 H2O KZHPO, FeCI,. 6 H 2 0 Na,EDTA . 2 HzO HW3 MnCl, . 4 H20 ZnC1, C O C I ~6. H20 CuC12.2 H2O Na,MoO,. 2 H 2 0 NaHCO,

1 77

15 mg 1,6 mg 0,08 mg 0,l mg 0,185 mg 0,415 mg 3. mg 1,5 . lo-' mg lo-' mg 7 . lo-' mg SO mg

Diese Salze werden in deionisiertem Wasser gelost und das Volumen mit deionisiertem Wasser auf 1000 ml aufgefullt. Nach Beluftung betragt der pH-Wert der Nahrlosung etwa 8. Die Stamm- und die verdunnten Losungen werden sterilisiert (30 min, 112 "C) und bei 4 "C aufbewahrt. Der Test wird ohne Einstellung des pH-Wertes durchgefuhrt. Gibt es Anzeichen fur eine pH-Veranderung, wird eine Einstellung mit HCI oder NaOH empfohlen. Die Herstellung einer 1Ofach konzentrierten Stamm-Nahrlosung ist zu empfehlen, die dann verdunnt werden kann.

4. Testorganismus Scendesmus subspicutus wachst meist einzellig. Die Algenvorkultur wird durch Beimpfen des Nahrmediums ( lo4 Zellen/ml) erhalten. Die Vorkultur wird bei 25 "C unter Dauerbeleuchtung (SO00 Lux) inkubiert. Das Impfmaterial fur die Hauptkultur wird aus der Wachstumsphase der Vorkultur entnommen.

5. Arbeitsvorschrift Das Impfmaterial ist so zu bemessen, daB sich im Testansatz eine Ausgangskonzentration von etwa 104Algenzellen/ml ergibt. Dann werden die Priifansatze bei 21 bis 25 "C unter Dauerbeleuchtung (8000 Lux) inkubiert. Hierbei gilt als Richtwert eine photosynthetisch wirksame Photonenraumbestrahlungsstarke von 0,72 . 10'" Photonen je ( m 2 . s). Es ist darauf zu achten, dab die Algen durch geeignete MaBnahmen wahrend der Versuchsdauer in Suspension gehalten werden. Nach 48,72 und 96 Stunden wird von allen Test- und Kontrollansatzen die Zellzahl gemessen.

6. Bewertung der Ergebnisse Als Kriterium fur die toxische Wirkung des Bodeneluats gilt der in 48, 72 und 96 Stunden erreichte Wert fur die ECs0

I 78

O;kotarikoIogisdte Verfihren

7. Diskussion

7. I . Gefarbte Bodeneluate konnen die Auswertung der Testansatze erschweren. 7.2. E k e Abnahrne der Toxizit2t rnit Hilfe des Algentests konntc im Laufe der Sanierung eines mit PAK kontaminierten Bodens festgestellt werden [ 1 I].

7.4 Daphnientest [24,251 Das Verfahren wird rnit Bodeneluaten durchgefuhrt.

1. Prinzip der Methode Die okologische Relevanz von Daphnien liegt darin, daD sie in der aquatischen Nahrungskette als Konsument niederer Ordnung zwischen den Destruenten (Bakterien) und Primarproduzenten (Algen) sowie den Konsumenten hoherer Ordnung (Fische) stehen. Die schadstoffabhangige Imrnobilisierung der Daphnien innnerhalb von 24 oder/und 48 Stunden wird herangezogen.

2. Gerate und Materialien 2. I . pH-MeBgerZt 2.2. SauerstoffrneDgerat 2.3. Mattschwarze Unterlage 2.4. Sieb rnit Siebgewebe aus nichtrostendern Stahl 2.5. Instrumentenschalen (z. B. aus Melamin) 2.6. MeBkolben (100, 1000 ml) 2.7. Becherglaser (2000 ml)

3. Chemikalien und Losungen 3.1.

Verdunnungswasser

3.1.1. CaCI1-Liisung: 1 1,7 g CaCI, . H 2 0 werden in deionisiertem Wasser gelost; die Losung wird rnit deionisiertem Wasser auf 1000 ml aufgefiillt. 3. I .2. MgS0,-Losung: 4,93 g MgSO, . 7 H,O werden in deionisiertem Wasser gelost; die Losung wird mit deionisiertern Wasser auf 1000 ml aufgefiillt.

Duphnientest

179

3.1.3. NaHC0,-Losung: 2,59 g NaHCO, werden in deionisiertem Wasser gelost; die Losung wird mit deionisiertem Wasser auf 1000 ml aufgefullt. 3.1.4. KC1-Losung : 0,23 g KCI werden in deionisiertem Wasser gelost ; die Losung wird mit deionisiertem Wasser auf lo00 ml aufgefullt. Von den Losungen 3.1.1. bis 3.1.4. werden je 25 ml in einen Merjkolben pipettiert und mit deionisiertem Wasser auf 1000 ml aufgefullt. Das Verdunnungswasser wird bis zum Sauerstoffsattigungswert beluftet. Der Test wird ohne Einstellung des pH-Wertes durchgefuhrt. Gibt es Anzeichen fur eine deutliche Anderung des pH-Wertes, wird der pH-Wert des Verdiinnungswassers mit HCl oder NaOH eingestellt.

4. Testorganismen(Daphnia magna) Fur die Zucht der Daphnien wird das Verdunnungswasser (3. I .) empfohlen. Fur die Zuchtansatze wird das Verdiinnungswasser in GlasgefaBe (BecherglEser, 2000 mi) gefullt, und 25 Alttiere je Liter Verdiinnungswasser werden hinzugefugt. Futter (z. B. einzellige Grunalgen) wird so vie1 zugegeben, wie innerhalb eines Tages verbraucht werden kann. Die Daphnienkultur wird tagsuber bei diffusem Licht bei 20 "C inkubiert. Das Zuchtwasser wird ein- bis zweimal wijchentlich erneuert. Fur den Test werden 6 bis 24 Stunden alte Daphnien venvendet.

5. Arbeitsvorschrift Aus einem definierten Verdunnungswasser und dem zu untersuchenden Eluat werden Verdiinnungen hergestellt, von denen anschliel3end je 20 ml fur den Test eingesetzt werden. Pro getesteter Verdunnung werden mindestens 10junge Tiere (6-24 Stunden alt) eingesetzt. Der 0,-Partialdruck (80%des Sattigungswertes) sollte ofter kontrolliert werden, um die Verfugbarkeit des Sauerstoffs zu garantieren. Parallel zu jeder Testserie sollten immer zwei Kontrollversuche mitgefuhrt werden. Die Testansatze werden abgedeckt 24 und 48 Stunden ohne Futterzugabe im Dunkeln bei 20 "C inkubiert. Nach 24 und 48 Stunden wird die Anzahl der schwimmfahigen Daphnien bestimmt. 6. Berechnung der Ergebnisse Als BewertungsmaB fur die toxische Wirkung der Bodeneluate auf Duphnia mugna gilt der ECs,,Wert. 7. Diskussion

7.1. Der Daphnientest wurde als okotoxikologischer Parameter zur Abschatzung des Gefaihrdungspotentials von PAK-kontaminierten Boden venvendet [ 101. Mit dem Test konnte eine Abnahme der Toxizitat im Laufe der Sanierung ermittelt werden. 7.2. Ein mit PAK kontaminierter Boden wurde mikrobiologisch saniert [16]. WaBrige Bodeneluate des sanierten Bodens zeigten keine toxische Wirkung im Daphnientest. Freon-DMSO-Eluate zeigten nur eine leichte Hemmwirkung.

1 80

Okoro.xikolo,qi,sc.iic~krjiihrrn

7.3. Eine ansteigende Hemmwirkung auf den Daphnientest wurde im Laufe der Sanierung eines mit PAK kontaminierten Bodens ermittelt. Das kann auf die Bildung von Metaboliten zuruckgefuhrt werden [ 131. 7.4. Untersuchungen mit Daphnien sind anzeigepflichtig.

7.5 Fischtest 113,261 Das Verfahren wird mit Bodeneluaten durchgefuhrt. 1. Prinzip der Methode

Die okologische Relevanz dcr Fische liegt darin, daO sie das Endglied der aquatischen Nahrungskette darstellen. Die Methode beruht auf der Bestimmung der Konzentration der Bodeneluate, bei der 50% der Fische nach 96 Stunden sterben. Als Testfische werden Goldorfe, Zebrabarbling oder andere Fischarten eingesetzt.

2. Gerate und Materialien 2. I . Vollglasaquarien 2.2. Thermometer (MeObereich 0 "C - 50 "C) 2.3. SauerstoffmeBgerat 2.4. pH-MeBgerat

3. Chemikalien und Losungen Die Zusammensetzung des Verdunnungswassers ist bereits im Abschnitt 7.4 beschrieben worden.

4. Priiforganismus Die Fische sollen mindestens zwei Wochen vor Prufbeginn in der Prufeinrichtung gehalten werden. Die Sterberate in der Woche vor Priifbeginn sollte 2% nicht uberschreiten. Die Fische sollen zwei Tage lang an die Priifbedingungen angepaBt werden und frei von Krankheiten und MiBbildungen sein. Fur die Prufung werden Tiere rnit einer Korperlange von ctwa 3 cm herangezogen. Die im Annex angegebenen Arten konnen fur den Test verwendet werden I 1 1.

Pflanzenwnchsturnstest

181

5. Arbeitsvorschrift In einer Verdunnungsreihe wird das Bodeneluat mit Verdunnungswasser vermischt und auf ein Endvolumen von 3 I eingestellt. Zusatzlich wird ein Kontrollversuch nur mit Verdunnungswasser angesetzt. Je Becken werden 3 Fische eingesetzt, die Qualitatskriterien hinsichtlich ihrer korperlichen Eigenschaften erfiillen sollten. Wahrend des gesamten Versuchs werden die Aquarien beliiftet (60% 02-Sattigungswert) und die Wassertemperatur (22 "C) konstant gehalten. Die Lichtverhaltnisse sollen einem Tag/Nacht-Rhythmus mit einer Hellphase von 12- 16 Stunden entsprechen. Die Versuchsdauer betragt 96 Stunden. Im Anschlulj an die Exposition wird die Anzahl der toten Fische bestimmt [ 131. 6. Bewertung der Ergebnisse

Der LC,,Wert

wird berechnet.

7. Diskussion

7.1. Der Test ist genehmigungspflichtig. 7.2. Ein Effekt eines PAK-kontaminierten Bodeneluats auf den Fischtest konnte nicht festgestellt werden; DMSO-Eluate zeigten keine Hemmwirkung. Dies ist vermutlich auf zu geringe PAK-Konzentrationen zuriickzufiihren [ 141. 7.3. Ein Effekt eines PAK-kontaminierten Bodeneluats auf den Fischtest konnte in einer anderen Sanierungsuntersuchung festgestellt werden. Die Hemmwirkung nahm im Lauf der Sanierung ab [ 131.

7.6 Pflanzenwachstumstest[i3,271 Der Test wurde urspriinglich fur die Chemikalienpriifung entwickelt. Es ist auch moglich, den Test direkt auf dem zu untersuchenden Boden durchzufuhren. 1. Prinzip der Methode Gemessen wird die Wirkung auf die Keimung und auf friihe Wachstumsstadien von Avena sativa L. (Hafer) und Brussicu rupa ssp. rapa (DC) Metzg. (Stoppelriibe). Als Bewertungsmarjstab fur die Pflanzenvertraglichkeit gilt die konzentrationsabhangige Hemmung der Biomassebildung. 2. Gerate und Materialien 2.1. Blumentopfe (glasiert oder nichtporoser Kunststoff)

1 82

Okoto.~rXoloSi.,(,hr Ve$ihrrri

2.2. Gewachshaus oder Vegetationshalle 2.3. Bodensubstrat 2.4. Pflanzensamen (Aveiiu .scitiva; Brcrssiccr rupu)

3. Arbeitsvorschrift Kontaminierte oder sanierte Boden (< 2 mm Maschenweite) werden in Topfe (Durchmesser bis zu 7 em) gefullt. Danach werden 6 vorgekeimte Saatkijrner in etwa 1,5 em (Hafer) und 0,5 cm (Stoppelrube) Tiefe abgelegt. Die Wasserkapazitat der Bodenproben ) 60%(bei Brussicu rupu) mit demineralisiertcm wird auf 80% (bei Aveizu S L I I ~ V U und Wasser eingestellt. Die Topfe werden im Gewachshaus oder in der Vegetationshalle bei 20 "C und einer Beleuchtung von I6 Stunden/Tag (7000 Lux) inkubiert. Nach 2 Wochen werden die Pflanzen geerntet und das Frischgewicht ermittelt. Alle Varianten des Tests werden in 4 Parallelen durchgefuhrt. 4. Diskussion

4. I . Die Prufung kann auch mit Bodeneluaten durchgefuhrt werden. Die Herstellung des Bodeneluats ist mit Problemen behaftet (s. Abschnitt 7.1 ). Wciterhin besteht bci diesem Verfahren die Gefahr, dalj ein Teil der im Bodeneluat vorhandenen Schadstoffe an den Kontrollboden adsorbiert und somit die toxische Wirkung vermindert wird. Deshalb wird von der Anwendung von Bodeneluaten bei diesem Verfahren abgeraten (HUND,Fraunhofer Institut fur Umweltchemie, Schmallenberg, personliche Mitteilung). 4.2. Das Frischgewicht von 6 Kontrollpflanzen von A. sntitv bzw. B. rupu sollte mindestens 800 mg betragen. 4.3. Es ist erforderlich, den Feuchtgehalt der Erde taglich einzustellen. Hierzu werden nur einige Topfe in taglichem Wechsel gewogen und in den anderen Topfen die entsprechende Menge demineralisiertes Wasser erglnzt. 4.4. Positive Erfahrungen mit dem Pflanzenwachstumstest wurden gemacht [7]. Ubereinstimmung zwischen PAK-Analysen, Leuchtbakterien- und Pflanzenwachstumstest konnten festgestellt werden.

4.5. Im Gegensatz zu Fisch- und Daphnientest, wurde der Pflanzenwachstumstest stark durch PAK-Bodeneluate gehemmt [ 161. 4.6. Ein PAK kontaminierter Boden zeigte einen Hemmeffekt auf den Ptlanzenwachstumstest [ 131. Die Hemmwirkung nahm allerdings im Laufe der Sanierung deutlich ab. Dabei war Brussicu rupu empfindlicher als Aveiiu sntiva [ 131.

4.7. Dieser Test wurde eingesetzt, um die Toxizitat eines mit PAK kontaminierten Bodens im Laufe der Sanierung zu verfolgen [28]. Der Boden wurde mit Hilfe von WeilJfaulepilzen saniert.

Regenwurmtest

183

7.7 Regenwurmtest [ 13,291 Dieser Test wurde fur die Chemikalienpriifung entwickelt. Es ist zu empfehlen, den Test direkt mit dem zu untersuchenden Boden durchzufuhren.

1. Prinzip der Methode Grundlage des Verfahrens ist, die von bestimmten Stoffen ausgehende toxische Wirkung auf den Regenwurm Eiseniu fetidu zu bestimmen.

2. Gerate und Materialien 2.1. Klimakammer auf 20 f 2 "Ceinstellbar 2.2. Dauerbeleuchtung (400-800 Lux) 2.3. GlasgefaB ( 1 -2 1) mit geeigneter Abdeckung 2.4. GlasgefaBe (10-20 1) mit geeigneter Abdeckung

3. Chemikalien und Losungen 3. I . Bodensubstrat: 3. I . I . Sphagnum-Torf (lo%),moglichst pH 5,5-6, ohne sichtbare Pflanzenrate, luftgetrocknet, und fein gemahlen 3.1.2. Kaolin (20%) 3.1.3. Kalk (1%), pulverformig, zum Einstellen des pH-Wertes des Substrats 3.1.4. Quarzsand, Korngroflenzusammensetzung: 0,05-0,2 mm

4. Arbeitsvorschrift Der kontaminierte Boden wird rnit einem Standardboden in verschiedenen Verhaltnissen gemischt (loo%, 50%, 2596, 0% des kontaminierten Bodens, [ 131). Ein synthetischer Boden, bestehend aus Torf, Kaolin (Ton) und Sand, kann als Standardboden venvendet werden [29]. Der Wassergehalt wird auf 35-4596 und der pH-Wert auf 53-6 eingestellt [ 13, 291. Vor dem Einsatz der Wiirmer wird das Substrat beliiftet. Anschlieflend ist das dabei verdunstete Wasser zu ersetzen. Fur den Test werden definierte Mengen der Bodenmischungen (ab 500 g Trockengewicht) in geeignete GlasgefaBe ( 1 3 1 [I31 oder 10-20 1 [29]) uberfiihrt. Jeder Ansatz wird mit 8-10 Regenwurmern besetzt (250-450 g, auf die Oberflache des Bodens gelegt), die bereits seit 24 Stunden (ohne kontaminierten Boden) adaptiert wurden. Vor dem Auflegen auf die Boden sollten die Wiirmer gewaschen, zum Trocknen kurz auf ein Filterpapier gelegt und an-

84

Okoti).~ikolr)h.i.sc.huVerjiihren

schliefiend zur Bestimmung ihres Lebendgewichtes gewogen werden. Zum Schutz vor starkerer Austrocknung werden die GlasgefaBe abgedeckt und anschlieljend 14 Tage bei 20 "C und standiger Beleuchtung (400-800 Lux) inkubiert. Die Beleuchtung ist erforderlich, damit die Testorganismen wahrend der Expositionszeit standig im Boden verbleiben. Nach 7 und 14 Tagen wird die Mortalitat bestimmt. Vier Wiederholungen sind pro Verdiinnungsstufe und Kontrolle erforderlich. Zur Bestimmung der Mortalitat wird der Boden auf einer Glasplatte ausgebreitet, die Wurmer ausgelesen und die Anzahl der uberlebenden Tiere festgestellt. Die Tiere gelten als tot, wenn sie bei mechanischer Reizung mit einer stumpfen Sonde keine Reaktionen mehr zeigen. Nach der ersten Bestimmung (nach 7 Tagen) wird der Boden in das Glas zuriickgefiillt, und die uberlebenden Wiirmer werden auf die Oberflache des Substrats gelegt.

5. Berechnung der Ergebnisse Die Anzahl der lebenden Regenwiirmer und der Prozentsatz der Mortalitat [ 131 konnen zur Auswertung der Ergebnisse herangezogen werden.

6. Diskussion 6.1. Am besten ist die Durchfiihrung des Tests direkt in dem zu untersuchenden Bodenmaterial. Es kann allerdings vorkommen, daR der Boden aufgrund seiner Zusammensetzung (Sand, Kies) oder Struktur (Bauschutt) fur den Test nicht geeignet ist. In diesen Fallen ist es sinnvoll, auf die Untersuchung eines Eluates in dem beschriebenen synthetischen Substrat zuruckzugreifen. 6.2. Der Testorganismus (Eisenkifetidcr) kann in verschiedenen tierischen Exkrementen gezuchtet werden. Als Ziichtungsmedium wird ein Gemisch aus Torfund Kuh- oder Pferdedung im Verhaltnis 1 : 1 empfohlen. Der pH-Wert wird mit Kalk auf etwa 7 eingestellt. Das Substrat sol1 feucht, aber nicht nalj sein. 6.3. Der Regenwurmtest wurde verwendet, um den Erfolg einer Bodensanierung zu verfolgen [ 13, 301. Der Test zeigte groUe Empfindlichkeit auf mit PAK kontaminierte Boden [ 131. Alle Wurmer starben, als die Organismen mit kontaminiertem Boden inkubiert wurden. Interessanterweise uberlebten alle Wurmer die Inkubation mit Mischboden (kontaminiert + Standardboden); eine leichte Abnahme des Organismengewichtes konnte ermittelt werden. Sanierter Boden zeigte keinen Effekt auf den Test [ 131.

6.4. Untersuchungen mit Regenwurmern sind anzeigepflichtig.

Literatur

185

7.8 Literatur P., Boje, R., Okotoxikologie: Grundlagen f i r die iikologische Bewertung win Umweltchemikulien nach dem Chemikaliengesetz, Ecomed-Verlagsgesellschaft, Landsberghch 1986 [ 2 ] Kanne, R., UWSF-Z. Umweltchem. Okotcixikol., 1989, 3, 23-26 [3] Alef, K., Hauk, A., Bergmann, G., Anaerobic Arginine Mineraliintion: a Multi-Speciesresr System, 1994, in Vorbereitung [4] Hund, K., Schenk, B., Chemosphere,~l994,28.477-490 [5] Kanne, R., UWSE7-Z.Umweitchem. Okotoxikol., 1991,3, 16- 18 161 Quillardet, P., Hofnung, M., Mutation Res., 1985,47,65-78 [7] Xu,H., Toxikol. Assas., 1989,4, 105- 114 [S] Wang, X.,Bartha, R.. Soil Biol. Biochem., 1990,22.501-505 [9] Ames, B. N.,McCann, J., Yamasaki, E., Mutation Res., 1976,31, 347-364 [lo] Bartha, R., Shen, J., Wang, X . , in: International Symposium on Soil Decontamination Using Biological Processes: DECHEMA (Hrsg.) Karlsruhe 1992, 168- 174 [ 1 I] Hund, K., Fliedner, A., Lepper, P., Schenk, B., Traunspurger, W., Jacob, R., Schulz-Berendt, V., in :International Symposium on Soil Decontamination Using Biological Processes :DECHEMA (Hrsg.) Karlsruhe 1992, 176- 183 [ 121 DIN 38414 Teil 4, Bestimmung der Eluierbarkeit mit Wasser [ 131 Hund, K., Traunspurger, W., Chemosphere, 1994, eingereicht [ 141 Pfeifer, F., Klein, J., Schacht, S., in: Internutional Symposium on Soil Decontumination Using Biological Processes: DECHEMA (Hrsg.) Karlsruhe 1992,696-702 [I51 Leschber, R.,Hollederer, G., GWaBolu, 1985, Heft 4 1161 Forster, H. G., Wetzel, A,, Tiberg, E., Adam, R., Brendel, M., in: International Symposium on Soil Decontaminarion Using Biological Processes: DECHEMA (Hrsg.) Karlsruhe 1992, 703709 [ 171 Scheibel, H. J., Hasborth, P., Lang, E., Hanert, H., g,~~Wasser/Abwasser, 1991. 132,441-447 [lS] Bisa, B., Entsorga Magazin, 1991, 10,95-98 [ 191 Microtox Manual, Microbics Corp. Carlabad, CA, 1992 1201 DIN 38412 Teil34341, Bestimmung der Hemmwirkung von Abwasser auf die Lichtemission von Photobacterium phosphoreum [21] Munkittrick, K. R.,Power, E. A., Sergy, G. A., Environ. Toxicol. Water Quai., 1991,6,35-62 [22] OECD Guidelinefor Testing Chemicals 201, Algae, Growth Inhibition Test, OECD 1984 1231 DIN 38412 Teil33, Bestimmung der nicht giftigen Wirkung von Abw er gegenuber Grunalgen (Scenedesmus-ChlorophyllFluoreszenztest) uber Verdunnungsstufen (L 33) 1241 DIN 38412 Teil 30, Bestimmung der nicht akut giftigen Wirkung von Abwasser gegenuber Daphnien uber Verdunnungsstufen (L 30) [25] OECD Guideline for Testing Chemicals 202, Daphnia, Acute Immobilisation and 14-day Reproduction Test, OECD 1983 1261 DIN 38412 Teil 31, Bestimmung der nicht akut giftigen Wirkung von Abwasser gegeniiber Fischen uber Verdunnungsstufen (L 3 1) [27] OECD Guidelinefor Testing <$Chemicals 208, Terrestrial Plants, Growth Test, OECD 1983 1281 Baud-Grasset, F., Baud-Grasset, S., Safferman, S., Chemosphere 1993.26, 1365- 1374 1291 OECD Guidelinefor Testing of Chemicals 207, Earthworm, Acute Toxicity Test, OECD 1983 1301 Chang, L. W., Gordon, D., Reddy, T. V., Smith, M. K., Daniel, F. B., The SETAC 13th Annual Meeting, Abstracts, p. 195, Cincinnati, OH, November 8- 12, 1992. [ 1 1 Rudolph,

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8 Mikrobiologische Sanierungsverfahren

8.1 Odoff-site-Verfahren (S.Kappesser) Zur Abgrenzung gegenuber den in-situ-Verfahren bezeichnet man die nach einem Bodenaushub durchgefuhrten Sanierungen auch als ex-situ-Verfahren. Die weitergehende Trennung in on- und off-site Sanierungen bezieht sich lediglich auf den Ort der Sanierungsdurchfuhrung : Mit on-site bezeichnet man eine Behandlung direkt am Schadensort, mit off-site eine Reinigung an einem weiter entfernten Ort, z. B. in einer stationaren Reinigungsanlage. Eine qualitative Wertung der Verfahren ist dadurch nicht gegeben, obwohl on-site-Techniken in der Vergangenheit haufig rnit ,,naturnahen", d. h. ,,low-tech"-Verfahren, off-site-Techniken dagegen mit aufwendigeren und leistungsfahigeren Verfahren gleichgesetzt wurden. Aufgrund des heutigen Wissensstandes sowie gesetzlicher Vorgaben, insbesondere in bezug auf den Immissions- und Arbeitsschutz, wird jedoch von seriosen Anbietem bei allen MaBnahmen ein hoher Qualitatsstandard eingehalten, der dem Stand der Technik entspricht. Die Wahl zwischen on- und off-site-Verfahren hangt von den ortlichen Voraussetzungen am Schadensort ab. Fur eine on-site-Behandlung mussen vor 01% geniigend groBe Flachen mit der erforderlichen Infrastruktur und Anschlussen zur Verfugung stehen. Eventuelle Baumdnahmen oder der Arbeitsbetrieb sollten durch die Behandlung nicht gestort werden. Aufgrund der Neufassungen der 4.BImSchV, die am 1.5. bzw. 1.6. 1993 in Kraft traten, unterliegen on-site-Sanierungen mit einer voraussichtlichen Betriebsdauer bis zu 12 Monaten keiner umweltrechtlichen Zulassung mehr. Diese Sanierungen haben daher hinsichtlich der Genehmigungssituation einen sehr groBen Vorteil gegenuber neu zu beantragenden langerfristigen off-site-Mafinahmen. Die Vorteile der off-site-Sanierung liegen vor allem in der sofortigen Raumung der Baustelle und der aufgrund der in stationirken Reinigungsanlagen stSndig vorgehaltenen personellen und technischen Ausstattung flexibleren ProzeBfuhrung. Unter dem Aspekt der Emissionsvermeidung scheinen off-site-Behandlungen bis zu einer ChargengroBe von ca. 1000- 1500 t umweltvertraglicher zu sein, erst bei grol3eren Mengen wirkt sich der Transport nachteilig aus.

8.1.1 Verfahrenstypen Allen biologischen ex-situ-Verfahren liegt das gemeinsame Prinzip des optimierten mikrobiellen Schadstoffabbaus zugrunde. Die verfahrenstechnische Umsetzung fuhrte

1 88

Miil.rohiolo~~i.sc~lzr Srrnirritngsverfiihrrii

zu drei Hauptklassen, deren wesentliche Merkmale nachstehend kurz zusammengefaljt werdcn.

8.1.1.1 Landfarming Der kontaminiertc Bodenaushub wird in einer flachen Schicht von etwa 0,3 bis maximal 0,s m auf einem durch Folien abgedichteten Untergrund groljfliichig ausgebracht und mittels landwirtschaftlicher Arbeitstechniken und -gerate (Pflug, Frase) bearbeitet. Dadurch wird der Boden aufgelockert und beliiftet, gleichzeitig konnen crforderliche Additive wie Nahrstoffe, Strukturverbesserer etc. zugesetzt werden. Die Beete werden in der Regel nicht abgedeckt und sind somit Witterungseinflussen ungeschutzt ausgesetzt. Nachteile des Landfarmings sind insbesondere der hohe Flachenbedarf - z. B. wird fur eine Charge von 500 m3 Bodenaushub bereits ein ca. IS00 m2 grofies Behandlungsbeet benotigt - sowie unkontrollierbare Emissionen durch ausgasende Schadstoffe. Das Einsatzgebiet des Landfarmings wird dadurch stark eingeschrfnkt.

8.1.1.2 Regenerationsmieten Diese Technik wird zur Zeit am haufigsten zur biologischen Sanierung eingesetzt. Je nach Anbieter, Schadensfall, Eigenschaften des Bodens und besonderen Rahmenbedingungen unterscheiden sich die Regenerationsmieten betrachtiich. Ublicherweise erfolgen alle Arbeitsschritte auf Flachen mit einer speziellen Untergrundabdichtung, bestehend aus Sandplanum, HDPE-Folic (1,5-2,5 mm), Geotextil und befahrbarer Tragschicht. Zum Schutz vor Witterungseinfliissen und zur Vermeidung von Emissionen werden die Behandlungsflachen eingehaust. Anstelle einfacher Folienabdeckungen werden allseits geschlossene Zelte oder Leichtbauhallen in gasdichter Ausfiihrung bevorzugt [ I]. Durch die Befreiung von der Genehmigungspflicht nach BImSchC sind on-site-Mafinahmen allerdings zumindest bei Abwesenheit leichtfliichtiger Schadstoffc - wieder vermehrt mit einfacheren Folienabdeckungen - durchfiihrbar. Der Boden wird nach einer mechanischen Aufbereitung zu lockeren Mieten aufgeschichtet und zur Optimierung der mikrobiellen Abbauleistung aktiv beliiftet und befeuchtet. Die Mietenhohe schwankt bei Wendemieten, die in regelmafiigen Abstanden gemischt und umgesetzt werden, zwischen 0,8 und 1 ,O m, bei stationaren Mieten zwischen I ,5 und 2,0 m. Mehrschichtmieten, die u. a. verschiedene Lagen zum Ausgleich des Setzungsverhaltens haben, erreichen Hohen bis zu 4 m [2]. Ausdehnung und Form der Mieten richten sich eher nach den Platzverhaltnissen und den eingesetzten Geraten als nach besonderen mikrobiologischen Anforderungen, iibliche Abmessungen, bezogen auf die Mietenbasis, sind ca. 20 m Breite und 50 bis 80 m Lange. Bci Anwcsenheit ausgasender Schadstoffe werden diese durch eine Luftabsaugung erfafit und iiber Bio- und/oder Aktivkohlefilter gereinigt. Aus der Miete austretende Sickerwasser werden iiber eine installierte Dranage kontrolliert abgeleitet und nach entsprechender Aufbereitung entweder erneut zur Befeuchtung verwendet oder in die Kanalisation abgegeben. Vor allem in ortsfesten Sanierungszentren besteht die Moglichkcit einer flexiblen Fuhrung des Sanierungsprozesses. Haufig wird die Mietentechnologie

Od~iff-.sitc.-krfiihren

189

mit anderen Verfahren wie z. B. der Reaktortechnik und der Bodenwasche kombiniert und so den speziellen Sanierungserfordemissen angepal3t. Im Verlauf der Behandlung einer kontaminierten Bodencharge konnen daher mehrere Verfahrensvarianten eingesetzt werden, was zu verkurzten Behandlungszeiten und zu einem breiteren Anwendungsspektrum fuhren kann.

8.1.1.3 Reaktortechnik Diese wird in Kapitel 8.4 ausfuhrlich beschrieben.

8.1.2 Sanierungsdurchfuhrung Eine erfolgreiche Sanierung stellt hohe Anforderungen an die Planung, Bodenaufbereitung und Uberwachung der Maljnahme. Im folgenden werden die wichtigsten Punkte der Mietentechnik beschrieben und Moglichkeiten ihrer Realisierung aufgezeigt, ein allgemeines Verfahrensschema ist in Abb. 8- 1 dargestellt. In der Sanierungspraxis werden trotz sorgfaltiger Vorgehensweise nicht immer alle Faktoren im gesamten Mietenkorper optimal eingestellt werden konnen, z. B. aufgrund der vorkommenden groBen Heterogenitat des zu behandelnden Bodens bzw. der vorliegenden Kontamination. Andererseits wird aus wirtschaftlichen Griinden haufig eine kostengunstige Sanierung gefordert, so dalj eine technisch anspruchsvollere biologische Behandlung nicht finanzierbar ist. In Einzelfallen kann der Kostendruck (,,Gebot der Wirtschaftlichkeit") durch andere Entsorgungsmaljnahmen so gro13 sein, daB statt einer Behandlung ein Bodenaustausch und Deponierung des kontaminierten Erdaushubs vorgenommen wird. Damit biologische Maanahmen konkurrenzfahig bleiben, sind daher im Vorfeld der Sanierung spezielle Untersuchungen erforderlich, in denen die auf den Schadensfall genau abgestimmte Technologie ermittelt wird. Die Mietentechnik wird umso erfolgreicher sein, je mehr der nachstehend aufgefuhrten Faktoren sich im optimalen Bereich befinden. Voriibergehende Schwankungen werden zum Teil durch die Anpassungsfahigkeit der Mikroorganismen ausgeglichen, eine haufigere suboptimale Versorgung fuhrt allerdings zu deutlichen Einschrankungen der Abbauleistung.

8.1.2.1 Mechanische Aufbereitung Die physikalische Qualitat des zu sanierenden Bodens ubt einen entscheidenden Einflulj auf den Ablauf und die Steuerbarkeit des mikrobiellen Schadstoffabbaus aus: Je homogener das zu behandelnde Material hinsichtlich seiner Bodeneigenschaften und der Schadstoffverteilung ist, desto zuverlassiger sind die Milieubedingungen in der gesamten Miete einstellbar und optimierbar. Der Erdaushub mu13 daher mechanisch aufbereitet werden. Darin enthaltene Stor- und Reststoffe wie z. B. Bauschutt, StraBenaufbruch,

Abb. 8-1. Schematiche Darstellung der Arbeit\vorgange bet biologixhen on/off-~ite-Sanierungen

Kunststoffe, Holz etc. werden im Zuge des Klassierens uber Sortieranlagen, Siebe oder auch von Hand ausgelesen. Die abgetrennten Stoffe werden einem Recycling zugefuhrt (z. B. StraBenaufbruch) oder als nicht verwertbare Abfalle (Holz, Kunststoffreste) ordnungsgemaa entsorgt. Der klassierte Erdaushub wird moglich\t fein abgesiebt, a15 praktikabel erwies sich eine KorngroOe von max. 2 - 3 cm. Bei rolligen Boden mit

Odoff-.site-Verfuhren

19 1

weniger als 30% Schluffanteil gelingt dies mit einfacher Siebtechnik (Trommel- oder Schwingsiebe), der ein Grobabscheider (Maschenweite 10 cm) vorgeschaltet ist. Bei bindigen Biiden mit hoheren Schluff- oder Feuchtegehalten ist eine Zwangssiebung mittels modifizierter Schwingsiebe oder eine Bearbeitung mit speziellen Baugeraten, z. B. Radlader mit Vibrationsschaufel bzw. -trommel (Rotorcleaner) erfolgversprechend. Bei extrem bindigen Boden rnit mehr als 70% Feinkornanteil stol3en alle gangigen Aufbereitungsverfahren an ihre Leistungsgrenze. In diesen Fallen bietet sich die Aufbereitung durch spezielle Tiefenfrasen an, wobei das Grobkorn bis ca. 15 cm KorngroBe im Boden verbleiben kann. Eine biologische Behandlung erscheint jedoch nicht mehr sinnvoll, wenn durch die mechanische Vorbehandlung keine bzw. nur eine stark reduzierte Auflockerung gegeben ist, wie z. B. bei tonigen Boden. Das abgesiebte Grobkorn wird gemal3 seines Kontaminationsgrades weiterbehandelt: Unbelastetes Material wird direkt weiterverwertet :oberflachlich kontaminiertes Material wird, ggf. nach groben Brechen auf eine KorngrorJe von 5 - lOcm, als Dranageschicht beim Mietenaufbau verwendet oder einer gesonderten Behandlung (Bodenwasche) zugefuhrt; durchgangig belastetes Material wird auf eine Korngrorje kleiner 3 cm gebrochen und dem Erdaushub wieder zugesetzt.

8.1.2.2 Bodenverbesserung Die ausreichende Versorgung der mikrobiellen Bodenflora mit Sauerstoff, Nahrsalzen und Wasser setzt eine lockere und krumelige Bodenstruktur voraus. Diese liegt vor, m / s aufwenn der Durchlassigkeitsbeiwert kf Werte zwischen lo4 bis minimal weist [3]. Zum Erhalt der durch mechanische Vorbereitung erzielten Auflockerung des Bodens werden deshalb strukturverbessernde Stoffe zugesetzt. Bei diesen Stoffen handelt es sich meist um organische Materialien wie Kompost (vorzugsweise aus Griinschnitt, Rottegrad 4-5),Rindenmulch oder gehackseltes Stroh. Sie verfugen z. T. zusatzlich iiber eine abbauaktive Mikroflora oder Nahrstoffe und unterstutzen so die vorhandene Bodenpopulation. An mineralischen Strukturstoffen werden vor allem Mittel- bis Grobsande sowie Bllihton venvendet. Die Strukturverbesserer werden in Form der reinen Stoffe oder von Mischungen zugesetzt. Die Mengen hangen von der Bindigkeit der Boden ab, ublich sind z. B. Zusatze organischer Stoffe von 5 bis 10 Vo1.-%, in besonderen Fallen aber auch bis zu 30 Gew.-% [4, 51. Beim Einsatz der Strukturverbesserer mussen zwei Aspekte beriicksichtigt werden: (1) Kompost und Mulch konnen sowohl als Senke sowie als Quelle von Schadstoffen fungieren ; vorherige Qualitatskontrollen sind unerlarjlich. (2) Bereits geringe Zusatze konnen aus technischen Grunden (z. B. Verdichtbarkeit) oder aufgrund des Bodenschutzes, der in einigen Bundeslandern bereits gesetzlich verankert ist, die Verwertungsmoglichkeiten des gereinigten Bodens stark einschranken. Das Einarbeiten der Strukturverbesserer erfolgt idealenveise bereits bei der mechanischen Aufbereitung, z. B. wahrend des Siebens. Es ist jedoch auch moglich, den kontaminierten Boden und die Zuschlagstoffe lagenweise alternierend aufzuschichten und anschlierjend mit speziellen Wendemaschinen oder normalem Baugerat zu vermischen [6, 71.

Die Durchfuhrbarkeit dcr biologischen Sanierung mu13 aus dem Befund der Voruntersuchungen klar hervorgehen, dabei muf.3 die Mikroflora mehreren Mindestanforderungen bezuglich Quantitat, Atmungsaktivitat und Abbauleistung genugen IS]. Fur einen bcschleunigten und weitergehenden Abbau besteht neben den Moglichkeiten zur Stimulierung der vorhandenen Population prinzipiell die Moglichkeit einer Beimpfung mit speziellen ,,Starterkulturen", die man entweder nach Anreicherung aus dem kontaminierten Material erhiilt oder als fertige Praparate im Handel bezieht. In beiden Fallen ist eine Spezifikation der Kultur hinsichtlich der Specieszusammensetzung ( AusschlulJ pathogener Organismen) und der Abbauleistung (Qualitatskontrolle) erforderlich. Positive Effekte einer Beimpfung werden vor allem in der Startphase der Sanierung heschrieben, insgesamt wird der Nutzen jedoch noch sehr kontrovers diskutiert [9- 1 I]. Die geeignete Verfahrenstechnik zur Beimpfung sowie die Hohe der Zudosierung mussen in Modellversuchen von Fall zu Fall bestimmt werden. Als kleinste wirksame Inokulummenge wird der Eintrag von 500 bis 105abbauaktive Zellen/g TS postuliert 1121.

8.1.2.4 Sauerstoffversorgung In der Mietentechnik wird im allgemeinen ein aerober Abbau angestrebt. Fur die ausreichende Versorgung der Mikroorganismen mit Sauerstoff mussen neben der 0. g. Bodenaufbereitung weitere MaBnahmen ergriffen werden : Die Wendemiete wird in bestimmten Abstanden - die Intervalle sind vom Sanierungsfortschritt abhangig und reichen von tgglich bis zu einmal monatlich - mechanisch umgebrochen und gefrast. Dabei entstehen neue Oberflachen, die Sauerstoff aus der Umgebungsluft aufnehmen, so dal3 der AbbauprozeB fortschreiten kann. Bei den stationaren Mieten sorgt eine Zwangsbeluftung mit Druckluft in olfreier Atemqualitat oder mit Reinsauerstoff fur die standige Nachlieferung von Sauerstoff. Die in der Praxis eingestellten Beluftungsraten liegen zwischen 20 und maximal 50 1 Luft je Stunde und Tonne Boden und werden dem Sanierungsverlauf angepal3t. Die bedarfsgerechte Beluftung kann durch eine automatisierte Steuerung ubcr 02-Sensoren im Mietenkorper erreicht werden [ 131. Die Beluftung erfolgt z. B. uber geschlitzte bzw. gelochte HDPE-Rohre (DN 40 bis DN IOO), die die gesamte Mietenflache abdecken. Die Rohrleitungen sind entweder im Untergrund der Behandlungsanlage fest installiert oder werden wahrend des Mietenaufbaus in einer oder mehreren horizontalen Ebenen der Miete verlegt. Fur die gezielte Beliiftung bestimmter Bereiche eignen sich Beluftungslanzen, die je nach Bedarf verwendet werden konnen. Ergiinzend oder anstelle der Zwangsbeluftung kann auch eine Bodenluftabsaugung installiert werden [ 141. Zu diesem Zweck wird ein separates Rohrleitungssystem innerhalb des Mietenkorpers installiert und an einen Seitenkanalverdichter, der das erforderliche Vakuum erzeugt, angeschlossen. Die Versorgung der Mikroorganismen mit Sauerstoff erfolgt in diesem Fall uber die nachstromende Luft. Diese saugende Beluftung bietet in bezug auf den Emissionsschutz, vor allem bei Anwesenheit leichtfluchtiger Kontaminanten, besondere Vorteile. Bei stationlren Mieten, die uber einen Prozel3wasncrkreislauf verfugen (s. u.), kann der Sauerstoffeintrag durch Zugaben

Otdoff-.-site-Ver,@hren

193

von Wasserstoffperoxid in Konzentrationen zwischen 0,2 und 0,5 kg/m3zum Kreislaufwasser unterstutzt werden. HzOz zerfallt entweder spontan oder unter dem EinfluB rnikrobieller Katalase zu Wasser und Sauerstoff; aus 1 kg H,Oz wird dabei 0,47 kg molekularer Sauerstoff freigesetzt. Der Vorteil der Zudosierung liegt vor allem darin, daB mit dem ProzeBwasser auch ansonsten 02-arme Mikronischen der Miete ausreichend mit Sauerstoff versorgt werden. In umfangreichen Versuchen wurde erkannt, daB ein Zusatz von H 2 0 2auch die Bildung unvollstandig oxidierter Metaboliten verhindern kann [ 151, was zum Teil auf seiner oxidierenden Wirkung beruht. Zu bemerken ist, daB H202bei Konzentrationen iiber 1 kg/m3auf die Bodenorganismen toxisch wirken kann und den Abbau sornit hemmt.

8.1.2.5 Wassergehalt Das im Boden verfugbare Wasser beeinflufit unmittelbar die ablaufenden Transportvorgange, d. h. die Verfugbarkeit von Schad- und Nahrstoffen sowie die Stoffwechselaktivitat der Mikroorganismen, die nur geioste Stoffe aufnehrnen. Der optimale Wassergehalt fur den mikrobiologischen AbbauprozeB liegt bei ca. 60% der Wasserhaltekapazitat (WHK) des Bodens. Ein zu hoher Wassergehalt fuhrt leicht zu Verdichtungen oder Staunasse irn Mietenkorper und erschwert die mechanische Bearbeitung sowie den Gasaustausch. Vor der biologischen Behandlung sollte der Wassergehalt feuchterer Boden daher auf das Optimum abgesenkt werden, z. B. durch Ausbreiten des Bodens in flachen Schichten von ca. 30 bis 40 cm und haufiges Wenden nach oberflachlicher Abtrocknung. Alternativ kann durch Einblasen trockener Luft eine rasche Absenkung des Wassergehaltes erzielt werden. Bei stationaren Mieten ist es moglich, ein kontinuierliches Befeuchtungssystem einzurichten. Hierfiir eignen sich sowohl oberflachige Berieselungssysteme als auch innerhalb der Miete verlegte Tropfbewasserungen. Als Leitungsmaterialien sind chemisch inerte und korrosions- und verrottungsbestandige Kunststoffe (PE, PVC etc.) zu wiihlen. Sickerwasser aus der Miete mussen uber eine Dranage kontrolliert abgeleitet und in einem Pumpensumpf gesammelt werden ;nach entsprechender Aufbereitung konnen sie wieder zur Befeuchtung eingesetzt (Einrichten eines ProzeBwasserkreislaufs) oder in die Kanalisation geleitet werden. Bei Trockenrnieten wird ein Wassergehalt von ca. 30% WHK oder weniger eingestellt. Diese Mieten werden gleichzeitig intensiv mechanisch bearbeitet, urn ein maximales Strippen fluchtiger Kontarninationen zu bewirken.

8.1.2.6 Nahrstoffe Eine ausgewogene Nahrstoffsituation stellt sich bei einem C:N:P-Verhaltnis von etwa 100:15:2 bis 100:10:1 ein. Fehlende Niihrstoffe sollten in geloster und somit leicht verfugbarer Form bereits bei der Bodenaufbereitung zugesetzt werden. Der Eintrag durch die Strukturverbesserer mu13 dabei beriicksichtigt werden. Wahrend der Sanierung konnen bei Bedarf weitere Nahrstoffe, z. B. beim Wenden oder uber die Befeuchtung, eingebracht werden. Weitere mineralische Nahrstoffe (Kalium, Magnesium, Spu-

1 94

Mikrohiologisc.hc. Strriierutigsi~erfcrhrrii

renelemente) liegen in der Regel in ausreichenden Konzentrationen vor, bei Bedarf kann ihr Vorkommen jedoch durch das Einmischen von z. B. Steinmehl erhoht werden.

8.1.2.7 Verfiigbarkeit der Schadstoffe Bei der Mehrzahl der Bodenverunreinigungen handelt es sich um Kontaminationen mit Kohlenwasserstoffen, die nur sehr begrenzt wasserloslich sind. Eine verbesserte Wasserloslichkeit und damit verbundene bessere Aufnahme durch die Mikroorganismen kann durch Zusiitze von mikrobiellen oder pflanzlichen Tensiden erreicht werden. Da die Losungsvermittler ihrerseits abbaubar sein mussen, werden sie hiiufig in Konkurrenz zu den Schadstoffen mineralisiert. Die Auswahl der geeigneten Mittel wie z. B. Glykolipide oder lipoide Substanzen, ihre Dosierung und Verarbeitungstechnik werden zur Zeit noch untersucht [ 16, 171 und mussen vor der praktischen Anwendung in Optimierungsversuchen sorgfaltig ermittelt werden.

8.1.2.8 Temperatur Die mikrobielle Aktivitat vieler Bodenmikroorganismen ist bei einer Temperatur von 20-28 "C am gr8Bten. Unter I5 "C verlangsamt sich der Schadstoffabbau, Temperaturen uber 35 "C kiinnen zur irreversiblen Schadigung empfindlicher Organismen fuhren. Da fur viele Substanzen das Losungsverhalten mit der Temperatur steigt, ist fur die Sanierung eine mittlere Temperatur von 20 bis 28 "C im Mieteninnern empfehlenswert. Durch Wenden, Beluften, Abdecken der Miete mit einer Damrnschicht (Stroh etc.) und eventuell Beheizen ist eine Regulierung der Temperatur moglich.

8.1.2.9 pH-Wert Die meisten Boden wcisen einen pH-Wert im Bereich zwischen 6 und 8 auf, eine besondere Einstellung ist aufgrund der mikrobiellen Anpassung nur bei starker Abweichung hiervon notwendig. Saure Boden konnen durch Zugabe von Kalk neutralisiert werden; basischere Biiden, die allerdings nur aul3erst selten vorkommen - konnen dagegen nur sehr begrenzt durch einen Zusatz von Sauren oder sauren Zuschlagstoffen neutral i siert werden.

8.1.3 Kontrolluntersuchungen Fur die Steuerung des Abbauprozesses ist eine regelmal3ige. mindestens in monatlichen AbstBnden durchzufuhrende Kontrolle der biotischen Faktvren - insbesondere der mikrobiellen Aktivitat (vgl. Kapitel3) - erforderlich. Diese Analysen bollten je 150 ni3

Der Einsatz von We$j?iulepilzen hei der otl/ofSite-SanierunK

195

Mietenmaterial anhand einer moglichst repriisentativen Probe erfolgen. Zusammen mit den Daten des Schadstoffverlaufs und der Nahrsalzversorgung lassen sie eine rasche und gezielte Reaktion auf Anderungen im Sanierungsverlauf zu.

8.2 Der Einsatz von WeiMaulepilzen bei der on/off-site-Sanierung (U. Schies)

8.2.1 Abbaufahigkeit der Pilze Weiflfaulepilze sind in der Lage, hochmolekulare Substanzen wie Lignin abzubauen [ 18-20]. Aufgrund der unregelmaaigen Struktur des Lignins werden von den WeiBfaulepilzen Exoenzyme ausgeschieden, die ein sehr breites Wirkungsspektrum aufweisen. Dadurch sind diese Pilze in vielen Fallen fur den Abbau anderer organischer Verbindungen wie z. B. PAK, PCB, die in den meisten Altlasten zu finden sind, geeignet. Wiihrend die oben aufgefuhrten Untersuchungen den Xenobiotika-Abbau in Flussigkulturen beschreiben, konnte auch der Abbau im Boden anhand von Isotopenversuchen belegt werden [21].

8.2.2 Substratherstellungsverfahrea 8.2.2.1 Substratvorbereitung Ein Hauptaugenmerk bei allen Bodensanierungsverfahren mit WeilJfaulepilzenmu8 auf die Substratherstellung genchtet sein. Wie Untersuchungen von [2 I ] gezeigt haben, sind viele WeiBfaulepilze unter Laborbedingungen in der Lage, Xenobiotika abzubauen. In der Praxis wurde bisher jedoch nur der Austernpilz (Pfeurotusostrearus) fur die Bodensanierung eingesetzt. Fur eine Bodensanierungsmannahme sind mehrere Tonnen von durchwachsenem Substrat notwendig. Diese Kapazitaten sind nicht ohne weiteres verfugbar. Hinzu kommt, dalj spezielle Substratherstellungsmethoden erst fur wenige Speisepilze (z.B den Austernpilz oder den asiatische Speisepilz Shii-take) bekannt sind. Aufgrund der unterschiedlichen Anforderungen der einzelnen Pilze an die Wachstumsfaktoren sowie das Ausganssubstrat sind die bekannten Herstellungs- und Anzuchtverfahren meist nicht unmittelbar auf andere Pilze ubertragbar. Aus diesem Grund wurden bisher fur die Bodensanierung nur Austernpilzstamme eingesetzt. Ein Ziel jedes Substratherstellungsverfahrens ist es, die Niihrstoffe des Substrates besser fur die Pilzkultur verfugbar zu machen. Der Erfolg eines Substratherstellungsverfahrens hangt von mehreren Faktoren ab. Hierzu gehoren:

196 0

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Mikrr)hi~)/o,~isc~/z~, Str,iiur.irrz~,st~e,fir/ir.c.ri

Abtoten von Konkurrenzpilzen oder zumindest zeitweilige Hemmung ihres Wachstums Abtoten von tierischen Schadlingen chemisch-physikalischcr Aufschlul3 des Substrates Wirtschaftlichkeit des Substrates [ 2 2 ] .

Beispielhaft seien hier einige teilweise speziell fur den Austernpilz entwickelte Substratherstellungsverfahren aufgezeigt. Als Ausgangssubstanz werden in der Regel cellulosereiche Materialien verwendet, die reichlich vorhanden sind (im mitteleuropaischen Raum hauptsachlich Getreidestroh). Dieses Stroh kann durch stiekstoffhaltige Zusatze ,,aufgewertet" werden, was jedoeh fur den Einsatz des Substrates in der Bodensanierung meist nicht erforderlich ist. Zur besseren Handhabung des Strohs wird dieses auf etwa 3 - 4 cm gehiickselt. Die Ubertragung dieser Substratherstellung auf die Anzucht anderer WeiBfaulepilze ist im Prinzip miiglich. Die Anwendbarkeit mul3 aber fur jeden Pilz neu uberpruft werden.

8.2.2.2 Autoklavieren des Substrates Die Sterilisierung durch Autoklavieren des Substrates stellt die alteste intensive Substratbereitungsmethode dar. Fur die Herstellung des Inokulums werden meist Getreidekorner wie Hirse oder Roggen eingesetzt, selten wird direkt Stroh verwendet. Zunachst erfolgt die Anzucht des Pilzstammes auf Agarplatten. Dafur werden meist Malzextrakt-Agarplatten ( 1.5 g Malzextrakt, 5 g Pepton, 15 g Agar. 1000 ml Aqua demin.) verwendet. Die Tnkubationsdauer betriigt bei Raumtemperatur etwa 1 bis 2 Wochen, anschlieBend werden diese Platten fur die Inokulation von z. B. Roggenkornern eingesetzt. Hierzu wird der Futterroggen in Wasser 2.5 bis 30 Minuten lang gekocht. Nach dem Abtropfen und Ausdampfen der Korner werden diese mit 0,3 Gewichtsprozent CaSO, gemiseht und in Glasflaschen (ca. 1 1 ) gefiillt, dann bei 125 "C etwa 1,5 Stunden autoklaviert. Nach dem Abkuhlen werden die Roggenkorner mit den bewachsenen Agarscheiben beimpft. Die Inkubation erfolgt bei Raumtemperatur. Je nach Pilzstamm sind die Getreidekorner nach etwa zwei Wochen vollstandig vom Pilz besiedelt. Die Vorteile der Sterilisation liegen in der vollstandigen Abtijtung der fremden Schadpilzsporen und Schadlinge [23]. Werden gr83ere Chargen angesetzt, treten oft starke Kontaminationen mit Schimmelpilzen auf. Aufgrund dieser hohen Kontaminationsraten konnten sich bisher Flussigmedien, die dafur besonders anfallig sind, fur die Herstellung des Inokulums nicht durchsetzen. Ein weiteres Problem der Sterilisation stellen die aufwendigen technischen BaurnaBnahmen sowie die hohen Energiekosten der Sterilisation dar. Aus diesem Grund wird die Sterilisation heute fast nur noch fur die Herstellung des Inokulurns eingesetzt.

8.2.2.3 Partielle Sterilisation Um die Energiekosten zu verringern, wurde die partielle Sterilisation des Substrates getestet. Dieser Vorgang ist eine gleichm38ige und rasche Erhitzung des feuchten

D e r Einsatz von Weijfuulepilzen hei der o~~ff-.site-Sanierunr:

197

Substrates unter Dampf auf 70-90°C ohne Beluftung [24], wobei die Dauer der Dampfbehandlung von der zu erreichenden Temperatur des Substrates abhangt. Bei Erhitzung auf 70 "C dauert die Behandlung 5-6 Stunden, bei einer Erhitzung auf annahernd 100 "C lediglich 1,s Stunden. Nach der Erhitzung wird das Substrat moglichst rasch auf 20-30 "C abgekuhlt und anschliegend mit 3-5 Gew.-% Inokulum des Austernpilzes gemischt. Dieses Verfahren kann im Prinzip auf jeden anderen Kulturpilz iibertragen werden. Ein Nachteil ist - wie bei der Sterilisation - der fehlende Schutz des Substrates gegenuber Konkurrenzorganismen [24].

8.2.2.4 Xerotherm-Verfahren Eine Variante der partiellen Sterilisation ist das Dampfen des trockenen Substrates [25]. Dabei wird trockenes Strohhacksel mit Dampf auf 100 "C erhitzt. Nach 60 Minuten wird das noch heil3e Stroh mit Leitungswasser befeuchtet. Das Wasser enthalt Benomyl, ein selektives Fungizid, in einer Konzentration von 100-200 ppm [26]. Das fertige Substrat (Feuchtegehalt zwischen 65 und 70%) wird mit 3 Gew.-% Inokulum des Austernpilzes beimpft. Durch die Erhitzung wird die Fahigkeit des Strohs zur Wasseraufnahme erhoht. Das trocken behandelte Stroh ist jedoch weniger empfindlich gegenuber Infektionen als das in feuchtem Zustand erhitzte Stroh.

8.2.2.5 Substratherstellungdurch aerobe Fermentation (von nassem Substrat) In der ersten Phase dieses Verfahrens wird das Substrat unter Dampf und Frischluftzufuhr auf etwa 60 "C erhitzt, dabei werden Schadlinge abgetotet. In der zweiten Phase, bei 40-50 "C, wird das Substrat durch thermophile Mikroorganismen fur den Austernpilz aufgeschlossen [27, 281. Dabei werden zusatzlich antimykotische Wirkstoffe gebildet, die ein ,,schadpilzresistentes Substrat" erzeugen [29]. Variationen dieses Verfahrens unterscheiden sich in Temperatur und Dauer der Fermentation [27, 281. Z. B. kann das Substrat im geschlossenen Raum schnell auf 62 "C erhitzt werden. Bleibt die Temperatur 24 Stunden erhalten, so wird wahrend dieser Zeit das Substrat durch WWe, Feuchtigkeit sowie Enzyme der thermophilen Mikroorganismen aufgeschlossen. Anschlieaend wird das Substrat fur 72 Stunden bei 45-58 "C gehalten. Das Abkuhlen auf 20°C erfolgt innerhalb von sechs bis acht Stunden [28]. Eine 48stundige Behandlung des Substrates bei 40 "C wird empfohlen [29]. Die Vorteile dieses Verfahrens liegen in dem relativ genngen Energieverbrauch und vor allem in dem Schutz des Substrates gegenuber Konkurrenzorganismen. Dadurch kann die Anzuchtphase des Pilzes ,,vereinfacht" werden. Durch die Entwicklung der aeroben Fermentation konnen grol3e Mengen an Substrat preisgunstig hergestellt werden, sie wird heute in teilweise abgewandelter Form in den meisten Pilzfarmen angewandt.

1 98

Mikr-obio/ogi.sc,}fcS ~ t r i i c . , i i r i g s ~ ' c . ~ ~ ~ t / i , f , ~ i

8.2.2.6 Substratherstellungdurch semianaerobe Fermentation Noch relativ unbekannt ist die semianaerobe Fermentation. Dabei wird gehiickseltes Stroh fur zwei bis drei Wochen unter Wasser getaucht und einem ,,GLungsprozefi" unterzogen 1301. Durch Zusatz des selektiven Fungizids Benomyl konnte die Fermentationsdauer auf 10 Tage verkurzt werden. Benomyl wird dabei dem Fermentationswasser zu Beginn der Fermentation in einer Konzentration von 50 - 100 mg/l zugegeben. Vorteile sind die sehr geringen Energiekosten sowie die geringen erforderlichen technischen MaBnahmen 1221. Allerdings sind Erfahrungen im grofitechnischen MaBstab bisher nicht vorhanden.

8.2.3 Anzucht des Austernpilzes Nachdem das Substrat wie oben beschrieben vorbereitet wurde, wird es rnit von dem Pilz besiedelten Getreidekornern beimpft. Je nach Herstellungsverfahren betragt die Brutkonzentration I ,5 bis 3 Gew.-5%.Um eine ,,Nesterbildung" zu vermeiden und um eine moglichst gleichmaBige Besiedlung zu gewahrleisten, ist auf eine gute Durchmischung des Substrates mit der Pilzbrut zu achten. Das beimpfte Substrat wird in Sacke gefullt und ineinem Anwachsraum gelagert. Im Verlaufder Anwachsphase ist besonders aufdie Substrattemperatur und die Raumtemperatur zu achten. Erstere sollte 30 "C nicht ubersteigen. Als Raumtemperatur empfiehlt sich ein Bereich von 20 bis 24 "C. Bei der Beliiftung des Anwachsraumes ist auf eine optimale C02-Konzentration zu achten, die wahrend der vegetativen Entwicklung 15 bis 25 Vol.-% betriigt 1241. Das mit Pilz durchwachsene Substrat kann nach 2 bis 4 Wochen fur die Bodensanierung eingeselzt werden, wobei die hochste Aktivitiit nach etwa 2 Wochen vorhanden ist. Bei Temperaturen bis zu 10 "C kann das Substrat jedoch einige Wochen aufbewahrt werden.

8.2.4 Verfahrensbeschreibungen 8.2.4.1 Laborversuche Der zu sanierende Boden wird zunlchst im Labor n2her charakterisiert. Neben der Schadstoffkonzentration ist die Kenntnis der Korngrofienverteilung im Hinblik auf die Beluftbarkeit des Bodens von Bedeutung. Zwar sind vereinzelt auch bei hohen Feinkomanteilen von 80% im Labor gute Abbauwerte erzielt worden 141,jcdoch kann in der Praxis eine ausreichende Beliiftung lediglich bei Feinkornanteilen von hochstens 40% gewahrleistet werden. Im Gegensatz zu anderen mikrobiologischen Sanierungsverfahren wird beim Einsatz von WeiBfaulepilzen ein mogliehst geringer Stickstoffgehalt des Bodens angestrebt, wodurch die Produktion der ligninabbauenden Exoenzyme stimuliert wird. Durch die Zugabe von Strukturmaterial wie Stroh oder Rindenmulch kann das C/N-Verhaltnis im Boden erhoht werden. Optimale C/N-Verhiiltnisse fur den

1 99

Drr Einsatz von We$fuulrpilzen be; der ot/c?ff-.-site-Sunierung

Xenobiotika-Abbau sind bisher nicht bekannt. Da die WeiSfaulepilze im Boden nicht wachsen konnen, mu13 das beimpfte ligninhaltige Substrat dem Boden untergemischt werden. In einer sogenannten Mietensimulation unter kontrollierten Bedingungen wird eine moglichst reprasentative Bodenprobe mit Pilzsubstrat vermengt und in einen Bioreaktor gefiillt. Die Beliiftung des Reaktors erfolgt zweimal taglich fur etwa drei Stunden uber eine Membranpumpe, die angefeuchtete Umgebungsluft durch das Boden/Pilzsubstratgemisch sowie einen nachgeschalteten Aktivkohlefilter pumpt. Die Mischung des Boden/Pilzsubstratgemisches entspricht dem spateren Mischungsverhaltnis bei der Sanierung. Dieses betragt 15 bis 20 Teile Pilzsubstrat auf 100 Teile kontaminierten Bodens. Der Abbauversuch wird nach etwa 12 Wochen beendet.

8.2.4.2 Klassisches Mietenverfahren Bereits 1992 hatte Preussag Noell Wassertechnik ein Sanierungsverfahren zur Bodenreinigung mit WeilJfaulepilzen zur Marktreife entwickelt (Abb. 8-2). Dabei wird das mit Schadstoffen belastete Erdreich zunachst ausgekoffert, falls erforderlich gebrochen und auf einer Mischflache ausgebracht. Auf vorbereiteten Boden 4 0 rnm

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wird das Pilzsubstrat aufgebracht und mit den1 Boden vermengt. Es erfolgt keine weitere Niihrstoffzugabe, dadurch wird die Exoenzymproduktion des WeiSfaulcpilzes stimuliert. Das Pilzsubstrat wird meist nach dem Verfahren der aeroben Fermentation hergestellt. Die Boden/Pilzmischung ( 100/ 15-20) wird zu Mieten aufgeschichtet. welche mit Folienhiiuscrn uberdacht und m n Boden mit einer HDPE-Folie abgedichtet sind. Die Beluftung erfolgt uber ein am Boden dcr Miete befindlichea Beluftungssystem, das die Umgebungsluft in die Mieten saugt. Die Abluft wird uber einen Aktivkohlef'ilter gereinigt. Bci einer optimalen Saucrstoffversorgung enthalten die Bodenporen Sauerstoffkonzentrationen von 1 7-20%. Diese Sauerstoffversorgung fiihrt zu einer maxiinalen biologischen Aktivitiit, in deren Folge es zu einer Uberhitzung der Mieten kommen kann [41. wodurch der Pilz abstirbt. Daher richtet sich die Beluftungsdauer der Mieten nach dem Temperaturoptimum des eingesetzten Pilzes (z. B. 20 bis 40 "C).Die notwendigen Versorungseinrichtungen.wie Gebliise, Wasserfalle und Aktivkohlefilter. sind meist in einem neben den Regenerationsmieten plazierten Container untergebracht. uber den bis zu sechs Mieten gesteuert werden kiinnen. Nach drei his sieben Monaten stirbt der Pilz im Boden langsam ab, da die Substratgrundlage - das Stroh nach dieser Zeit in der Regel aufgebraucht ist. Danach erfolgt der weitere Abbau der Schadstoffe durch die autochthone Mikroorganismenflora. Ein Nachteil des Verfahrens besteht darin, daU die gesamte notwendige Pilzsubstratmenge dem Boden bereits zu Beginn zugesetzt werden mu13. Dies kann zu logistischen Engpassen fuhren. Eine nachtrlgliche Subtratmgabe ist aufgrund der Einhausung und des Mietenaufbaues nicht ohne weiteres miiglich.

-

8.2.4.3 Sanierung in ,,big bags" Fur dieses Verfahren wird der Boden in einer ersten Stufe zuniichst aufgeschliimmt, bis er eine breiartige Konsistenz erreicht. Diese erleichtert die Erhiihung der Bioverfugbarkcit durch den Zusatz von Tensiden. Liisungsmitteln und schadstoffverdrangenden Substanzen. Dabei bietet sich die Kopplung an andere physikalische Verfahren ( 2 . B. Bodenwaschverfahren) an [ 3 I , 321. Anschliel3end wird der Boden durch Zugabe der fur das Pilzwachstum notwendigen Lignocellulosesubstrate in eine neue Kriimelstruktur uberfiihrt 1311. Diese Mischung wird im geschlossenen Behiilter (z. B. big bags, Volumen ca. 4-5 m') unter kontrollierter Luftzugabe mit dem Pilz inkubiert. Die einzelnen Verfahrensschrittc sind in Abb. 8-3 dargestellt. Ein Vorteil dieses Verfahrens ist, daS im Vergleich zum Mietenverfahrcn (15-2O%) weniger pilzdurchwachsenes Substrat (ca. 2%) zugesetzt werden muB. Das Problem besteht im Scale-up. Bisher konnten nur Versuche im KubikmetermaBstab durchgefuhrt werdcn. Fur groBerc Mcngcn mul3te der EinfluB steuerbarer Parameter wie Beluftung, Temperatur, Substrate und Zuschlagstoffe weiter untersucht und optimiert werden 1321.

8.2.4.4 Dynamisehes Mietenverfahren Das dynamische Mietenverfahren stellt eine Weiterentwicklung des Mietenverfahrens dar. Dabei wird der Boden zu einer Miete aufgeschichtet, die lediglich eine Hiihe von

Der Einsntz von WeiJ?fulepilzen bei der on/off-.sitr-Srinieriin~ Brschsr

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Abb. 8-3. Abblaufschema fur die biologische Bodensanierung rnit WeiBfgulepilzen im ,,big bag-Verfahren” 1321.

ca. 1 In erreicht und ca. 4-5 m breit ist. Dariiber wird eine etwa 30 cm dicke Pilzsubstratschicht aufgebracht. Durch im Kreislauf gefiihrtes Uberschul3wasser werden die von den Pilzen ausgeschiedenen Exoenzyme stetig in den Boden gespiilt. Das am Boden der Miete aufgefange Sickerwasser wird im Kreis gefiihrt. Im Pilzsubstrat erfolgt ein Abbau derjenigen Schadstoffe, die sich zuvor im Kreislaufwasser angereichert haben, im Boden werden die Schadstoffe nach und nach durch die Exoenzyme abgebaut. Bei diesem Verfahren besteht der Vorteil darin, daB Pilzsubstrat nachdosiert werden kann. Als Nachteil ist eine mogliche Verschlemmung des Bodens anzusehen, der jedoch ggf. durch Perlite-Zugabe entgegengewirkt werden kann. Weiterhin sollte bei der Kreislauffuhrung des Wassers unnotige Aerosolbildung verhindert werden.

202

Mikrohio log i . ~ c - /Sct i ~ i t ir r w i p vr/ihrcv t

8.3 In-situ-Verfahren (Th. Held) Im Gegensatz zu den on/off-site-Verfahren verbleibt der BodenkBrper bei den in-situVerfahren an Ort und Stelle. Fur den Einsatz von in-situ-Verfahren gibt es eine Reihe zwingender Griinde: Sowohl eine groBe Tiefenlage des Aquifers als auch die Ausdehnung der Kontamination oder aber die Notwendigkeit, oberflachige Bebauungen nicht zu entfernen, lassen ex-situ-Verfahren ausscheiden. Daruber hinaus scheinen, sofern sie aufgrund der geologischen Gegebenheiten durchfuhrbar sind, in-situ-Techniken zum gegenwartigen Zeitpunkt unter okonomischen und iikologischen Gesichtspunkten sinnvoller als ex-situ-Techniken. Bislang werden in-si tu-Verfahren bevorzugt bei Kohlenwasserstoff-Kontaminationen (Mineralole, Altde) angewendet. Grundsiitzlich konnen aber alle mikrobiologisch abbaubaren Schadstoffe mit in-situ-MaUnahmen eliminiert werden. Die einzelnen Verfahren sind, in Abhangigkeit von den chemischen/physikalischen Eigenschaften der Schadstoffe, den jeweiligen Gegebenheiten anzupassen. Man unterscheidet bei in-situVerfahren prinzipiell solche. die zur Sanierung des ungesattigten Bodens (Bioventing) dienen, und solche fur den gesattigten Boden (Grundwasser). Beirn Bioventing werden Luft bzw. Sauerstoff uber Lanzen und zusatzlich mineralische Nahrsalze mittels Berieselung oder Infiltrationsbrunnen in den ungesattigten Boden eingebracht. Liegen tluchtige Schadstoffe vor, ist eine Fassung, Ableitung und Reinigung der Bodenluft notwendig, daniit keine Schadstoffe aus dem Roden in die Umgcbungsluft verfrachtet werden. Biologische Grundwassersanierungen erfordern ebenfalls die Infiltration von Sauerstoff oder Sauerstoffdonatoren sowie Nahrsalzen, zu deren Verteilung im Aquifer es jedoch einer Grundwasserstromung bedarf, die in der Regel durch Fiirderung und Reinfiltration des Grundwassers erzeugt wird. Reine in-situ-Verfahren, d. h. solche, die ohne ubertagige MaBnahrnen wie z. B. Reinigung der abgesaugten Bodenluft bzw. des gcforderten Grundwassers auskommen, sind selten. Meist erfordert die Komplexitat der vorliegenden Schadstoffsituation die Anwendung von kombinierten on-site- und insitu-MaBnahmen, u. a. um Schadstoffverlagerungen in anderc Umweltkompartimente zu vermeiden. Zur Realisation der in-situ-Verfahren mussen bestimmte Voraussetzungen erfullt sein, die z. T. die gleichen sind wie bei den on-site-Verfahren (Abbaubarkeit der Schadstoffe, Bioverfugbarkeit, fehlende Hernmwirkungen usw.), z. T. aber spezifisch fur in-situ-Verfahren sind (2.B. Geologie und Hydraulik des kontaminierten Bodens). In Abb. 8-4ist beispielhaft die Sanierung eines mit Altol-Schadstoffen kontaminierten Grundwassers dargestellt, bei welcher die geologischen Voraussetzungen fur eine in-situ-Behandlung als optimal betrachtet werden konnen: Der Aquifer wird nach unten durch eine relativ undurchlassige Tertiar-Tonschicht ( k , I10 m/s) und seitlich durch eingebaute Bentonit-Schmalwande begrenzt. Dieser isolierte Topf kann als ..FestbettBioreaktor" betrachtet werden, wobei die SanierungsmaBnahmen folgende Schritte umfassen : 0

0

mikrobiologischer Abbau der Schadstoffe im Boden und Grundwasser chemische Losung der Stoffe und Abtransport via Perkolation des Grundwassers

In-situ-Verjuhren

203

Grundwasser-Aufbereitungsanlage Legend!

@

Ruhnverk

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Beobachtungspegel

02

Sauerstofnanzen

0Tenassenkies (ungesattigter Bodenbereich) 0Kiesflachenfilter

0Terrasscnkies (gesattrgter Bodcnbereich) 0Tcrtiar

0

0

01-AbFlockungsscherder anlage Keinwasser Nahrstnff-Dosierung Schlamm

-

hydromechanischer Austrag der Schadstoffe in Form von Emulsionen oder Partikeln chemisch/physikalische Reinigung in der Wasseraufiereitungsanlage.

Welcher der Eliminationspfade jeweils bevorzugt zu einer Abreicherung der Schadstoffe beitragt, hang von den chemischen Eigenschaften der einzelnen Schadstoffe ab. So werden Mineralol-Kohlenwasserstoffe (KW) bevorzugt mikrobiologisch abgebaut und chlorierte Kohlenwasserstoffe (CKW) bevorzugt hydraulisch ausgetragen. Bei komplexen Schadstoffsituationen ist derjenige Mechanismus fur die Gesamtsanierungszeit bestimmend, der die meiste Zeit beansprucht. Das mit Nahrstoffen (Mineralsalzen wie NH4CI, K2HP04/KH2P04,Sauerstoffdonatoren) angereicherte ProzeSwasser wird im Beispiel iiber eine Anzahl von Schluckbrunnen in den Sohlenbereich des Grundwasserleiters infiltriert, die Forderung des Grundwassers erfolgt in einem in Hohe des Grundwasserspiegels eingebauten Kies-Flachenfilter (Aufstrombetrieb). Ebenso ist auch eine Umkehrung der Infiltrations- und Forderrichtung moglich (Abstrombetrieb).

8.3.1 Voraussetzungen fur in-situ-Verfahren 8.3.1.1 Schadstoffinventar, Mikrobiologie In1 Zuge einer historischen sowie einer modellhaften Erkundung mussen vorab schon einige wichtige Fragen geklart werden, u. a. wie das Gelande vorher genutzt wurde, mit welchen Schadstoffen und i n welcher Konzentration und Verteilung (Griil3e der kontaminierten Flache) zu rechnen ist. Ferner kann geklart werden, ob der kontaminierte Boden noch mit einer ausreichenden Zahl von Bakterien belebt ist und ob diese autochthonen Bakterien in der Lage sind, die vorliegenden Schadstoffe abzubauen. Nur wenn dies der Fall ist, kommt eine mikrobiologische Sanierung in Frage.

8.3.1.2 Geologie und Hydraulik Fur die Planung von Verfahren zu einer moglichen Sanierung des Gelindes sind die standortspezifischen Verhaltnisse von grundlegender Bedeutung. Generell kann davon ausgegangen werden, dafi nur Boden mit einem hydraulischen Durchlassigkeitsbeiwert ( k , ) 2 lo-' m/s fur in-situ-MarJnahmen geeignet sind. Dies ist fur sandige bis kiesige Biiden gegeben. Optimale Bedingungen liegen vor, wenn der Grundwasserleiter in der Tiefe durch eine gering durchllssige Bodenschicht, z. B. Ton, von tieferen Schichten getrennt ist. Fehlt eine solche, so kann die Kontamination abhangig von den chemischen Eigenschaften der Schadstoffe eine erhebliche Tiefenausdehnung erreichen, z. B. neigen chlorierte Kohlenwasserstoffe (CKW) aufgrund ihrer gegenuber Wasser grol3eren Dichte dazu, im Grundwasser abzusinken. Generell ist jedoch das Fehlen einer solchen Bodenschicht kein Ausschlufikriterium fur in-situ-Sanierungen, sofern geeignete hydraulische Mafinahmen ergriffen werden. Seitliche Ausdehnungen der Schadstoffe kiinnen wie im diskutierten Fall durch Bentonit-Schmalwlnde oder durch Sperrinfiltrationen reduziert werden. Die Grundwasserstriiinungen sind bci der Auslegung der Infiltrations- und FGrderbrunnen zu berucksichtigen.

8.3.2 Schadstoffelimination 8.3.2.1 Kinetik Durch einen angelegten hydraulischen Kreislauf werden die gut loslichen Schadstoffe zunachst unabhangig von ihrer biologischen Abbaubarkeit aus dem Untergrund ausgewaschen. Das beladene Wasser wird zu Tage gefordert, in einer Wasseraufbereitungsanlage chemisch-physikalisch aufbereitet und anschliefiend reinfiltiert. Bei biologisch abbaubaren Schadstoffen ist auch eine biologische Wasserauthereitung denkbar. Die Abnahme der Schadstoffkonzentration im Grundwasser uber die Zeit kann durch eine exponentielle Kurve beschrieben werden, wobei die Abnahmerate in der ersten Zeit von

Iii-sirir-Vurjiihren

205

der Ausgangskonzentration und Zusammensetzung der Schadstoffe bestimmt wird. Die Restschadstoffkonzentration bleibt uber eine relativ lange Zeit aufrechterhalten (,,Tailing") und sinkt erst sehr vie1 spater auf die Hohe der Hintergrundbelastung ab, bedingt durch Adsorptions/Desorptions- und Diffusionsvorgange im Boden [33, 341. Das Tailing wird u. a. bestimmt durch die Menge an Schadstoffen, die zunachst im Haft- und Kapillarwasser des Bodens (immobile Phase) gelost oder an der Feststoffphase adsorbiert zuruckbleibt. Femer kann das Tailing von leichtfluchtigen Schadstoffen auf die Selbsteinkapselung dieser Substanzen zuruckzufiihren sein [35]. Daneben treten im Untergrund mikroskopische und makroskopische HeterogenitPten (z. B. Schlufflinsen) auf, die von der mobilen Phase nicht oder nur in geringem MaBe erfal3t werden. Schlufflinsen weisen aufgrund des feinkornigen Materials eine stark reduzierte Wasserund Sauerstoffdurchlassigkeit bei oft gleichzeitig erhohter Schadstoffkonzentration auf. Solche Gebilde sind in-situ nicht zu sanieren und tragen daher mehr oder weniger stark zum Tailing der Schadstoffe bei. Der Austrag von Schadstoffen BUS solchen Bereichen und insbesondere auch aus Partikelporen beruht allein auf der molekularen Diffusion im Porenwasser. Sind die Diffusionsraten der Schadstoffe klein, wie bei schluffigem Boden, so sind die Schadstoff-Frachten entsprechend gering; die Sanierungsdauer ist daher lang. Dagegen kann es bei hohen Diffusionsraten nach dem Abstellen des hydraulischen Kreislaufs am Ende der in-situ-Sanierung einen Ubergang vom dynamischen Losungsgleichgewicht zu einem auf hoherem Schadstoffkonzentrationsniveau angesiedelten stationaren Losungsgleichgewicht geben. Man beobachtet u.U.in relativ kurzer Zeit ein starkes Wiederansteigen der Schadstoffkonzentration im Grundwasser. Die ausgetragene Schadstoff-Fracht ist in einem System mit hohen Diffusionsraten erheblich grol3er. Je nach Dauer der hydraulischen Maljnahmen liegt die erreichbare Endkonzentration wegen des geringeren Restschadstoffinventars im letzterem Fall niedriger. Der Sanierungserfolg des hydraulischen Kreislaufs ist von mehrercn Faktoren abhangig: Wahrend geologische Faktoren wie z. B. der Durchlassigkeitsbeiwert oder die bevorzugten Stromungsrichtungen nur bedingt beeinflufit werden konnen, kann theoretisch Einflulj auf den Volumenstrom ausgeiibt werden. Meist ist allerdings die zur Verfiigung stehende gereinigte Wassermenge durch die Kapazitat einer Wasseraufbereitungsanlage begrenzt. Durch einen zusatzlichen biologischen Abbau der Schadstoffe im Grundwasser und am Boden wird die Geschwindigkeit, mit der der Asymptotenwert erreicht wird, deutlich erhoht.

8.3.2.2 Mikrobiologischer Abbau Der Nachweis und die Optimierung des mikrobiologischen Abbaus mussen zuniichst im Labor erbracht werden, wobei ein Scale-up der Versuche (Suspensions-Batchtest + in-situ-Box) zunehmend die geologischen Gegebenheiten beriicksichtigt. Aus diesen Versuchen ergibt sich z. B. bei Mineralol-Schadensfallen meist nur die Notwendigkeit, neben Elektronenakzeptoren phosphat- und stickstoffhaltige Nahrsalze (PO:-, NH:) mit dem Prozeljwasser zu infiltrieren, deren optimale Konzentrationen fur den Einzelfall zu ermitteln sind. Andere Schadensfalle, z. B. der z. Z. untersuchte Abbau von

206

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2,4,6-Trinitrotoluol (TNT), erfordern eventuell zusatzlich die Infiltration von Losungsvermittlem (Tensiden) oder einer weiteren, gut abbaubaren C-Quelle (cometabolischer Schadstoffabbau) (36). Die mikrobiologische Schadstoffelimination uberlagert den bereits diskutierten hydromechanischen Schadstoffaustrag und fuhrt zu einer schnelleren Annaherung an das Niveau der Restkontaniination. Zusatzlich zu diescr im Prinzip eliminierbaren Restkontaniination kann bei der Sanierung hohersiedender Fraktionen von Mineralol-Kohlenwasserstoffen (Diesel-. Heiz- oder Schmierole) eine Restfraktion von ca. 30% der Ausgangskonzentration in der Bodenmatrix verblei hen, die aus hochmolekularen, wachsartigcn, nicht eluierbaren und nicht bioverfugbaren Verbindungen besteht 137). Kontaminationen des gesattigten Bodens bedeuten in der Regcl in diesem Kompartiment einen Uberschulj an Kohlenstoff fur die bakterielle Abbauaktivitiit; diese wird so lange voranschreiten, bis der vorhandene Sauerstoff (bzw. andere SauerstoffdonatoredE1ektronenakzeptoren) vollstandig verbraucht sind, und wird dann zum Erliegen kommen. Eine solche Kontamination ist infolgedessen durch eine groaes Defizit an Sauerstoff gekennzeichnet. Insbesondere der biologische Abbau von Mineralol-Kohlenwasserstoffen ist ein Vorgang, der sehr stark Sauerstoff zehrt. Eine gleichmaBige raumliche Versorgung der Bakterien mit Sauerstoff im Zuge der in-situ-Sanierung ist deshalb uber einen langen Zeitraum der limitierende Faktor des Abbaus (02-Limitierung). Zu einem spateren Zeitpunkt, wenn sich die Schadstoffkonzentration im Grundwasser der Restkonzentration nahert, ist der limitierende Faktor die Diffusion der Schadstoffe (C-Quellen-Limitierung). Die Geschwindigkeit des mikrobiologischen Schadstoffabbaus ist dann i m Vergleich zum 0,-limitierten Bereich entsprechend niedriger ; gegebenenfalls konnen die infiltrierten Mengen an Sauerstoffdonatoren reduziert werden. Aus den diskutierten Grunden konnen i m Boden noch relativ hohe Schadstoffkonzentrationen gemessen werden, wahrend die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser schon sehr kleine Werte annehmen. Daraus ergibt sich die Notwendigkeit. eine in-situ-Sanierung durch geeignete hydraulische Mafinahmen und ElektronenakzeptorZufuhr so zu lenken, daB der asymptotische Crenzwert der Schadstoffe im Grundwasser unterhalb des Sanierungszielwertes (SZW) liegt und innerhalb einer vernunftigen Zeit (z. B. funf Jahren) erreicht werden kann.

8.3.3 Elektronenakzeptoren (Zuschlagstoffe) Als Elektronenakzeptoren konnen aul3er Sauerstoff (O?)auch Wasserstoffperoxid ( H202) oder Nitrat (NO;) verwendet werden. Die einzelnen Zuschlagstoffe weisen jeweils einige Besonderheiten auf, u. a. bestehen qualitative Unterschiede zwischen H?Oz) einerseits und unter dem Schadstoffabbau unter oxidativen Bedingungen (02, denitrifizierenden Bedingungen (NO;) andererseits [ 15, 381. Das oxidative System ist gegenuber Nitrat als alternativem Elektronenakzeptor hinsichtlich der Abbaugeschwindigkeit und des erreichbaren Metabolisierungsgrades stark uberlegen.

in-situ-Vrrfirhren

207

8.3.3.1 Sauerstoff ( 0 2 ) Sauerstoff kann entweder gelost rnit dem Infiltrationswasser oder in geringem Umfang gasformig mittels Lanzen in den Boden eingebracht werden, wobei O2bis zur Konzentration von ca. 40 mg/l in Losung geht. Bei UberschuB von gasformigem Sauerstoff wird die maximal einzubringende Menge durch das physikalische Fassungsvermogen des Porenleiters fur das Gas und durch den hydrostatischen Druck, der ein sofortiges Ausgasen verhindert, begrenzt. Fur die Mikroorganismen in der Umgebung der Sauerstoffinfiltration ist somit eine maximale Sauerstoffversorgung gewahrleistet, fur andere Bereiche hangt sie vom Phasenubergang LufWasser, von der Sauerstoffdiffusionsgeschwindigkeit im Wasser und der Diffusionsgeschwindigkeitdes Wassers im Porenleiter ab. Durch zusatzliche hydraulische Mafinahmen mit veranderten hydraulischen Verhaltnissen kann die Transportrate erhoht werden. Der Losungsvorgang von Sauerstoff (Gasphase/Wasser) ist umso effizienter, je weniger Sauerstoff der umgebende Wasserkorper enthalt. Bei Anwesenheit von Mikroorganismen wird der Sauerstoff schnell veratmet, bei Abwesenheit biologischer Vorgange wird der Phasenubergang durch die Sauerstoffdiffusion im Wasser des Porenleiters bestimmt. Durch die entstehenden Gasblasen ergibt sich eine Anderung der hydraulischen Verhaltnisse im Boden (tendenzielle Reduktion der durchstomenden Wassermenge und Erhohung der Stromungsgeschwindigkeit).

8.3.3.2 Wasserstoffperoxid (H202) Hz02 unterliegt im Boden einer Vielzahl von Reaktionen. Neben der biologischen Zersetzung durch die Katalase wird Hz02geogen (mit Fez+und Mn'+ als Katalysatoren) und oxidativ (d. h. durch chemische Reaktion von H202rnit den Schadstoffen) [39] zersetzt. Die biogene katalytische Aktivitat kann gegenuber der geogenen sehr groB sein [40]. Die Katalase, die H202zu O2 und H 2 0 zersetzt, versorgt damit die Bakterien in ihrer unmittelbaren Umgebung rnit Sauerstoff. Daneben fuhrt die Katalase-Aktivitat zu einer Detoxifizierung des starken Oxidans H202.Grundsatzlich sollte bei einer in-situSanierung die Zudosierung des H20zlangsam ,,angefahren" werden, um eine auf aerobe Verhaltnisse noch nicht eingestellte autochthone Mikroorganismenpopulation im ersten Schritt nicht zu vergiften (z. B. 100 mg/l rnit Steigerung auf lo00 mg/l in 4-8 Wochen). Erst wenn sich die Mikroorganismen hinsichtlich enzymatischer Ausstattung und Population entsprechend adaptiert haben, konnen u.U. zumindest zeitweise noch hohere H202-Konzentrationen(z.B bis zu 3000 mg/l) vertragen werden [41]. Verantwortlich fur die Rate der geogenen Zcrsetzung des H202ist die Konzentration dcr Katalysatoren Eisen und Mangan. Dariiberhinaus ist auch der Gehalt an organischem Material, die Kornverteilung sowie weitere, bisher unbekannte Faktoren fur eine geogen bedingte Zersetzung mitverantwortlich. Der H,02-Zerfall ist daher, selbst auf geringste DistanZen, sehr heterogen; er ist nur experimentell mit dem jeweiligen zu sanierenden Boden abzuschatzen. Wenn eine starke geogene Katalyseaktivitat H202schneller zersetzt, als der freiwerdende Sauerstoff biologisch verwertet wird, kommt es zur Ubersattigung des Wassers rnit Sauerstoff und Gasblasenbildung, die den Durchlassigkeitsbeiwert des Bodens verandert (Verringerung des effektiven FlieBquerschnitts). Das Ma8 der Ande-

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Mikrahiolo,~i.rc~lIr Strr7iP).llll~~St'Cl~filhi.t~fl

rung ist dabei u. a. ahhiingig von dem H,O,-Massendurchsatz; letztlich ist damit die Ausbreitung des H202von der FlieBgeschwindigkeit abhiingig, wobei hohere Konzentrationen diesen Ausbreitungseffekt noch verstiirken konnen. Selbst extrem hohe HzO,Konzentrationen konnen so zu erhiihten Abbauraten fuhren. auch wenn in lokalcn Bereichen Mikroorganismen geschiidigt werden, vorausgesetzt, eine Verteilung von Sauerstoff in Grundwasser ist hydraulisch moglich.

8.3.3.3 Nitrate ( N 0 5 ) Mit Nitrat als Elektronenakzeptor sind die erreichbare Abbaugeschwindigkeit der Schadstoffe und der Mineralisierungsgrad gennger als unter oxidativen Bedingungen. Zudem werden mit jedem kg Nitrat 630 g K' in den Untergrund gebracht. Aus diesen Grunden sollte cine zusatzliche Nitratdosierung nur in der ersten Hiilfte der Sanierungszcit angewendet werden. In Kombination mit H,O, ergeben sich allerdings einige fur die Sanierung synergistische Effekte. Wihrend HzOl im Bereich der Infiltration bereits geogen, und nach entsprechender Adaption auch biogen, zerfallt und metabolisiert wird, ist die Denitnfizierung in diesem Bereich vermutlich aufgrund der dort herrschenden hohen 0,-Konzentration gehemmt. Nitrat wird daher entlang der FlieBrichtung transportiert und steht in von der lnfiltrationsstelle entfernteren Bereichen der Denitrifizierung zur Verfugung.

8.3.3.4 Elektronenakzeptor-Konzentrationen Die maximal einsetzbaren Elektronenakzeptor-Konzentrationenhiingen bei technischem O2 von der Wasserloslichkeit (ca. 40 mg/l) ab. Fur HIOl gelten allgemein 200- 1000 mg/l als obere Grenze; andernfalls ist eine Schiidigung der Mikroorganismen moglich. Eine Erhiihung dieser Konzentration unter Inkaufnahme einer ortlichen ,,Sterilisierung" ist allerdings nicht ausgeschlossen. Ab 100 mg/l wird die Bildung von Sauerstoffblasen fur moglich gehalten 1421, dieses Problem kann aber durch getaktetes Infiltrieren in verschiedenen Parzellen reduziert werden (s. u.). Bedeutsarn ist jedoch, daW unter Verwendung von H,02 anstelle von O1 eine etwa 10-15fach hohere Sauerstoffinenge in gleicher Zeiteinheit in das Grundwasser eingebracht werden kann. Damit ergiht sich theoretisch mit HIOz als Zuschlagstoff eine um diesen Faktor geringere Sanierungszeit. Unter denitrifizierenden Bedingungen ist der mikrobiologische Schadstoffabbau im Vergleich zu oxidativen Bedingungen eine vergleichsweise langsame Reaktion; daher ist es sinnvoll, n u r so vie1 Nitrat zu infiltrieren, wie auch baktericll urngesetzt wird. Als Erfahrungswert kann eine Nitratkonzentration von 200-500 mg/l genannt werden 1391. Im Sanierungsverlauf wird die optimale Nitratkonzentration auf den Wert eingestellt, bei dem in den Fiirderbrunnen weder nennenswerte NO; noch NOS-Konzentrationen nachzuweisen sind (NO;-UberschuB fuhrt bevorzugt zur Bildung von relativ toxischem NO, als Produkt des ersten Reduktionsschrittes). Fur die Abschatzung der zum Abbau von Kohlenwasserstoffen beniitigten Mengen an Sauerstoffdonatoren kann unter Berucksichtigung der molekularen Massen ein Rechenfaktor (stiichiometrischer Faktor: kg Elektronenakzeptor pro kg Schadstoff) erniittelt werden :

In-situ-Verfcthren

209

0,-Faktor: 3 3 ; H202-Faktor: 7,4; NOj-Faktor: 83. Die Berechnung wird nach rein stiichiometrischen Gesichtspunkten durchgefuhrt ;es bleiben physiologische Abbauwege und deren Regulation (-+ Metabolitenbildung) ebenso wie die Bildung der Biomasse aul3er acht. Ferner wird angenommen, dal3 der biologische Abbau unter idealisierten Bedingungen, d. h. unter ausschliefilicher Bildung von C 0 2+ H 2 0 ablauft.

8.3.4 In-situ-Sanierungsverfahren 8.3.4.1 Schadstoffe in Phase Bei vielen Altlasten liegen Schadstoffe in Phase vor, wenn ihre Konzentration die Loslichkeit iibersteigt, z. B. bei Mineralolkontaminationen in Form von auf dem Grundwasser aufschwimmenden Ollinsen. Diese Phasen enthalten haufig ein Vielfaches der Gesamtschadstoffmenge in Losung. Da sie nicht nur im Zuge einer in-situ-Sanierung als standige sekundiire Kontaminationsquellen dienen, sondem auch mikrobiologisch kaum angreifbar sind, sind die Schadstoffphasen vor Beginn der Sanierung zu entfernen. Meist fuhrt eine Abschopfung der Phase durch spezielle Brunnenkonstruktionen - die einen Grundwasserabsenktrichter erzeugen, in dem sich dann die abzupumpende Phase sarnrnelt - nicht zur vollstandigen Eliminierung. Oft ist daher die Entfernung der Phase im Zuge von AuskoffermaBnahmen notwendig. Dariiber hinaus bleibt im Grundwasserwechselbereich eine Residualsattigung (Schadstoff-Flussigkeitsfilmum jeden Bodenpartikel) zuriick. Dort ist sie einerseits fur den mikrobiologischen Abbau relativ gering verfiigbar und sorgt andererseits durch standiges Nachlosen fur eine langanhaltende Kontamination des Grundwassers.

8.3.4.2 Kombinierte Verfahren Das in Abb. 8-4gezeigte Verfahren sieht die Infiltration von HzOzmittels gereinigtem ProzeSwasser vor. Bei der Infiltration im Bereich der Sohle (Aufstrombetrieb) wird an dieser Stelle die Abbauleistung der Bakterien gesteigert werden. GroBe Tiefen weisen meist relativ geringe Gehalte an Schadstoffen auf (da z. B. Mineralolkohlenwasserstoffe eine geringere Dichte als Wasser besitzen) sowie eine hohe geogene katalytische H202-Aktivitatund mal3ige Bakterienzellzahlen. Uber die Ausbreitung des unzersetzten HzOzhinaus ist eine Zone der Sauerstoffiibersattigung vorhanden, so dal3 auch bei einer Gasblasenbildung innerhalb kurzer FlieBstrecken eine relativ weitreichende Sauerstoffversorgung erfolgt. Der untere Bereich des Aquifers in der Nahe der Infiltrationsstellen wird daher schnell saniert werden. Sind keine abbaubaren Schadstoffe mehr vorhanden, wird sich die mikrobiologische Aktivitat in andere Bereiche verlagern. Ein Teil der Elektronenakzeptoren wird zur Oxidation des Eisens verwendet, d. h. die geogene katalytische H,O,-Zersetzungsaktivitat wird sinken. Ein Ferntransport des H 2 0 2wird, bedingt durch die allgemein grol3ere horizontale Durchlassigkeit des Bodens, bevorzugt

2 I0

Mik,ahioio,~isc.lie Strrii~).i~ti,~.~t~~rfirI7~~tz

in horizontaler Richtung stattfinden. Daher wird die Sanierung zunachst bevorzugt in der Sohlenzone erfolgen. Erst wenn in diesem Bereich die Sanierung weit fortgeschritten ist, ist anzunehmen, daB der Transport der Elektronenakzeptoren in vertikaler Richtung fortschreitet. Dabei wird sich das Maximum der biologischen Abbauaktivitiit und H2O2-ZersetzungsaktivitPt in dem MaBe mit der Zeit entlang der Vertikalen (= Hauptfliehichtung) weiterbewegen, mit dem die Sanierung fortschreitet. Bei Sauerstoffubersattigung mit 0,-Blasen bildet sich eine Dreiphasenstromung (fest, flussig. gasformig) heraus, die nur relativ schwer zu kontrollieren ist. In diesem Bereich finden zahlreiche Stoffiibergange und Reaktionen statt. Die Blase wird am Ort durch Nachlosen und mikrobiologische Aktivitat wahrend der Infiltrationspause einer getakteten Infiltration eliminiert. Durch eine zusatzliche uberlagerte (,,Hilfs-")Stromung konntc es zu einer Verbesserung der Sauerstofflosung und -ausbreitung kommen [43]. Alternativ kann H 2 0 2in den Hauptschadensbereich infiltriert werden (Abstrombetrieb). Die Mechanismen sind im Prinzip die gleichen, jedoch ist die Ausbreitung des H202am Anfang der Sanierung auf einen relativ kleinen Bereich beschrankt (schnelle Verwertung des Sauerstoffs, hohe biologische Aktivitat). Im Abstrombetrieb wird ein Fcrntransport des Sauerstoffs erschwert, weil die Richtungstendenz der Gasphase der FlieBrichtung der flussigen Phase entgegengesetzt ist [44]. Diese Betriebsweise gewinnt andererseits an Bedeutung, wenn - besonders in einer spateren Phase des Sanierungsprozesses die Kontamination auf einen Bereich nur wenig unterhalb der Grundwasseroberflache reduziert worden ist. Die Verwendung einer uberlagerten Hilfsstromung (Zweikreis-Infiltration) besitzt folgende Vorteile: hohe Stromungsgeschwindigkeit im Aquifer bei angemessener Kapazitat der kostenintensiven Wasseraufbereitung, dadurch schnellere Verteilung der Nahrstoffe und Elektronenakzeptoren - Anwendungsmoglichkeit fur eine Kombination von 02, H 2 0 2und Nitrat - Erhohung der Schadstoffkonzentration im zu reinigenden Teilstrom und dadurch verbesserte Ausnutzung der Leistung der Wasseraufbereitung - Moglichkeit zur Remobilisierung und zum Abschopfen der Residualsattigung - Verbesserung der Schadstoffverfugbarkeit und der biologischen Umsatzleistung durch Verteilung gebildeter Biotenside - keine Verockerung der lnfiltrationsstellen. -

In der Endphase der in-situ-Sanierung gibt es neben gut versorgten, aber bereits weitgehend sanierten Bereichen Areale, die noch hohe Schadstoffgehalte bei schlechter Versorgung (Hydraulik, Nahrstoffe) aufweisen. Diese konnten gezielt durch die Injektion gasformigen Sauerstoffs, z. B. mit dem 'Biopuster' behandelt werden (Fa. AGAGas). Dabei wird mittels einer Sauerstoffversorgung O2 iiber ein Leitungssystem zu einem sogenannten Puster, der auf einer im Boden steckenden Lanze sitzt, gefuhrt. Der Gasinhalt des Pusters wird schockartig in den Untergrund eingeleitet, so daB sich der Sauerstoff im Bodenbereich verteilt. Taktrate, Druck und eingebrachte Sauerstoffmenge konnen bei dem System geregelt werden. Die Puster konnen leicht abgebaut und an anderer Stelle auf bestehende Lanzen aufgesetzt werden. Durch den hohen Wasserdurchsatz sowie durch das Einpressen von O2 konnen leichtfluchtige

In-situ-vegahren

211

Schadstoffe in die ungesattigte Bodenzone ausgasen. Insbesondere beim Vorliegen toxischer, fluchtiger Schadstoffe (z. B. Benzol) oder von Schadstoffmetaboliten (z. B. Vinylchlorid als CKW-Metabolit) kann dann eine Bodenluftabsaugung notwendig werden. Da die Schadstoffkonzentrationen im Untergrund aus den oben genannten verschiedenen Griinden stark variieren, ist das hydraulische System aus Forder- und Infiltrationsbrunnen variabel auszulegen, um einerseits eine optimale Durchstromung des gesamten Bereichs und andererseits eine gezielte Durchstromung abgegrenzter Bereiche mit hohen Schadstoffkonzentrationenzu ermogiichen. Dies ist ideal durch ein offen konzipiertes Infiltrationssystem gegeben, d.h dalj auch eine Umkehr der Stromungsrichtung (Aufstrombetrieb + Abstrombetrieb) moglich ist.

8.3.4.3 BioxR-S-Verfahren Am Sanierungsende (C-Lirnitierung, s. 0.)kann die Verwendung von O2angereichertem Wasser sinnvoll sein. Sauerstoff bzw. Luft findet auch bei der Sanierung von ungesattigtem Boden Verwendung. Dabei wird mittels Luftlanzen eine horizontale Luftstromung erzeugt, der ein vertikaler Wasserstrom (oberflachige Berieselung) uberlagert ist. Dies fuhrt zu einer standigen 0,-Sattigung des Wassers und einer ausreichenden Versorgung der Mikrobiologie [45-471. Das BioxR-S-Verfahren bezeichnet die Infiltration 02-gesattigten Wassers.

8.3.4.4 UVB-Verfahren(Unterdruck-Verdampfer-Brunnen) Der Unterdruck-Verdampfer-Brunnen (Abb. 8-5) ist in zwei verschiedenen Tiefen verfiltert. Durch einen erzeugten Unterdruck wird Luft oder Sauerstoff uber eine Lochplatte in den oberen Bereich des Brunnenschachtes gesaugt. Die aufsteigenden Luftblasen erzeugen einen Pumpeffekt, der durch eine zusatzliche Pumpe im unteren Brunnenbereich verstarkt werden kann. Dadurch wird im Brunnen ein Aufwartsstrom und im umgebenden Aquifer ein entsprechender AbwWsstrom erzeugt. Dieses zirkulierende Grundwasser wird durch die in das System eingebrachte Luft stark mit O2 angereichert. Beim Vorliegen fluchtiger Schadstoffe mussen die ausgestrippten Verbindungen aus der Abluft mittels Biofilter (bei abbaubaren Verbindungen) oder Aktivkohlefilter entfernt werden. Auch das durch den bakteriellen Stoffwechsel gebildete COz wird ausgestrippt. Zusatzlich konnen in das Brunnenwasser Nahrstoffe oder H20zbzw. Nitrat zudosiert werden. Ein evtl. im unteren Bereich des Brunnens lokalisierter Bioreaktor enthalt Aktivkohle als Tragerrnaterial fur Mikroorganismen und dient zusatzlich zur Adsorption der Schadstoffe. Ein solcher Bioreaktor ist insbesondere dann zu empfehlen, wenn die Schadstoffe in relativ geringen Konzentrationen vorliegen. Dariiber hinaus werden in dem mit angereichertem Wasser durchstromten Aquifer bereits viele Schadstoffe abgebaut. Vorteil dieses Verfahrens ist, dalj die ubertagige Abwasseraufbereitung entfallt, allerdings ist irn UVB mit einer starken Verockerung zu rec hnen.

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Abb. 8-5. lJVB-in-situ-Verfahren irn Abwartsbetrieb mit einern Bioreaktor innerhalb des Brunnenschachtes /SO]. Mit freundlicher Gcnehrnigung von IEG Technologies Corp., 1833 D. Cross-beam, Charlotte. NC 282 17. USA.

8.3.4.5 Verockerung Die Verockerung ist sowohl im Hinblick auf die Zehrung der Sauerstoffdonatoren als auch in Hinblick auf die Veranderung der Bodenhydraulik sowie die Beeinflussung der Infiltrationseinrichtungen von Bedeutung. In organisch stark belasteten Grundwasserleitern und Boden findet so lange eine starke Zehrung der Elektronenakzeptoren statt, bis diese vollstandig verbraucht sind. In den darauffolgenden reduzierten Zustanden werden auch Metallionen wie Fe3+ mikrobiologisch und abiotisch reduziert; diese werden dann sulfidisch gebunden (FeS), was zu einer Schwarzfjrhung des Bodens fiihrt. Durch eine Anhebung des Redoxpotentials mittels H,02 oder Sauerstoff wird das Fe" oxidiert und damit remobilisiert bis zur anschliegenden Oxid/Hydroxidfallung (Ockerbildung). Unter denitrifizierenden Bedingungen I h f t dieser Prozel3 kaum ab. Diese Eisenoxidation ist ein sauerstoffzehrender ProzeB, der allerdings im Vergleich zur Oxidation von Kohlenwasserstoffen selbst bei I-2% Fe ( w / w Boden) bei einer AltiilKontamination rnit 2,3 g KWkg TS nur 1/10 des Sauerstoffbedarfs ausmacht. Durch die Wahl eines geeigneten Materials fur die Versickerungspegel (z. B. Polyethylen) sollte sich die Verockerung in der Infiltrationsanlage vermeiden lassen. Problematischer ist die Fordereinrichtung, in der je nach Zuschlagstoff Grundwasser mit hohen Eisen-

In-siric-Verfdiren

2 13

gehalten transportiert werden mull Daraus ergibt sich auch die Notwendigkeit, Eisen und Mangan in der Aufbereitungsanlage aus dem ProzeBwasser zu entfemen ;andernfalls wurde das Zudosieren der Zuschlagstoffe H202und O2 zu einem Ausfallen des Eisenoxids und einer Verstopfung des Infiltrationseinrichtung fuhren. In diesem Zusammenhang sei jedoch darauf hingewiesen, dal3 bei einer Intervall-Infiltration in den Infiltrationspausen im Aquifer ein Elektronenakzeptor-Mange1 auftritt und infolgedessen Fe3+auch mikrobiologisch reduziert werden kann. Zur Veranderung der hydraulischen Kennwerte des Bodens durch Ockerbildung liegen nur wenige Erkenntnisse vor. Gegebenenfalls miiRte eine Reduzierung der Bodendurchlassigkeit durch erhohten Infiltrationsdruck ausgeglichen wurden.

8.3.5 Monitoring Eine moglichst genaue Kontrolle und Ubenvachung der Vorgange im Untergrund sowie eine geeignete Steuerung durch eine aufwendige Me@-und Regeltechnik ist sinnvoll im Hinblick auf eine Mengen-(Zuschlagstoff-), Zeit- und Kostenoptimierung der Sanierung. Fur die Beurteilung und Optimierung der mikrobiologischen Aktivitat bzw. des Sanierungsverlaufs bietet sich die in regelmaBigen Zeitintervallen im Grundwasser ausgefuhrte Bestimmung folgender Parameter an: -

-

-

Elektronenakzeptor (Zehrungsrate) NH;, PO,'- (Versorgung mit Nahrsalzen) pH-Wert Redoxpotential Leitfahigkeit Bakterienzellzahlen bakterielle Atmungsaktivitat COz,O2(Bodenluft) Summenparameter der Schadstoffkonzentrationen stimmung aliphatischer Kohlenwasserstoffe).

(2.

B. IR-Spektroskopie zur Be-

Ferner kann die Sauerstoffversorgung eventuell mittels Ol-Elektroden im Grundwasser gemessen werden, wobei allerdings die Haltbarkeit der Sonden unter Feldbedingungen begrenzt ist.

8.3.6 Sanierungsziele In-situ-Verfahren weisen wegen der Heterogenitat der Matrix Probleme bei der Erfolgskontrolle auf, selbst auf kurzeste Distanzen bestehen groBe Schadstoff-Konzentrationsunterschiede. Eine Festlegung von Sanierungszielwerten fur den Boden ist daher nicht

2I4

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sinnvoll, zumal der Ausbreitungspfad der Schadstoffe wegen der Tiefenlage des Aquifers auf das Grundwasser beschriinkt ist. Sanierungszielwerte werden deshalb sinnvollerweise nur fur das Grundwasser festgelegt. Daruber hinaus wird eine Korrelation der prozentualen Abnahmen im Boden und im Grundwasser aus bereits diskutierten Griinden nicht gefunden. Moglichenveise werden Sanierungszielwerte (z. B. 500 pg/1 KW) im Grundwasser schon bei relativ hohen Bodenkonzentrationen (> 2000 mg/kg TS) dauerhaft erreicht. Bei der Bestimmung des Sanierungsendes ist zu beachten, dal3 die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser innerhalb kurzer Zeit nach Abschalten der Pumpen wieder ansteigen kiinnen (Ubergang von einem dynamischen zu einem stationiiren Gleichgewicht), wenn die Schadstoffkonzentrationen z. B. gerade in die Phase des ,,Tailings" eingetreten waren. Werden die SanierungsmaRnahmen jedoch uber eine bestimmte Zeit des Tailings verliingert (z. B. 200 Tage), so ist mit keinem signifikanten Nachlosen und Wiederansteigen der Schadstoffkonzentration zu rechnen 1481.Letzlich sei erwahnt, daB sinnvolle Sanierungszielwerte nur jeweils auf den Einzelfall bezogen festgelegt werden kiinnen, wobei den Standortgegebenheiten, der zukunftigen Bodennutzung und der Art der Schadstoffe eine grolJe Bedeutung zukommt 1491.

8.3.7 Kosten Die Kosten der Grundwasseraufbereitung hangen im wesentlichen von der Sanierungsdauer ab. Daher ist es sinnvoll, durch die Kombination mehrerer Zuschlagstoffe eine Verkiirzung der Sanierungszeit anzustreben. Aus dem ermitteltcn Schadstoffinventar des ungesattigten Bodens kann unter Zugrundelegung der stochiometrischen Faktoren die theoretisch benotigte Gesamtmenge an einzelnen Sauerstoffdonatoren zur vollstiindigen Eliminierung der Kohlenwasserstoffe berechnet werden. Diese Betrachtung geht von einem Wirkungsgrad von 100% aus. Bisher liegen keine gesicherten Aussagen dariiber vor, welche Restkontamination bei Erreichen eines Grundwasser-sanierungszielwertes im Boden verbleibt. Der Minderbetrag an Zuschlagstoffen aufgrund der Restkontamination wird jedoch wahrscheinlich noch dadurch erhiiht. daB der Quotient der theoretisch benotigten Menge an Sauerstoffdonatoren (zur Schadstoff-Oxidation aufgrund stochiometrischer Berechnungen) und der Menge real verbrauchter Sauerstoffdonatoren moglicherweise aufgrund unvollstiindiger Mineralisation und Biomassebildung > 1 ist [42j. Die Kalkulation der Zuschlagstoffmengen aufgrund des Schadstoffinventars kann daher als .,worst case" gewertet werden. Mil diesen Daten kann unter Berucksichtigung der maximalen infiltrierbaren Konzentrationen sowie der Kapazitat der Wasserautbereitungsanlage die notwendige Intiltrationszeit ermittelt werden. Damit und mit den Kosten fur die lnfiltrationsvorrichtungenkiinnen die Sanierungskosten kalkuliert werden.

8.4 Bioreaktoren (R.Winterberg)

8.4.1 Motive fur den Einsatz von Bioreaktoren Biologische Sanierungen werden zur Zeit in den weitaus meisten FBllen mit Beet- oder Mietenverfahren durchgefuhrt. Diese Verfahren sind fur die Behandlung zahlreicher Schadstoffe Stand der Technik und stellen eine preisgunstige Alternative zu Waschverfahren oder thermischen Verfahren dar. Beet- und Mietenverfahren sind jedoch haufig mit dem Nachteil eines groljen Platzbedarfs sowie eines hohen Zeitaufwandes behaftet. Der hohe Zeitaufwand ist auf relativ geringe Schadstoff-Umsatzraten zuruckzufuhren, die durch folgende schadstoffspezifische Faktoren beeinfluljt werden : Loslichkeit 0 intrapartikulare Diffusion Desorption 0 Rate des mikrobiellen Umsatzes Zahlreiche Schadstoffe sind nur wenig wasserloslich und werden zudem effizient an Oberflachen von Bodenpartikeln adsorbiert. Es ist nachgewiesen worden, daB die Bioverfugbarkeit durch Schadstofflosung der geschwindigkeitsbestimmende Schritt des Umsatzes polycyclischer aromatischer Kohlenwasserstoffe sein kann [5 1,521. Fur a-Hexachlorcyclohexan wurde gezeigt, dal3 die Schadstoffdesorption und die intrapartikulare Schadstoffdiffusion in B d e n den mikrobiellen Gesamtumsatz begrenzen [53]. Besonders problematisch werden die Transportlimitationen in sehr feinkornigem Bodenmaterial, da hier das Porenvolumen klein und die spezifische Oberflache der Bodenpartikel grolj ist. Der Zusatz von strukturverbessernden organischen Zuschlagstoffen ist oft nicht moglich oder erwunscht, da die Wiederverwertbarkeit des Bodens als Baugrund dadurch beeintrachtigt wird. AuBerdem kann es zu undefinierten Reaktionen zwischen Schadstoffen und organischen Zuschlagstoffen kommen. Sowohl die Schadstofflosung als auch die Diffusion und Desorption werden durch eine intensivierte Bodenbewegung gefordert. Der Zusatz von ProzeBwasser fuhrt auBerdem zu erhohten Anteilen biologisch verfugbarer Substanzen oder, bei begrenzter Schadstoffnachlieferung, aufgrund der Verdunnung zu einer Verringerung der toxischen Wirkung des Schadstoffs in der Wasserphase. AuBerdem ist eine optimale Verteilung der Nahrstoffe und des Sauerstofftragers gewahrleistet. Eine Vergleichsuntersuchung zwischen einer konventionellen Bodenbehandlungsmethode (Landfarming) und Bioreaktorverfahren zeigte dementsprechend, da13 in Bioreaktoren deutlich erhohte Umsatzraten erreicht werden konnten [54]. 0

8.4.2 ProzeBsteuerung Ein wesentlicher Vorteil der Bioreaktorverfahren liegt in der guten Steuerbarkeit der ProzeBparameter. Nahrsalze, Additive zur Einstellung des pH-Wertes oder sonstige

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MikmhioIri~i.sc,hr S~i~iiriitrz,~.st~~~~~fir/itrri

Zuschlagstoffe werden aufgrund der intensiven Durchmischung im Reaktor schnell homogen verteilt. Die Sauerstoffversorgung der Mikroorganismen ist durch die intensive Bodenbewegung im Vergleich zu anderen Verfahren der biologischen Bodensanierung besser. Auch bieten zahlreiche Bioreaktoren die Moglichkeit, durch Spulung des Reaktorinnenraumes mit Inertgas anaerobe Bedingungen einzustellen. die zum Umsatz zahlreicher Schadstoffe notwendig sind (z. B. zur Dechlorierung hochgradig chlorierter Kohlenwasserstoffe). Einige Bioreaktoren sind temperierbar, so daR die fur den Schadstoffumsatz optimale Temperatur eingestellt werden kann. Ein weiterer Vorteil ist die Mbglichkeit der vollstandigen Emissionsvermeidung durch Reinigung des ProzeBabwassers und der PrwzeRabluft. Eine Abwasser- und Abluftreinigung 1st allerdings mittlerweile auch Bestandteil der modernen biologischen Beet- und Mietenverfahren. Den zahlreichen Vorteilen der Bioreaktorverfahren steht ein im Vergleich zu Beet- und Mietenverfahren deutlich hiiherer Behandlungspreis gegenuber.

8.4.3 Einteilung der Bioreaktorverfahren Fur die Sanierung kontaminierter BWen sind verschiedene Reaktorverfahren e n wickelt worden. Die meisten dieser Vcrfahren befinden sich im Forschungs- oder Entwicklungsstadium. Nur vereinzelt sind Reaktoren zur Marktreife entwickelt und auch groBtechnisch eingesetzt worden. Die bisher bekannt gewordenen Reaktorverfahren sind iiul3erst vielfaltig. Eine Einteilung der Verfahren liil3t sich nach dcm Wassergehalt des behandelten Bodens sowie nach der Konstruktionsart des Reaktors vornehmen. Nach dem Wassergehalt des Bodens kann zwischen Trocken- und Suspensionsverfahren unterschieden werden. Bei der Anwendung von Trockenverfahren wird der Boden mit Feuchten behandelt, die etwa 50-70% seiner maximalen Wasserkapazitiit entsprechen. Die Behandlung erfolgt in Drehtrommelreaktoren (dynamisches Verfahren) oder in statischen Reaktoren, die in einem Gehiiuse Mischeinrichtungen besitzen (statisches Verfahren). Das Prinzip dieses Verfahrens entspricht weitgehend dem Prinzip des dynamischen Beet- oder Mietenverfahrens. In beiden Fiillen wird der biologische Schadstoffabbau in einem Boden mit ,,naturlicher" Feuchte durch Bewegung und Beluftung des Bodens crrcicht. Auch die Behandlung von BoddKompost-Gemischen ist dem Trockenverfahren zuzuordnen. Die Trockenverfahren haben den Vorteil, daB der behandelte Boden nicht entwiissert werden mu& Sehr feinkiirnige. bindige Boden oder Schliimme sind jedoch mit einer solchen Technik kaum L U hehcrrschen. Die Behandlung gut durchliissiger, grobkfirniger Biiden in Bioreaktoren konkurriert rnit Bodenwaschverfahren, so daB nur wenige Trockenverfahren entwickelt wurden. Fur die Behandlung feinkerniger und bindiger Biiden und Schlamme stehen Reaktoren zur Verfugung, in denen der Boden als BodenIWasser-Suspension behandelt wird. Der Bodenanteil der Suspension betriigt meist 30-50 Gew.-%. Auch die Suspensionsverfahren sind nach dynamischen und statischen Verfahren aufteilbar. Den dynamischen Verfahren sind die Drehtrommelreaktoren zuzuordnen, statischc Systeme sind vor allem als Ruhrkessel oder FlieRbettreaktoren entwickelt worden. Suspensionsreaktoren sind auch mehrfach als Restandteil von Bodenwaschanlagen zur Behandlung der schadstoff-

Bioreaktor~

tL

dynamische Verfahren (horizontale Drehtrommelreaktoren)

dynamische Verfahren (horizontale Drehtrommelreaktoren) statische Verfahren (horizontaleDrehirommelreactorm, Flachbettreakroren)

L

Wirbelschichtreaktor

statische V*m

I

t

horizontale und vertikale Riihkesselreaktoren

Wubelschichtreaktor Abb. 8-6. Ubersicht der Bioreaktorverfahren zur Bodcnsanierung.

haltigen Schlammfraktion entwickelt und eingesetzt worden [55-581. Mit dem Suspensionsverfahren lassen sich, verglichen mit anderen Bodenbehandlungsverfahren, die hochsten Umsatzraten erzielen, da der Suspensionsreaktor ein nahezu ideal durchmischtes System ist. Zudem konnen die ProzeSbedingungen (pH-Wert, Nahrstoffdosierung, Temperatur, Sauerstoffdosierung) sehr gut kontrolliert und beeinflu& werden. Der Nachteil des Verfahrens liegt in der Notwendigkeit einer nachgeschalteten Bodenentwasserung. Eine verbesserte Bioverfiigbarkeit 1af3t sich auch durch die Extraktion der Schadstoffe aus dem Boden mit einem nichttoxischen, biologisch nicht abbaubaren Losungsmittel erreichen. Das schadstoffhaltige Losungsmittel wird vom Boden getrennt und als wal3rige Emulsion im Bioreaktor behandelt. Der Umsatz polycyclischer aromatischer Kohlenwasserstoffe konnte durch die Anwendung dieses Extraktionsverfahrens deutlich beschleunigt werden [52].Das Extraktionsverfahren befindet sich im Forschungsstadium. Eine Ubersicht der beschriebenen Verfahrenskategorien zeigt Abb. 8-6.

8.4.4 Trockenverfahren Die bisher entwickelten Trockenverfahren basieren auf der Behandlung des Bodens mit einer Feuchte, die etwa 50-70% der maximalen Wasserkapazitat des Bodens entspricht.

Abb. 8-7. Flachbett-Bioreaktor. Die Darstellung ist eine Aufsicht auf drei Ebenen des Reaktors; I , Lochboden: 2, Riihren fur die Begasung; 3, Ruhrwellen. Die Antriebskupplung ist durch die Ziffer 4 gekennzeichnet. Mit freundlicher Genehmigung der HP-Biotechnologie GmbH, Witten, Deutschland.

Die Durchmischung des Bodens erfolgt entweder in Flachbettreaktoren, in horizontalen Drehtrommelreaktoren oder in horizontalen statischen Reaktoren rnit internen Mischungseinrichtungen. Der Flachbettreaktor ist ein zur Marktreifc entwickeltes System (Abb. 8-7), das den statischen Verfahren zuzuordnen ist. Es ist fiir die Behandlung kleiner Mengen gut durchlassiger, aber auch bindiger Biidcn entwickelt worden. Der Boden wird in flachen Containern durch mchrere, horizontal nebeneinander angebrachte Riihrwellen durchmischt. Die Durchmischung erfolgt periodisch, bei gut durchlassigen Boden ist eine Durchmischung nicht unbedingt notwendig 1591. Der Containerboden ist gelocht und mit perforierten Begasungsschliiuchen fur die Luft- oder Sauerstoffzufuhr versehen. Die Bewiisserung des Reaktors erfolgt von oben durch eine Sprinkleranlage. Das Wasser wird als Sickerwasser nach dem Passieren des Bodens unter der perforierten Bodenplatte des Containers in einer Bodenwanne aufgefangen und kann von dort als Kreislaufwasser direkt oder nach Aufbereitung zuriickgefuhrt oder entsorgt werden. Uber diesen Wasserkreislauf konncn dem Boden auch Nahrstoffe zugefuhrt werden. Um einen Bodenaustrag zu verhindem, wird zwischen Bodenplatte und kontaminiertem Boden ein Naturfaserflies eingesetzt. Jeder Reaktor hat ein Bodenfassungsvermogen von ca. IS m'. Vier Reaktoren konnen gestapelt und uber eine zentrale Bewasserungs- und Wasseraufbereitungsanlage versorgt werden. Die Emission leichtfliichtiger Schadstoffe wird durch Einhausung in ein Zelt mil Abluftreinigungsanlage verhindert [ S S , 601. Ein ahnliches Verfahren ist unter Verzicht auf eine Durchmischung des Bodens im Reaktor entwickelt worden. Der Boden, dessen Grobbestandteile mit einem Durchmesser von mehr als 32 mm durch Absiebung abgetrennt wurden, liegt als Festbett im Reaktor und wird von oben mit Wasser berieselt, das unterhalb des Bodens wieder abgezogen und im Kreislauf gefuhrt wird [61]. Das Prinzip des Verfahrens ist dem Prinzip einiger auf dem Markt vertretener Mietenverfahren [64] sehr ahnlich. Urn BGden wahlweise unter aeroben und unter anaeroben Bedingungen behandeln zu konnen, wurde ein modular aufgebautes Wannensystem entwickelt, in dem chargenweise his zu 1 10 t Boden behandelt werden [62j. Das durch Siebung von Grobbestandteilen befreite Bodenmaterial wird in der Wanne durch Mischer bcwegt, die sich um vertikale Achsen mit 60-210 U/min drehen und die entlang der Liingsachse der Wanne bewegt werden. Die Durchmischung erfolgt, gesteuert durch Drehzahluberwacher, Richtungsumschalter und Zeitschaltuhr, automatisch. Als maximaler Ton/Schluff-Gehalt wird ein Anteil von

Biorenktorm

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70% angegeben. Die Wanne wird durch Deckel abgeschlossen, so da13 sich durch das Fluten des Reaktors mit Inertgas uber eingebaute Gasanschlusse anaerobe Verhaltnisse einstellen lassen. Durch die Regulierung des Wassergehaltes des Bodens sowie durch die Zugabe sauerstoffzehrender Cosubstrate kann die Einstellung der anaeroben Bedingungen beeinfluflt werden. Horizontale Reaktoren zur Behandlung cincs nicht aufgcschlammten Bodens konnen entweder als statische Systeme mit interner Mischeinrichtung betrieben werden [63] oder als Drehtrommelreaktoren ausgelegt sein [64]. Reaktoren dieser Bauweise sind fur die Bodenbehandlung sowie fur die Kombination der Bodenbehandlung mit der Kompostierung organischer Abfalle eingesetzt worden. Ein in der Entwicklung befindliches Konzept beruht auf der Vermischung von kontaminiertem Boden und organischen Abfallen [63, 651. Das Verfahren sieht nach einer Vorbehandlung des Bodens in einer Sieb- und/oder Brechanlage und dern Einpressen von Mikroorganismen in den Boden in einer Druckschleuse die Behandlung in einem mischbunkerartigen statischen Horizontalreaktor mit interner KettenbandMischeinrichtung vor [65].Der Boden mu8 dazu locker und rnischfahig sein. Nach der biologischen Behandlung irn Reaktor erfolgt eine Nachbehandlung durch Mischen des Bodens mit Biomull und Griinabfallen und eine anschlieSende Verpressung des Boden/Abfall-Gemisches in einer Walkverdichtung. Die PreSlinge werden zur Erreichung eines weitergehenden Schadstoffabbaus und zur Hygienisierung gelagert und vor Wiederverwertung des Bodens zerkleinert [63, 661. Fur die Behandlung von Komposten, denen kontaminierte Boden beigernischt werden, ist der Einsatz einer Rottetromme1 diskutiert worden 1641. Diese Technik ist bereits den Kompostierungsverfahren zuzuordnen. Ein ahnliches Verfahren wird ohne Zusatz von Kompost betrieben [67]. Auch der grol3te bisher beschriebene Bodenreaktor dient der Behandlung von Boden/Kompost-Gemischen. In einem horizontalen, 45 m langen, statischen Rohrenreaktor mit 3 m Durchmesser wird der Boden durch eine Doppelschnecke bewegt, die sich um die Horizontalachse dreht [68]. Durch eine Absaugvorrichtung konnen Schadstoffe aus dem Gasraum des Reaktors entfernt und durch eine Abluftreinigungsanlage behandelt werden. Die Einstellung anaerober Kultivierungsbedingungen ist durch den Austausch der Atmosphare rnoglich. Spriiheinrichtungen an der Oberseite des Reaktors ermoglichen die Bewasserung und die Zufuhr von Nahrstoffen. Bei der Vermischung kontaminierter Boden mit organischen Zuschlagstoffen, Kornposten oder Biomull mul3 beachtet werden, daB Hochstgrenzen fur die Anteile der organischen Stoffe festgelegt worden sind [ 5 ] .

8.4.5 Suspensionsverfahren Wahrend die Trockenverfahren, in denen vorwiegend grobkornige, wenig bindige und gut durchlassige Boden behandelt werden, mit Beet- und Mietenverfahren sowie mit Bodenwaschverfahren konkurrieren, gibt es fur Suspensionsverfahren zur Schadstoffelimination in feinkornigen, bindigen Boden und Schlammen rnit Ausnahme der thermischen Verfahren und der Schadstoffimrnobilisierungkeine Alternative. Die Entwicklung und der Einsatz von Bioreaktoren konzentrieren sich daher auf die

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MilirohioloSi.\c.lIr Srrriirricti~~,si~er~ilrrc.rz

Suspensionsverfahren. Diese Techniken lassen sich in dynamische Verfahren (horizontale Drehtrommelreaktoren) und in statische Verfdhren einteilen. Statische Reaktoren sind entweder als horizontale oder vertikale Ruhrkesselreaktorcn ausgelegt, oder sie werden als Wirbelschichtreaktoren betrieben. Daneben gibt es Hybridverfahren. die eine Durchmischung sowohl durch Riihrwerke als auch durch Flussigkeitsumwllzung oder durch Gasinjektion erreichen. Suspensionsreaktoren sind auch im Zusammenhang mit der Dekontamination von Schllmmen aus Bodenwaschverfahren entwickelt und untersucht worden. Ein Drehtrommelreaktor wurde im Pilotmahtab zur Behandlung einer feinkomigen, mit PAK kontaminierten Bodensuspension eingesetzt. Der Reaktor besteht aus einem zylindrischen und einem kegelformigen Segment und ist auf angetriebenen Rollenbocken ( l ,S U/min) gelagert. Das Arbeitsvolumen betragt bei einem Fullungsgrad von 40% 0,63 m3. Im zylindrischen Teil befinden sich schaufelartige Mischeinrichtungen nach dem Prinzip des Freifallmischers, im Kegel ist eine Austragsschnecke angebracht. Die Beliiftung des Reaktors erfolgt durch ein Geblase, das Umgebungsluft (2 m'/h) durch den Reaktor saugt und iiber einen Aktivkohlefilter wieder an die Umgebung abgibt. Die Zugabe der Nahrsalze erfolgt nach dem Fullen des Reaktors mit Boden und ProzeBwasser. Wiihrend der Erprobung war der Versuchsstand auf 25 "C temperiert. Die behandelte Bodensuspension hat einen Feststoffanteil von 65-70 Gew.-% [60, 691. Zur Marktreife wurde ein Suspensionsverfahren entwickelt. das die Durchmischung der Bodensuspension durch eine Kombination eines Impellers, einer Flussigkeitsumwalzung und einer Beluftung (Airlift) erreicht [70, 7 I ] (Abb. 8-8). Eine Vorbehandlung des Bodens ist notwendig, um Grobbestandteile abzutrennen. Die Herstellung der Bodensuspension mu13 bereits vor Einbringung des Bodens in den Reaktor erfolgen. Der Feststoffanteil der Suspensionen liegt in der Regel bei 25-50 Gew.-% [71 1. Der Reaktor kann wahlweise im Batch-Betrieb oder semikontinuierlich betrieben werden. Das Gehause ist ein vertikaler Zylinder, an dessen Boden um eine zentrale Achse radial angeordnete Rechenarme rotieren. Diese Arme sind mit Diffusionsmembranen ausgestattet, die durch einen Airlift-Effekt Feinpartikel suspendiercn. Nach Angaben des Herstellers konnte i n einem 10-monatigen Dauerbetrieb mit einer Bodensuspension, die 35 Gew.-% Feststoffe enthielt, keine Verstopfung der Membranen und keine Verringerung der Beluftungseffizienz beobachtet werden. Trotz dieser Mischeinrichtungen sammeln sich schwerere Bodenpartikel am Reaktorboden. Diese Partikel werden durch Riiumbleche nach auBen transportiert und dort durch einen Airlift Mischern zugefuhrt, die Bodenagglomerate mit hoher Scherkraft auflosen (Abb. 8-8). Ein Teil der Grobpartikel kann bei semikontinuierlichem Reaktorbetrieb standig abgezogen werden, um eine Akkumulation von Grobpartikeln zu verhindern. Nach der biologischen Behandlung mu13 eine Entw erung des Bodens durch eine Presse erfolgen. Der Energieaufwand des Systems sol1 deutlich niedrigcr sein als fur herkiimmliche Suspensionssysteme. Als Sanierungskosten werden ca. 80-200 DM/t Boden genannt (71 J. Ebenfalls im grol3technischen Einsatz befindet sich ein 30 m?-Suspensionsreaktor zur Behandlung von Schlammen aus einem Bodenwaschverfahren [571. Die Schlammfraktion, die nach der nalJmechanischen Klassierung durch eine maximale KorngroBe von 63 pm gekennzeichnet ist, wird in einem horizontalen Zylinder durch Flussigkeitsumwiilzung in der Schwebe gehalten. Am Boden des Reaktors befinden sich Beliifter.

Abb. 8-8. Airlift-Suspensionsreaktorzur Behandlung feinkorniger Boden (transportierbare Einheit). Mit freundlicher Genehmigung von EIMCO, Ratingen, Deutschland.

Warmetauscher ermoglichen die Temperierung des Reaktors. Die Abluft wird durch eine Abluftreinigungsanlage aufbereitet. Durch das Spulen des Reaktors mit Inertgas ist die Einstellung anaerober Kultivierungsbedingungen moglich. Neben der Schlammfraktion aus Bodenwaschverfahren konnen auch andere Schlamme oder feinkornige und bindige Boden behandelt werden. Der Schlamm wird nach der biologischen Behandlung entwassert. Ein Suspensionsverfahren nach dem Prinzip des Wirbelschichtreaktors befindet sich in der Pilotphase der Entwicklung [72]. Mit diesem Verfahren lassen sich Bodensuspensionen mit einem Feststoffanteil von bis zu 50 Gew.-lo behandeln. In einem 1,15 m3groRen vertikalen Reaktor werden die Bodenpartikel durch einen aufwarts gerichteten Fliissigkeitsstrom suspendiert und die organischen Schadstoffe abgebaut. Der sauerstoffarme Uberlauf des Reaktors wird in eine 0,2 m3grol3e Blasensaule geleitet, dort mit Sauerstoff gesattigt und in den Wirbelschichtreaktor zuriickgefuhrt. Der Energiebedarf des Systems hangt vom Durchmesser der Bodenpartikel ab [721. In der Pilotphase der Entwicklung befindet sich auch ein Suspensionsverfahren, dessen besonderes Merkmal ein dem Bioreaktor vorgeschalteter Suspensionsreaktor ist, durch den eine Klassierung des behandelten Bodens erreicht wird 1731. Zunachst wird

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Mikr-obio/oXi.sc./ic~ Srrriic~rrrii,~,s~~e,~fir/irr,i

der Boden durch Abtrennung von Grobpartikeln (> 60 mm) mittels Ruttelsieb vorbehandelt. AnschlieBend wird der Boden gcbrochen und naB gesiebt, so daB Partikel mit einem Durchmesser von mehr als 4 mm abgetrennt werden. Das ProzeBwasser der NaBsiebung enthalt die Nahrsalze fur die biologische Behandlung. Mit der Fraktion < 4 mm wird ein Suspensionsreaktor beschickt, in dem die feinen Bodenpartikel durch einen Kreislaufstrom der Suspension sowie durch injizierte Luft (duales Injektionssystern) in der Schwebe gehalten werden. Suspensionen mit einem Feststoffanteil von bis zu 50Gew.-% konnen behandelt werden. Am Boden des Reaktors sammeln sich in Form eines Schwebebettes die groben Partikel, die in der Regel als gereinigte Fraktion abgezogen und entwassert werden konnen. Die Reinigung dieser groben Fraktion erfolgt damit nach dem Prinzip der Bodenwbche. Die suspendierte Feinfraktion passiert wahrend der Kreislauffuhrung auflerhalb des Reaktors eincn Feststoffabscheider, in dem Partikel mit einem Durchmesser von mehr als 100 pm abgetrennt werden. Die verbliebene Fein- und Schlammfraktion wird dann als Suspension mit einem Feststoffanteil von 40 Gew.-% in den Biorcaktor uberfiihrt. Dieser besteht aus einer Reihe seriell geschalteter Reaktoren, so daB die Schadstoff-Umsatzkinetik annahernd durch eine Pfropfenstromung bestimmt wird. Der Bioreaktor ist auf 30 "C temperiert. Die Feststoffsuspendierung im Bioreaktor wird durch Luftinjektion erreicht, die ProzeBluft wird uber einen Abgasfilter gereinigt. Der beschriebene ProzeB wurde in verschiedenen Grofjenordnungen untersucht, wobei das Volumen der Einzelreaktoren bislang bis auf 4 ni'erhiiht wurde. Ein weitcres Scale-up ist geplant. Als Energieeintrag wird fur den 4 m2-Klassierungsreaktor 0,3 kW/m3 angegeben, fur einen 40 m.'-Klassierungsreaktor (groRtechnische Ausfuhrung) wird ein Energieeintrag von I ,05 kW/m' erwartet. Der Energieeintrag fur den 4 m'-Bioreaktor wurde mit 0,OS kW/m3 bestimmt. Die Sanierungskosten wurden von den Autoren in Abhangigkeit dcr AnlagengroBe sowie der Aufenthaltszeiten im Reaktor abgeschatzt. Es ergab sich ein sehr weites Kostenspektrum von ca. 20 DM/t Boden (groutechnische Anlage mit 2680 m3 Inhalt, Aufenthaltszeit 2 Tage) bis uber 4000 DM/t (Pilotanlage mit 16 in3 Inhalt, 28 Tage Aufenthaltszeit). Fur eine 160 m'-Anlage und eine Aufenthaltszeit von 6 Tagen wurden Sanierungskosten von ca. 200-300 DM/t Bodcn ermittelt 1731. Ein weiteres System kombiniert ein Bodenwaschverfahren init zwei verschiedenen Bioreaktorsystemen 1741. Wahrend die Schlammfraktion (Partikeldurchmesser < 60 pm)in einem AirliftReaktor behandelt wird, erfolgt die Dekontamination der Fraktion init PartikelgroBen von 60-200 pm in einem Ruhrkesselreaktor 1561.

8.4.6 Extraktionsverfahren Speziell im Hinblick aufdie Behandlung PAK-kontaminierter Boden wurde ein Verfahren entwickelt, das sich von den Trocken- und Suspensionsverfahren grundlegend unterscheidet. Mit Hilfe dieses Verfahrens sollen einige der potentiell limitierenden Faktoren des Schadstoffumsatzes, wie die Desorption und die intrapartikulare Diffusion, umgangen werden. AuBerdem sol1 die Bioverfugbarkeit durch Forderung der Schadstofflosung verbessert werden [ 7 S ] .Dazu wird der Boden durch nafimechanische

Litercitur

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Klassierung von groben Bestandteilen befreit. Das behandelte Material entspricht der Schlammfraktion klassischer Bodenwaschverfahren. In einem hochturbulenten Extraktor werden dann die organischen Schadstoffe durch ein biologisch inertes, nichttoxisches Losungsmittel von den Bodenpartikeln gelost. Das SchadstoffLosungsmittel-Gemisch wird in den Airlift-Bioreaktor iiberfuhrt, wo der Schadstoffumsatz an der Grenzflache zwischen waDriger und organischer Phase in Abwesenheit der Bodenpartikel erfolgt. Der Umsatz schlecht wasserloslicher Substanzen kann auf diese Weise gegeniiber dem Umsatz in rein waBrigem Milieu (auch wenn don der Umsatz durch den Einsatz von Tensiden gefordert wird) signifikant gesteigert werden [76]. Dieses Verfahren ist bisher im 15 1-Ma0stabuntersucht worden, der Bau einer transportablen Pilotanlage wird geplant [75]. Kostenabschatzungen liegen noch nicht vor, das Verfahren wird jedoch als vergleichsweise teuer eingestuft [74].

8.5 Literatur [ 11 Moller-Bremer, C., 7iefiuu-BG, 1990,6/90,365-366 [21 Eiermann, R., International Symposium on Soil Decontcimination Using Biological Processes:

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MiXrobio/o,qi.sc~/it~ .Srriiie~r.irii~~s~~et~fir/iri~ti

I I71 Eichlcr. B.. Bryniok, D., Vorbeck. C.. Lutz. M., Ackertnann B., Freier-Schrder. D.. Knackmuss, H .-J ., Mikr-ohir)lo,~i.sc./eKeiriigiiti
Litertrtur

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9 Biologische Sanierung schwermetallkontaminierter Boden mit Pflanzen ( A . Gerth)

Boden ist schon heute ein knapper Rohstoff, der Bestand an Beden guter Qualitat nimmt unumkehrbar weiter ab. Dazu kommt, daB kontaminierte Boden eine aktuelle und zukunftige Gefahr darstellen. Potentielle Umweltveranderungen, wie sie durch die Wechselwirkungen der verschiedenen biologischen und chemischen Prozesse im Boden eintreten, konnen zu einer Verbreitung der Schadstoffe uber Grund- und Oberflachenwasser fuhren [I]. Diese Situation hat unmittelbare Folgen fur die Entwicklung der Techniken zur Sanierung kontaminierter Boden. Bisherige Methoden haben zum Ziel, die Gehalte an Schadstoffen in kurzer Zeit auf das Niveau fur unbelastete Boden zuriickzubringen. Zukiinftige Techniken mussen in Anbetracht der zunehmenden Verknappung des Rohstoffes Boden nicht nur den Gehalt an toxischen Stoffen verringern, sondern auch die integrale Qualitat des Bodens verbessern. Die Bodenreinigung darf nicht erst stattfinden, wenn die Gehalte an Schadstoffen dermaBen hoch sind, daB der Boden sich fur seine Grundfunktionen nicht mehr eignet. Schon bei niedrigeren Schadstoffgehalten mu13 eine extensive, wirtschaftlich vertretbare Reinigung des Bodens und damit Erhaltung seines Wertes einsetzen. GroBraumige Bodenkontaminationen setzen der Sanierung okonomische und okologische Grenzen. Eine Moglichkeit der biologischen Sanierung und Wertsteigerung von mit Schwermetallen verunreinigten Boden sol1 im folgenden vorgestellt werden. Das generelle Problem der Schadstoffgruppe der Schwermetalle liegt nicht nur in ihrer toxischen Wirkung auf Organismen, sondern auch in ihrer Nichtabbaubarkeit. Je nach Bodenbeschaffenheit konnen sie nur verlagert, ausgewaschen oder im Boden fixiert werden. Besondere Bedeutung kommt dabei den Wirkungspfaden der Schwermetalle auf die Umwelt und den Menschen durch die Bioakkumulation in der Nahrungskette zu [2]. Trotz intensiver Forschung sind Sanierungsverfahren fur schwermetallbelastete Boden noch im Anfangsstadium der Entwicklung. Eine okologisch und okonomisch vertretbare Alternative zu den bisher bekannten chemischen und physikalischen Bodensanierungsverfahren bieten in-situ-Verfahren, die auf dem Einsatz von Pflanzen beruhen. Die Technologie der biologischen Sanierung schwermetallkontaminierter Bijden mit Pflanzen befindet sich noch in der Entwicklung; deshalb werden in diesem Kapitel Laborarbeitsvorschriftenund technische Anleitungen vorgestellt, die den Stand der Technik prasentieren. Diese Methoden sollen als Arbeitsgrundlagen dienen und bedurfen standiger Forschungs- und Entwicklungsarbeit.

Fur die von den Schwermetallen ausgehende okologische Gefahr ist nicht deren Gesamtgehalt im Boden, sondern ihre Bindungsform und somit die Schwermetallverfiigbarkeit entscheidend. Die Gesamtkonzentration im Boden sagt nur sehr wenig uber die Mobilitat der Schadstoffe im Boden und im Bodenwasser aus. Die Schwermetallaufnahme durch die Pflanze hangt von artspezifischen Faktoren ebenso wie von der Verfiigbarkeit und Konzentration der Schwermetalle in der Bodenlosung ab [3]. Fur die Ermittlung von Grenzwerten werden gegenwartig nur die Gesamtkonzentrationen im Boden gemessen (AufschluB nach DIN 38414 S7 - Konigswasser und Analytik nach DIN 38406 E 22-ICP-OES) und nicht deren Losungskonzentrationen. Im Gegensatz zur Entnahme von Bodenproben und den erforderlichen Arbeitschritten im Labor (Trocknung, Sieben, Mahlen, Extraktion), die zwangslaufig zur Veranderung der chemischen und physikalischen Bodenparameter fuhren, entspricht die punktuelle Entnahme von Bodenlosungsproben mittels Saugkerzen den naturlichen Gegebenheiten der Kultur von Pflanzen [4, 51. Eine andere Untersuchungsmoglichkeit ist das sequentielle Extraktionsverfahren, mit dem die Gehalte an mobilen, nachlieferbaren und fixierten Schwermetallanteilen abgeschatzt werden konnen [&lo] (s. Abschnitt 9. I .2). Aus der Menge der in die Pflanzen uberfuhrten Metalle laBt sieh ihre Pflanzenverfugbarkeit errechnen. Die Kenntnis der daran beteiligten Faktoren ermoglicht es, Strategien zur effektiven zuchterischen Verbesserung der Aufnahmefahigkeit der Pflanzen zu erarbeiten und umzusetzen. Dabei kommt es darauf an, die Akkumulation der Schwermetallc in oberirdischen, erntbaren Sprorjteilen zu erreichen. Die Pflanzenverfugbarkeit der Schwermetalle wird von Bodeneigenschaften, Klima- und Standortfaktoren bestimmt. Besonders groBe Abhangigkeit besteht von pH-Wert, vom Gehalt an organischer Substanz, von Ton- und Schluffanteil, Kationenaustauschkapazitat sowie Nahrstoffund Spurenelementgehalten des Bodens [4]. Bei niedrigem pH-Wert und geringem Ton- und Humusgehalt nimmt die Pflanzenverfiigbarkeit der Schwermetalle zu, wahrend unter alkalischen Bodenbedingungen und bei einem hohen Gehalt an organischer Substanz im Boden die Schwermetalle am Ton-Humus-Komplex festgelegt sind. Ebenso erfolgt die Schwermetallaufnahme immer mit den Stoffstromen in die Pflanze, d. h. bei mangelnder Wasserversorgung und geringen Temperaturen sind geringere Schwermetallaufnahmeraten zu erwarten als bei physiologisch optimalen Pflanzenwachstumsfaktoren [ lo]. Die Bestimmung der Schwermetallkonzentrationen ist fur die Planung und Kontrolle der Bodensanierung unentbehrlieh ; deshalb werden in diesem Kapitel Extraktionsverfahren zur Absehatzung der Gesamtschwermetallgehalte sowie der unterschiedlichen Schwermetallfraktionen im Boden vorgestellt.

Pflanzenverfiigbnrkeit von Schwennetallen im Boden

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9.1.1 Bestimmung des Gesamtgehaltes der Schwermetalle im Boden AufschluJ?mit Konigswcisser [ 113 1. Prinzip der Methode Die Methode beruht auf der Extraktion der Schwermetalle aus dem Trockenriickstand (Schlamm, Sediment, Boden) rnit Konigswasser. Die Schwermetalle konnen rnit Hilfe von AAS oder ICP-OES in den Extrakten analysiert werden.

2. Gerate und Materialien 2.1. Kugelmuhle mit GeWB aus Zirkonoxid

2.2. Priifsieb (0,l mm Maschenweite) 2.3. Exsikkator 2.4. Reaktionskolben (250 ml) 2.5. Ruckflufikuhler, Aufbaulange 340 mm, rnit Kegelschliffen 2.6. Absorptionsgefafi, riickschlagsicher 2.7. Glasperlen, aufgerauht (D = 2 bis 3 mm)

2.8. Heizvorrichtung, regelbar 2.9. Trichter 2.10. MeBkolben (100 ml)

3. Losungen und Chemikalien 3.1. Bidestilliertes Wasser

3.2. HCl, Dichte = 1, I9 g/ml 3.3. HN03, Dichte = 1,40 g/ml 3.4. HN03 (03 mol/l): 35 ml HNO, werden rnit Wasser auf 1 1 verdunnt.

4. Arbeitsvorschrift Der trockene Boden wird in der Analysenmuhle auf eine KorngroBe von cO.1 mm gemahlen. In einer Teilprobe des gemahlenen Bodens wird gepriift, ob mindestens 95% das Sieb passieren; diese Probe wird danach venvorfen. Zum BodenaufschluB werden etwa 3 g des gemahlenen Bodens 30 minim Trockenschrank bei 105 "C nachgetrocknet,

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Biologi.schc, S ( i t i i ~ r i i i i g.sc~/~n~rrtiietri//korittit~iirii~~rt~~r B i k h r i i i t ~fi’m:m

im Exsikkator abgekuhlt und genau abgewogen (auf 0,Ol g). Im ReaktionsgefiB wird die Bodenprobe mit ganz wenig Wasser angefeuchtet und nacheinander mit 2 I ml HCI und 7 ml HNOi (bei Schaumbildung tropfenweise) versetzt. Nach dem Pipettieren von I0 ml HNO? i n das AbsorptionsgefiR wird das GefaB rnit dem Ruckflufikuhler und dieser rnit dern ReaktionsgefaR verbunden und bei Raumtemperatur 2 Stunden stehengelassen. Danach wird das Reaktionsgemisch erhitzt und etwa 2 Stunden am Sieden gehalten. Die Kondensationszone sollte das untere Drittel des RuckfluRkuhlers nicht Bbersteigen. Nach dem Abkuhlen wird der Inhalt des Absorptionsgefaaes durch den Kuhler in das ReaktionsgefaB uberfuhrt und das AbsorptionsgefaR rnit wenig HN03 nachgespult. Auch das Kuhlrohr wird mit etwa 10 ml HNO? in das ReaktionsgefiB nachgespult. Der Inhalt des ReaktionsgefaBes wird nun in einen MeBkolben (100 ml) uberfuhrt. Das Reaktionsgefafi wird mit HNO, nachgespult, der MeBkolben mit Wasser bis zur Marke aufgefullt, mit dem Schliffstopfen verschlossen und geschuttelt. Nach Absetzen des ungelosten Anteils wird die uberstehende Losung fur die Bestimmung der Schwerrnetalle verwendet. Sofern sich der ungeloste Anteil nicht lost oder zu langsam absetzt, kann er abzentrifugiert oder abfiltriert (Porenweite 0,45 pm) werden. 5. Diskussion 5.1 In den Fallen. in denen beim Trocknen der Probe Metallverluste eintreten konnen, ist frische Bodenprobe zu verwenden.

5.2. Hochgegluhte Oxide einiger Elemente wie Aluminium, Chrom, Eisen und Titan werden bei dieser Methode nicht vollstlndig aufgeschlossen und bei der Bestimmung nur teilweise erfaiJt. 5.3. Die Glasgerate sind unmittelbar vor Gebrauch mit warmer HNO, zu reinigen und anschliel3end mit Wasser zu spulen.

9.1.2 Sequentielle Extraktionsverfahren von Schwermetallen im Boden Fur die Sanierungspraxis und fur die Beurteilung der okologischen Bedeutung von Schwermetallanreicherungen in Boden ist die Erfassung der Schwermetall-Bindungsformen erforderlich, um die Gehalte an triobileti, ncrchlieferhar-enund$xierteri Schwerinetallanteiler~abschatzen zu konnen 19, 101. Charakteristische Problembereiche der Schwermetallextraktion aus dem Boden sind die Auswahl geeigneter Extraktionsmittel, ungunstige Abfolge der verwendeten Extraktionsmittel, Readsorptions- und Umverteilungsprozesse wahrend des Extraktionsvorganges. In diesem Kapitel wird das von ZEIENund BRUMMER 161 optimierte sequentielle Extraktionsverfahren vorgestellt und diskutiert. Bei diesem Verfahren erfolgt bei den ersten beiden Extraktionsschritten eine Fraktionierung nach Mohilitiit, in den weiteren Extraktionsschritten nach den Bindungsformen der Schwermetalle. Je nach Bodenbeschaffenheit und Schwermetallkontamina-

Pflcrntenverfiigbrirkeit von Schwermrttrllm irii Boden

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tion bietet diese Methode in der Sanierungspraxis die Moglichkeit der Auswahl geeigneter Fraktionierungsschritte, um die pflanzenverfugbare Schwermetallfraktion abschatzen zu konnen. In der Sanierungspraxis konnen je nach Fragestellung ein Schritt oder mehrere Schritte des Extraktionsganges durchgefuhrt werden.

1. Prinzip der Methode Die Methode beruht auf der Extraktion von Schwermetallen aus dem Boden rnit Losungen, die vor allem Chemikalien mit Ammonium als Kation und Nitrat, Acetat oder Oxalat als Anionen enthalten. Die Aciditat der Extraktionslosungen nimmt im Laufe der Extraktionsfolge zu, so dal3 mit steigendem Saureangriff zunehmend starker gebundene Schwermetall-Fraktionen extrahiert werden konnen.

2. Gerate und Materialien 2.1. Schuttler (Uberkopfschuttler) 2.2. Zentrifuge mit Polypropylen-Zentrifugenbecher 2.3. aschefreie Papierfilter (Fa. Schleicher und Schull, 1505, 125 mm Durchmesser).

2.4. Polyethylenflaschen (100 ml) 2.5. automatischer AufschluBapparat 2.6. Pipetten und geeignete GlasgefaBe 3. Losungen und Chemikalien 3.1. Extruktionsliisung I : NH4N03(1 M); 80,04 g/l dest. Wasser 3.2. Extruktionsliisung 11:NH,OAc ( 1 M, pH 6): 77,08 g/l dest. Wasser; rnit Essigsaure (50%) den pH-Wert auf 6,O einstellen

3.3. Extrukrionsliisung I l l : NH,OH-HCI (0,l M) + NH,OAc (1 M); pH 6 : 6,95 g NH,CI-HCl/I dest. Wasser + 77,08 g NH40Ac/l dest. Wasser; rnit Essigsaure (50%) den pH-Wert auf 6,O einstellen. 3.4. Extruktionsliisung I V : NH,-EDTA (0,025 M, pH 4,6): 7,31 g Titriplex II/I dest. Wasser und rnit verdunnter Ammoniak-Losung auf pH 4,6 eingestellt.

3.5. Extruktionsliisung V : NH,-Oxalat (0,2 M, pH 3,25): 28,422 g Diammoniumoxalat-Monohydrat/l dest. Wasser und 25,2 14 g Oxalsaure-DihydratA dest. Wasser; rnit verdunnter Ammoniak Losung auf pH 3,25 einstellen. 3.6. Extruktionslijsung VI: Ascorbinsaure (0,l M) + NH4-Oxalat (0,2 M); pH 3,25: 17,613 g L-Ascorbinsaure/l dest. Wasser + NH4-Oxalat (s. 3.5.); pH-Wert mit verdunnter Ammoniak-Losung auf 3,25 einstellen.

4. Arbeitsvorschrift

4. I . Extraktion von mobilen Schwermetallen 20 g lufttrockencr Feinboden wird in sauregespulte Polypropylen-Zentrifugenbecher (100 ml) eingewogen und mit 50 ml Extraktionslosung I (3.1 .) suspendiert und anschlieBend bei 20 "C fur 24 Stunden geschuttelt (Uberkopfschuttler). Die Bodensuspension wird danach abzentrifugiert (15 min bci 20 "C, 2500 U/min) und der Uberstand uber Faltenfilter (2.3.)in eine sauregespulte Polyethylenflasche (100 ml) uberfuhrt. Das Filtrat wird anschlieaend durch Zugabe von 0.5 ml HNO, (65%)stabilisiert. 4.2. Extraktion von leicht nachlieferbarcn Schwermetallen Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit 50 ml Extraktionslosung 11 (3.2.)versetzt. Bci carbonathaltigen Bodcnproben (4% CaCO,) wird zur Neutralisation der Carbonate die entsprechende Menge verdunnter HCI zugegeben. Die Bodensuspension wird bei 20 "C 24 Stunden geschuttelt (Uberkopfschuttler), danach bei 2500 U/min bei 20 "C IS min zentrifugicrt. Der Uberstand wird anschliel3end uber einen Faltenfilter (2.3.) in siuregespulte Polyethylenflaschen ( 100 nil) uberfiihrt und das gewonnene Filtrat durch Zugabe von 0,s rnl HNO, (65%) stabilisiert. Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit 25 ml NH,N03 ( I M) 10 min geschuttelt, anschlieBend zentrifugiert. filtriert und die gewonnenen Filtrate vereinigt. 4.3. Extraktion von an Mn-Oxide gebundenen Schwermetallen Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit 50 ml Extraktionslosung I1 (3.3.) versetzt. Die Bodensuspension wird bei 20 "C 30 min geschiittelt (Uberkopfschiittler), danach bei 2500 U/min 15 rnin bci 20 "C zentrifugiert. AnschlielSend wird der Uberstand uber cinen Faltenfilter (2.3.) in eine sauregespulte Polyethylenflasche (100 ml) uberfuhrt und durch Zugabe von 0,5 ml HCI (37%) stabilisiert. Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird danach :weiincil mit jeweils 25 ml Extraktionslosung 11 versetzt und jeweils I0 min geschuttelt, anschlieknd zentrifugiert und filtriert. Die gewonnenen Filtrate werden vereinigt. 4.4. Extraktion von organisch gebundenen Schwermetallen Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit SO ml Extraktionslosung IV versetzt, 90 min bei 20 "C geschuttelt (Uberkopfschuttler) und anschlieflend 15 min bei 20 "C (2500 U/min) abzentrifugiert. Der Uberstand wird dann uber Faltenfilter (2.3.) in eine sauregespulte Polyethylenflaschc ( 100 ml) uberfuhrt. Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit 25 ml Extraktionsldsung TI (pH auf 4,6 mit I OO%iger Essigsiiure einstellen), 10 min geschuttelt, zentrifugiert und anschlieflend filtriert. Die gewonnenen Filtrate werden vereinigt.

Pjlanzenve@igharkeit von Schwermetallen itii Boden

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4.5. Extraktion von an schlecht kristalline Fe-Oxide gebundenen Schwermetallen Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird rnit 50 ml Extraktionslosung V versetzt und4 Stunden bei 20 "Cim Dunkeln geschuttelt (Uberkopfschuttler). Danach wird die Bodensuspension 15 min bei 2500 U/min (20 "C) abzentrifugiert, und anschliefiend wird der Uberstand uber Faltenfilter in eine sauregespulte Polyethylenflasche ( 100 ml) iiberfuhrt. Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird noch einmal rnit 25 ml Extraktionslosung V versetzt, 10 min in? Dunkeln geschuttelt, anschlieflend zentrifugiert und filtriert. Danach werden die gewonnenen Filtrate vereinigt. 4.6. Extraktion von an kristalline Fe-Oxide gebundenen Schwermetallen Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird rnit 50 ml Extraktionslosung VI versetzt, 30 min, im Wasserbad bei 96 f 3 "C gekocht. Nach dem Abkuhlen wird die Bodensuspension 15 min bei 2500 U/min zentrifugiert und der Uberstand uber Faltenfilter in eine sauregespiilte Polyethylenflasche ( 100 ml) uberfuhrt. Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird mit 25 ml Extraktionslosung V versetzt, 10 min im Dunkeln geschuttelt, anschliefiend zentrifugiert und filtriert, dann werden die gewonnenen Filtrate vereinigt.

4.7. Extraktion der residual gebundenen Schwermetalle Die im Zentrifugenbecher verbliebene Bodenprobe wird unter dem Abzug rnit 15 ml konz. HNOR(65%)und 15 ml konz. HClO, (70-72%) in einen Teflonbecher uberfuhrt. Danach wird ein Gesamtaufschlufi in der automatischen AufschluBapparatur (jeweils 1 Stunde bei 80 bzw. 120 "C)durchgefuhrt, dann bei hoherer Temperatur abgeraucht, bis ein weiBlich-graues Aussehen der Bodenprobe erreicht ist. Der Ruckstand wird dann in 5 M HN03 aufgenommen, in einen sauregespulten Merjkolben iiberfuhrt, bis zur Eichrnarke rnit bidestilliertem Wasser aufgefiillt und uber einen Faltenfilter in eine sauregespiilte Polyethylenflasche ( 100 ml) iiberfuhrt. 5. Diskussion

Es konnten fur ausgewahlte Elemente rnit Hilfe dieses Verfahren folgende Bindungsformen ermittelt werden [6]: Pb: vor allem in organischen Substanzen und Mn-Oxiden bzw. in schlecht kristallinen Fe-Oxiden Cd: je nach Belastung und pH-Wert des Bodens verstarkt in der mobilen und/oder leicht nachlieferbaren Fraktion und in Mn-Oxiden Zn: hauptsachlich in der schlecht kristallinen und kristallinen Fe-Oxid-Fraktion sowie je nach pH-Wert des Bodens in der mobilen oder leicht nachlieferbaren Fraktion Co: vor allem in Mn-Oxiden, z. T. in kristallinen Fe-Oxiden Cu: vor allem in organischen Substanzen und in schlecht kristallinen Fe-Oxiden

9.2.1 Wachstums- und Schadstoffaufnahmeeigenschaften Fast alle hoheren Pflanzen konnen Schwermetalle aufnehmen. Einige Pflanzen, wie beispielsweise solche der Gattungen Sambucus und Rume,r, sind in der Lage. grolje Mengen von Zink, Blei und Cadmium aufzunehmen [ 121. Viele Schwermetalle akkumulierende Pflanzenarten wurden oft zufiillig entdeckt, ein spezielles Selektionsziel wurde nicht verfolgt und die komplexen Vorgange im Boden und in der Pflanze hiiufig vernachlassigt. Dabei ist es gerade erst das gesamte biologische System, welches den angestrebten Sanierungserfolg bedingt. Schwermetallionen konnen bei Pflanzen die Bildung von Stregproteinen (Phytochelantine) induzieren [ 131. Nachgewiesen wurden sie sowohl in kupfertoleranten als auch in nichttoleranten Phanotypen des StrauBgrases Agrosris gigantea 141. Andere Pflanzen wie Miinidus prratus (Gauklerblume) sind kreuztolerant gegenuber Kupfer und Cadmium und bilden Phytochelantine vor allem in den Wurzeln I 151. Verschiedene Untersuchungen an Jungbuchen (Fcrgus syliwticn) zeigten, dal3 bereits geringe Schwermetallkontaminationen im Boden zu gehemmtem Wurzel- und Holzwachntum, vermindertem Austrieb und erniedrigter Transpirationsrate fuhrten [ 161. Auch bei schnellwachsenden Baumarten der Gattungen Poprt1it.s und Sn1i.v wurden unter SchwermetalleinfluB stark verringerte Bestockung und Massenertriige beobachtet [ 171. Generell scheinen Geholze nur geringe Schadstofftoleranz aufzuweisen und auf Schwermetalleinflusse sofort mit Wachstumsdepressionen zu reagieren. Durch den bewuBten Einsatz geeigneter Pflanzen erfolgt ein direkter Flachenentzug der Schwermetalle durch die Ernte der oberirdischen Pflanzenteile. Ein weiterer wichtiger Effekt sind die Pump- und Verdunstungswirkungen der Pflanzen. Niederschlagswasser wird direkt durch die Pflanzen aufgenommen und verdunstet, ein Schadstoff-austrag durch Versickerung der Schwermetalle in tiefere Bodenschichten wird verhindert.

9.2.2 Verfahren zur Auswahl und Adaption von Pflanzen Fur die Auswahl von geeigneten Pflanzen fur die Dekontamination schwermetallbelastetcr Boden sind folgende Kriterien maRgcbend :

I . Kulturfahigkeit des Bodens 2. Schwermetall-Toxizitatswirkungfiir Pflanzen 3. Schwermetalltransfer Boden-Pflanze Kontaminierte Standorte weisen im allgemeinen ungunstige Bedingungen fiir ein normales Pflanzenwachstum auf. Es entstehen meist Odlandflachen, von denen standig

Auswahl geeigneter Pjlanzen fur die Roderz.surzierirng

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wachsende Gefahren ausgehen, da biologische Schutz- und Fixierungsmechanismen vollig fehlen. Zur Sanierung und Renaturierung derartiger Flachen miissen gezielt Pflanzen angebaut werden, die in der Lage sind, auf diesen Standorten zu wachsen, und sich durch eine hohe organische Massebildung und Schadstofftoleranz oder hohes Schadstoffaufnahmevermogen auszeichnen. Bei der Pflanzenauswahl sollte besonders auf den Flachenentzug (absoluter Entzug je Hektar, korreliert haufig mit dern TM-Ertrag je Hektar) und die Entfernbarkeit der Schwermetalle von der Flache geachtet werden. So sind z. B. Veilchen besonders gut in der Lage, Cadmium und Zink zu binden, nur ist der Flachenentzug aufgrund geringer Masseleistung so gering, daB kaum ein Sanierungseffekt auftritt. Bei Knotericharten (Polygonurn) sind zwar hohe Masseleistungen zu verzeichnen, aber ca. 90% der aufgenommenen Schwermetalle wurden in den nur sehr schwer bergbaren Wurzeln gebunden [ 181. Andere Untersuchungen berichten ebenfalls von hoheren Schadstoffgehalten in den Wurzeln von Polygonurn sachalinerise und Miscanthus sinensis [ 191. Lediglich bei Zink war in den Blattern von Polygonurn eine starkere Anreicherung zu verzeichnen. Allerdings wurde in den letztgenannten Untersuchungen nur eine sehr kurze Vegetationsperiode in der Jugendphase untersucht, bei alteren mehrjlhrigen Pflanzen ist ein verandertes WurzeVSproB-Verhaltnis mit anderen Aufnahmeraten zu erwarten. In vergleichenden GefaBversuchen wurde festgestellt, daB die Pflanzenarten mit der hochsten Biomasseproduktion (Lolium, Miscanthus) besser Schwermetalle entziehen als andere, weniger Biomasse produzierende Pflanzen (Phazelia, Triticum, Linum, Brassica). Von funf untersuchten Schwennetallen wurden Cd und Ni besser von den Pflanzen aufgenommen als Pb, Cu und Zn. Bei Schadstoffkonzentrationen von 19,5 mg/kg TS Klarschlamm (Cd) bis 2930 mg/kg TS Kllrschlamm (Zn) wurden durch die Pflanzen nach sechsmonatiger Kultur zwischen 1 und 10%der Schwermetalle dem Substrat entzogen und waren in den Pflanzen wieder auffindbar. Aus einem niihrstoffarmen Sandboden wurden die Schwermetalle aufgrund der anderen Bindungsverhaltnisse und fehlender Ton-Humus-Komplexe besser aufgenommen als aus einem Klarschlammsubstrat, obwohl die Biomasseproduktion auf dem Sandboden geringer war als auf dem Klarschlamm [20]. Schwermetalle konnen toxisch auf die Pflanzenentwicklung wirken, wobei verschiedene physiologische Mechanismen wirksam werden konnen. Es ist zu unterscheiden zwischen toleranten und resistenten Pflanzen. Tolerante Pflanzen besitzen nur Eigenschaften der ,,Duldung der Schadstoffe", wahrend resistente Pflanzen Schadstoffe aufnehmen. Liegt eine aktive Resistenz der Pflanzen vor, so werden die Schadstoffe aufgenommen und ,,entgiftet", bei passiver Resistenz erfolgt eine selektive Schadstoffaufnahme bis zu einer bestimmten Konzentration in der Pflanze. Dabei bedienen sich die Pflanzen ganz verschiedener Strategien der Schadstoffresistenz : 1. Schadstoffabwehr durch AusschluB oder Ausscheidung der Schadstoffe aus dem wachsenden (photosynthetisch aktiven) Gewebe 2. osmotische Anpassung durch verbesserte Wasserokonomie 3. Toleranz der Schadstoffe durch Toleranz der veranderten Ionenbalance oder durch Deponierung.

Fur die Nutzung als ,,Sanierungs- und Renaturierungspflanzen" sind vor allem diejenigen Pflanzenarten interessant, die Schadstoffe aufnehmen, einlagern und gegebenen-

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Rio/ogi.schr Siitiiericrig .rc~h~~~erriirtrrllkoritirmirirrr/rr Biidui

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falls entgiften. Es ist erfolgversprechender und sinnvoller, die Leistungsfahigkeit derartiger Mechanismen zu nutzen, als uberhaupt ,,neue" Akkumulationseigenschaften einzuzuchten. Eine weiteres Verfahren fur die Auswahl geeigneter Pflanzen liegt darin, die spezifischen Transferfaktoren (definiert als das Verhaltnis des Schwermetallgehaltes in der Pflanze zum Schwermetallgehalt des Bodens) der Schwermetalle vom Boden auf die Pflanze zu ermitteln und mit den Werten unbelasteter Boden und Pflanzen zu vergleichen. Steigt die Transferrate in die Pflanze ebenso wie der Gehalt an pflanzenverfugbaren Schwermetallen im Boden, so bedeutet das, da13 dic untersuchten Pflanzen in der Lage sind, Schwermetalle auch in erhohtem MaBe zu tolerieren und aufzunehmen. (71 untersuchten von Feldversuchsparzellen geerntete Pflanzen BURGHARDT und HILLER auf ihren Schwermetallgehalt und ermittelten die Schwermetalltransferraten vom Boden in die Pflanze. Als untersuchter Boden diente dabei ein thermisch gereinigtes Substrat, welches lhnliche Schwermetallgehalte wie landwirtschaftlich genutzte Boden aufwies. Bei Blei variicrten die Transferfaktoren von 0,03 - 0,07, bei Zink von 0,26 0,s und bei Cadmium von 0.26 - 0,41. Andere Untersuchungen ermittelten auf Kulturbiiden fur Blei Transferraten von 0,Ol - 0,1, fur Zink und Cadmium zwischen 1,O und 10 beim Ubergang vom Boden in die Pflanze 121).

9.3 Moglichkeiten der zuchterischen Optimierung ausgewahlter Pflanzen Natiirlich darf nicht der Fehler begangen werden, da13 die his jetzt bekannten, mehr oder weniger zufallig entdeckten Wildpflanzen bezuglich ihrer sanierenden Leistung mit langjahrig optimierten technischen Verfahren oder gar Hochleistungsstammen von Mikroorganismen verglichen werden. Hier ist die Zuchtung gefordert, ebenso wie in allen anderen Bereichen des wirtschaftlichen Einsatzes von Pflanzen, speziell selektierte Formen hervorzubringen. Von grundlegender Bedeutung ist es, als Ausgangsmaterial Ptlanzen zu nutzen, deren botanische Grundeigenschaften sie ohnehin fur den Einsatz zur Renaturierung und Rekultivierung empfehlen. Die Pflanze mu6 nicht unbedingt besonders vie1 Schadstoff je Einheit Trockenmasse aufnehmen, wenn sie so wuchsig und massebildend ist, dal3 der Gesamttliichenentzug weit uber dem anderer Pflanzen liegt 1221. Besondere Schadstoffaufnahmetypen (vergleichbar mit den Hochertragsformen der Landwirtschaft) konnten den direkten Schadstoffentzug durch die oberirdischen Pflanzenteile extrem erhohen. Auch hier bieten raschwiichsige Graser die besten Voraussetzungen fur eine Verfahrensoptimierung. Auswahlkriterien fur die Nutzung und Optimierung geeigneter Pflanzen sollten sein : ~

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Vitalitiit, d. h. Belastbarkeit durch physikalische, chemische und biologische Einwirkungen Regenerationsfiihigkeit nach erfolgter Belastung Wuchscharakteristik Wachstum in der Rhizosphare

Miiglichkeitert der ziichterischen Optimierung ausgewiihlter Pflatiien

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Vergesellschaftung mit Mikroorganismen (Vertraglichkeit) Vergesellschaftung mit anderen Arten - Vermehrungsverhalten, -drang (generativ oder vegetativ) - Standortanspruche - okologische Wirkung - anthropogene Wirkung. -

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Fur die zuchterische Optimierung von Pflanzen fur die Schadstoffaufnahme stellt die Anwendung der Methoden der biotechnischen Gewebekultur eine effektive Moglichkeit dar, rasch neue Pflanzeigenschaften zu erzeugen. Drei Methoden stehen dabei im Vordergrund, die im folgenden beschrieben werden.

9.3.1 Die Erhohung der genetischen Variabilitat Unter dem Begriff der ,,somaklonalen Variabilitat" wird die Erscheinung der VariabilitPt der Regenerate der in-vitrv-Kultur unter bestimmten Kulturvoraussetzungen zusammengefaBt [ 2 3 ] .Somaklonale Variation betrifft ein breites Spektrum genotypischer und phanotypischer Merkmalsanderungen, die vor allem bei vegetativ vermehrten Pflanzenarten in situ so nicht erreichbar sind (241. Die aus den vielfaltig veriinderten Zellen regenerierten Pflanzen bictcn ein breites Spektrum fur die Auslese von Pflanzen mit veriinderten Merkmalen. Derartige Variabilitaten sind immer wieder regenerierbar und eine standige Quelle fur die Suche nach Pflanzen mit besonderen Schadstoffaufnahmeeigensc haften.

9.3.1.1 Selektion in vitro Fur die Selektion in vitro werden entweder Kalluskulturen oder Suspensionskulturen von Einzelzellen oder kleinerer Zellaggregate genutzt. Wahrend des undifferenzierten Wachstums in der Suspensionskultur werden die Zellen einer steigenden Konzentration von Schwermetallen bis zur absoluten Konzentration im zu dekontaminierenden Boden ausgesetzt. Dabei zeigt sich nicht nur eine passive Resistenz, sondern auch die Fahigkeit der Zellen, Schwermetalle zu speichern. Dieses System des ,,survival of the fittest" garantiert die Selektion nur der schwermetalltolerantesten und leistungsfahigsten Zellen [25J. Die Totipotenz der pflanzlichen Zellen ermoglicht es, aus den positiv selektierten Zellinien vollstiindige Pflanzen zu regenerieren.

9.3.1.2 Hybridisation Eine neue Technik der Hybridisation ist die Protoplastenfusion. Anders als bei der Verschmelzung von haploider Eizelle und Samenzelle bei der herkommlichen Kreuzung, werden bei der somatischen Hybridisation zwei diploide Somazellen fusioniert. Da die Zellwand eine Fusionierung verhindern wiirde, wird sie zuvor enzymatisch

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aufgcliht. Es bleibt der nur noch vom Plasmalemma umschlossene Zellinhalt ubrig, der sogenannte Protoplast. Sexuelle Hybridisationen sind hiiufig durch eine ganze Reihe von Faktoren limitiert. Einige dieser Faktoren, z. B. genetische oder zytogenetische Schranken, sind airf traditionelle Weise nur schwer oder gar nicht zu iiberwinden. Protoplastenfusion crm6glicht die Kreuzung sonst nicht kreuzbarer Ptlanzensorten. weiter entfernter Species und die gezielte Ein- und Ruckkreuzung steriler Hybriden. Es entsteht eine Vielzahl von Moglichkeiten der Kombination und der Neubildung von Eigenschaften aul3erhalb sexueller Grenzen - und damit eine ungeheure Palette von Variationen neuer Eigenschaften. Miscmthus sineizsis (Chinaschilf) beispielsweise gehort zur Unterfamilie der Andropogonoideae. Bei anderen Gattungen dieser Unterfamilie wurden die fur die Detoxifikation von bestimmten Schadstoffen notwendigen Enzyme bereits nachgewiesen [ 131. Durch somatische Hybridisation kijnnen diese Eigenschaften auch auf Miscvuzthu,~sinemis ubertragen werden. Protoplasten konnen auf verschiedene Weise zur Fusionierung angeregt werden. Eine Moglichkeit besteht darin, mittels leicht basischer Losungen. die Polyethylenglykol und Calciumionen enthalten, die negative Ladung von der Obertl5che der Protoplastcn zu cntfernen 1261. Dadurch wird die gegenseitige AbstoBung der Protoplasten aufgehoben, und sie konnen miteinander verschmelzen. Eine andere Mcthodc benutzt einen kurzen Stromimpuls, der ebenfalls die Aufgabe hat, die Obertlache der Protoplasten kurzzeitig zu entladen, so daB eine Fusion ermBglicht wird [27].Nach der Fusionierung mu8 stufenweise die Zellwand regeneriert, die Zellen zur Teilung angeregt und schlieMlich iiber ein Kallusstadium versucht wcrden, eine komplette Ptlanze zu differenzieren. Diese Prozedur ist aufwendig und schwierig, sie Iiiuft uber mehrere Zwischenstufen ab. und die Nahrmedicn mussen stiindig den wechselnden Bediirfnissen der Kultur angepal3t werden. Ein weiteres Problem ist das Erkennen und die Isolierung der gewunschten Hybriden. Bei der Fusionierung unterschiedlicher Partner mussen sie getrennt werden von nicht fusionierten Zellen und von Fusionsprodukten gleicher Partncr untcrcinander. Es ist heute moglich, Zellen verschiedener Pflanzenarten miteinander zu verschmelzen. Die Regeneration von Ptlanzen aus verschmolzenen Protoplasten bercitet dagegen oft noch Schwierigkeiten. Bisher gelang sie besonders bei NachtschattengewSchsen (z. B. Tomaten, Tabak, Kartoffel), in neuerer Zeit aber auch bei einigen anderen Kulturpflanzen wie Kohl, Klee und Spargel. Dennoch ist es bis heute nicht moglich, die somatische Hybridisation als Standardverfahren in die Ptlanzenzuchtung einzufuhren.

9.3.1.3 Massenvermehrung uber Gewebekultur Hat der Ziichter eine Ptlanze mit den gewunschten Eigenschaften gefunden, so braucht er noch einige Jahre, urn von ihr (durch Samen, Stecklinge, Ausliiufer o. a.) eine ausreichende Zahl von Nachkommen zu erzeugen. Mit Hilfe der Mikrovermehrung kann man zahlreiche Pflanzenarten schneller und genetisch identisch vermehren. Hierzu werden SproBsegmentc oder Blltter in ein steriles Niihrmedium uberfuhrt. Aus einem Meristem kann man die Bildung vieler Pflanzen induzieren, die man wiederum zur Meristemkultur nutzen kann, so daB man linter optimalen Bedingungen aus einer Pflanze innerhalb eines Jahres mehrere Hunderttausend genetisch identische Nachkommen erzeugen kann 1281. Durch zusltzliche Behandlung wahrend bestimmter Kultur-

Miiglichkritrrt der zuchtcrischen Optirnierung uusgcwahltrr Pfltriizen

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phasen kann man die Pflanzen zudem weitgehend von Krankheitserregern (vor allem Viren) befreien, wodurch die Effektivitat der Pflanzgutproduktion wesentlich verbessert und gesundes Pflanzgut bereitgestellt wird [29]. Mikrovermehrte Pflanzen sind in der Regel frei von Pilz- und Bakterienbefall. Bei vegetativer Vermehrung ist haufig mit Kranheitsbefall des Stecklingsmaterials zu rechnen ; besonders gefahrlich ist dabei die Ubertragung und Verschleppung von Krankheiten. Pflanzen aus der in-vim-Vermehrung sollten stets ein phytosanitares Zertifikat erhalten. Entscheidend ist dabei, da13 fur jede Pflanzenart (zum Teil fur jede Sorte einer Art) unterschiedliche Verfahren und Nahrmedienzusammensetzungen fur die Erzielung optimaler Vermehrungsraten entwickelt werden mussen. Die schematische Ubertragung von Grundverfahren der invim-Kultur auf andere Pflanzenarten haben dazu gefuhrt, daB teilweise nur geringe, wirtschaftlich unbefriedigende Vermehrungsergebnisse erzielt werden konnten. Die vegetative Vermehrung in vivo (z. B. durch Stecklinge oder Rhizomschnittlinge) gehort zu den klassischen Anzuchtmethoden. Sie ist jedoch oftmals zu langsam, zu teuer, zu schwierig oder gar unmoglich. Im wesentlichen werden mit der in-vim-Vermehrung folgende Ziele angestrebt: -

-

-

schnelle und massenweise Erhaltung und Vermehrung einmaliger Genotypen Erhaltung von Material fur Genbanken Vermehrung haploider oder mutagen behandelter Pflanzen Sterilvermehrung und Virussanierung Verkurzung der Entwicklungszyklen, vor allem bei mehrjahrigen Pflanzen Klonvermehrung Bereitstellung homogenen Pflanzgutes Selektion der Pflanzen auf spezifische Anwenderbedurfnisse (spezielle Schwermetailkontamination, Mischbelastung, Klarschlamme und Pflanzenklaranlagen, Gulle) standig verbesserte Toleranz und Bindungsfhigkeit gegenuber Schwermetallen Bereitstellung von massenweise kostengiinstig erzeugtem Pflanzgut standige Weiterentwicklung der verbesserten Pflanzen.

Die Aufnahme und Konzentrierung toxischer Metallionen sind Eigenschaften, die durch optimale Hybridisations- und Selektionsmechanismen in Pflanzen eingezuchtet werden konnen. Durch Anlage von Kallus- oder Suspensionskulturen und Zusatz von steigenden Konzentrationen an Schwermetallen kann eine intensive Zellselektion durchgefuhrt werden. Die dadurch erhaltenen Mutterpflanzenkulturen werden durch Mikrovermehrung im Reagenzglas weitervermehrt, wobei die Regenerate einem standigen Selektionsdruck unterworfen werden. SchlieSlich kann durch die biotechnischen Pflanzen massenweise hochqualitatives Pflanzgut zur Verfugung gestellt werden.

9.3.2 Optimierungsversuche im Gewebekulturlabor Vor jeder Bodensanierung sollten die einzusetzenden Pflanzen fur die konkreten Bedingungen getestet werden. Dabei kommt es darauf an, alle abiotischen und biotischen EinfluBfaktoren exakt zu definieren. Dazu sind notwendig:

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Bio/oKisc./tr Strnirrmg .sc~1~~~c~r7ne~fer//korifrr~nirii~rter Biicirn rnif P f T c u t w t

I. Untersuchungen zur Schadstoffvertraglichkeit der Pflanzen 11. Toxizitatstest in Zellkulturen 111. Abschatzung des Gesamtflachenentzuges von Schadstoffen durch die Pflanzen.

Am besten sind derartige Untersuchungen durch Nutzung der Methoden der Pflanzengewebekultur moglich. Folgende Vorgehensweise ist zu empfehlen : 1 . Entnahme von Pflanzen und Sterilkulturmaterial aus der firmeneigenen Genbank 2 . Anzucht der notwendigen Pflanzenmenge auf sterilem Nahrmedium 3 . Uberpriifung der Schadstoffvertraglichkeitder Pflanzen durch Zugabe der maximal xu erwartenden Schadstoffkonzentration zum Nahrmedium. Erfassung der Uberlebens-. Wachstums- und Vermehrungsraten als Entwicklungsparameter 4. Toxizitatstest in Zellkulturen (Suspension oder Kalluskultur) 5. Anlage eines Optimierungsversuches entsprechend der Anzahl und der Konzentration der Schwermetalle, Zugabe einer definierten Menge von Schwermetallen zum Nahrmedium 6. Pflanzenkultur iiber mehrere Vermehriingszyklen, Bestimmung der Vermehrungsratc und des Massenzuwachses, Einschatzung der physiologischen Entwicklung der Pflanzen 7. Bestimmung des Schwermetallgehaltes in der Pflanze und des Restgehaltes im Kulturmedium, Ermittlung der Schwermetalltransferrate und Umrechnung auf die naturlichen Gegebenheiten 8. Abschatzung des Sanierungszeitraumes und dcs Sanierungserfolges.

Steht kein Gewebekulturlabor zur Verfiigung, so ist alternativ auch die Durchfiihrung von GefaBversuchen moglich [ 191. Bei derartigen Versuchen ist es wesentlich komplizierter, die Wirkung abiotischer und biotischer Einfluafaktoren auf die Schwermetallaufnahmefghigkeit auszuschliefien. Vor allem die Bindung der Schwermetalle im Boden und die Auswaschung durch das GieBwasser konnen nur bei Pukrst exakter und aufwendiger Versuchsdurchfuhrung erfal3t werden. Dazu werden Pflanzen auf Quansand kultiviert und dem GieBwasser oder dem Quarzsand entsprechende Schwermetallverbindungen und -konzentrationen beigemischt. Fur Optimierungsversuche sind derartige MeBreihen sehr umfangreich und langwierig.

9.3.3 Ermittlung der Schwermetallaufnahme bei Pflanzen in der Pflanzengewebekultur 1. Prinzip der Methode

Ermittlung der Schwermetallaufnahmerate einzelner Pflanzen unter AusschluB aller urnweltbedingten abiotischen und biotischen EintluBfaktoren. Bestimmung der akkumulierten Schwermetalle in Blatt, Sprolj und Wurzel von irz-virro-Pflanzen.

Mfiglichkeitm der zuchterischen Optirnierung ausgewiihlter Pflrrnzen

24 1

2. Gerate und Materialien

2. I . Sterilarbeitsplatz (Reinraumwerkbank) 2.2. Kulturraum auf 22-27 "C einstellbar 2.3. Beleuchtung (ca. 3000 Lux) 2.4, ubliche Grundausstattung fur ein Sterillabor (Autoklav, Glaswaren) 2.5. Kulturgefak fur die Pflanzen (300 ml)

2.6. Petrischalen, Pinzetten, Skalpelle 2.7. Gasflamme und Alkohol zur Desinfektion der Gerate

2.8. steriles in-virro-Pflanzenmaterial aus der Genbank oder vorheriger Anzucht 3. Kulturmedium und Schwermetallzusatz Ublicherweise werden Standardmedien fur die Pflanzengewebekultur zum Einsatz kommen. Diese bestehen aus Mineralsalzen, einer Kohlenstoffquelle (meist Saccharose) und Vitaminen. Zur Steuerung der Entwicklung mussen bei isolierten F'flanzengeweben gegebenenfalls Phytohormone zugesetzt werden. Zur Verfestigung des Niihrmediums werden Agar-Agar, Gelrite oder andere Substanzen verwendet, die in der vom Hersteller angegebenen Konzentration dem Kulturmedium vor der Sterilisation zugegeben werden. Diese Kulturmedien konnen entweder im Labor selbst hergestellt oder als fertige Pulvermedien gekauft werden. 3.1. Pflanzenkulturmedium nach [30] CaCI, . 2 H 2 0 COC12.6 HZO C U S O ~5 .H20 FeNaEDTA H,BO, KH2P04

KJ KNO, MgSO4.7 H2O MnS04.4 H 2 0 Na,MoO,. 2 H 2 0 NH4NO3 ZnS04. 7 H 2 0 Saccharose Inositol Ni kotinsaure Thiamin HCl Pyridoxin HC1

440 mg 0,025 mg 0,025 mg 36,70 mg 6,20 mg 170,O mg 0,38 mg 1900 mg 370,O mg 22,30 mg 0,25 m 1650 mg 8,60 mg 30000,O mg 100,O mg 0,50 mg 0,10 mg 030 mg

Glycin Agar bidest. Wasser

2,OO mg 7000 mg I OOO ml

Der pH-Wert des Mcdiums wird auf 5,8 mit NaOH eingestellt. Das Medium wird danach bei 12 I "C fur 20 tnin autoklaviert.

3.2. Schwermetal ILusatz Die Auswahl der Schwermetalle, ihrer Bindungsform und ihrer Konzentration richtet sich nach der Art der Bodenkontamination und nach den Pflanzen, die bearbeitet werden sollen. Dabei mu13 beachtet werden, daB die Schwermetalle in einer loslichen, pflanzenverfiigbaren Form varliegen. Am besten eignen sich Salzverbindungen. Entsprechend dem analytischen Gesamtschwermetallgehalt im Boden wird unter Berucksichtigung der molaren Masse eben diese Konzentration im Kulturmedium eingestellt. Damit wird von einer theoretischen, vollstandigen Pflanzenverfiigbarkeit der Schwermetalle im Boden ausgegangcn. Alternativ dazu ist natiirlich auch nur die Bctrachtung der pflanzenverfiigbaren, im Bodenwasser gelosten Schadstoffe und des Nachlieferungspotentials des Bodens maglich. Zur Uberprufung der Versuchsmethodik und der Analytik sollten immer cine Kontrolle ohne Schwermetallzusatz und eine maximale, toxische Konzentration im Rahmen einer Serie initgepruft werden. 4. Arbeitsvorschrift

Aus der Genbank oder der vorherigen Anzucht werden bewurzelte, sterile iii-titroPflanzen entnommen. Die Pflanzen mussen gleichmaBig entwickelt sein. Alle Blatter und Wurzeln, die alt odcr welk erscheinen, werden entfemt. Auf jedes KulturgefaB (30 ml Medium) wird die gleiche Anzahl Pflanzen gesetzt und in cinem temperiertem Raum (27 "C Tag, 22 "C Nacht) bei einer Beleuchtung von etwa 3000 Lux (12-16 Stunden) inkubiert. Nach 3-4 Wochen werden die Pflanzen auf frisches Kulturmedium mit der gleichen Schadstoffkonzentration unter sterilen Bedingungen umgesetzt. Dabei werden sie bonitiert, welke Pflanzenteile entfernt und gegebenenfalls zuruckgeschnitten. Das welke und das geschnittene organische Material sowie das benutzte Kulturmedium werden getrennt erfal3t und fur die Analytik vorbereitet (trocknen, einfrieren). Diese Subkultur wird 6 bis 10 ma1 wiederholt. AnschlieBend werden das gesamte Pflanzenmaterial und die Kulturmedien getrennt bewertet. Dabei sollten auch Wurzeln, SproR und Blattcr der Pflanzen getrennt erfal3t werden (Abb. 9- 1 ).

5. Auswertung Zur Auswertung werden folgende Merkmale beobachtet und statistisch ausgewertet : - allgemeine physiologische Merkmale wie Pflanzenentwicklung, Bestoekungs- oder

Vermehrungsrate, Lgngenwachstum, Farbung der Wurzeln. Blatter und Sprosse - Schwermetallgehalt des Kulturmediums vor und nach der Pflanzenkultur - Schwermetallgehalt in den Pflanzen.

Technologie der Bodenscrnierung I

243 f

Abb. 9-1. Sterilkulturen irn Optirnierungsversuch irn Gewebekulturlabor.

6. Diskussion Die beschriebenen Untersuchungen erlauben die Abschatzung der Schwermetailaufnahme in Beziehung zur Trockenmassenentwicklung der Pflanzen bei kontrollierten Bedingungen. Dabei werden die Pflanzen optimal mit Nahrstoffen versorgt und unter giinstigen Licht- und Temperaturverhaltnissen kultiviert. Das Ergebnis des Versuches ist die theoretische Schwermetallaufnahmerate iiber einen bestimmten Zeitraum und dient als Orientierungswert zur Abschatzung der Schwermetallaufnahme durch die Pflanzen im Freiland.

9.4 Technologie der Bodensanierung 9.4.1 Bodenvorbereitung und Aussaat oder Pflanzung Nach Abschatzung der Pflanzenverfiigbarkeit der Schadstoffe miissen die allgemeinen Bodeneigenschaften ermittelt werden, um Technologien zur Bodensanierung zu planen und Strategien zur Erhohung der Pflanzenverfiigbarkeit der Schwermetalle zu erarbeiten. Fur die Entwicklung einer Sanierungspflanzung sind nicht nur die herrschenden Boden- und Nahrstoffverhaltnisse vor Ort entscheidend. Die Vegetationsentwicklung vollzieht sich in Jahresgangen. Fehler in der ersten Vegetationsperiode konnen erst, wenn iiberhaupt, im nachsten Jahr korrigiert werden. Hauptfaktoren fur die Planung sind angestrebter Deckungsgrad, Niihrstoffversorgung und phy sikalische Eigenschaften des Bodens und pflanzensoziologische Aspekte (Artengemisch, Monokulturen). Mit Hilfe einer nach pflanzensoziologischen Gesichtspunkten zusammengesetzten Artenmischung wird eine natiirliche Vegetationsentwicklung eingeleitet, die im folgenden sich selbst iiberlassen oder bei Bedarf mit okologisch greifenden Mafinahmen forciert

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Biologi.schc~Sunior-irtig .sc~h~~.c~rniettrllkontrrrlliriier~rr Biiden rnir

P/ltrnxti

werden kann [ 3 1 J. Die Richtzahlen fur Mindestgesamtnahrstoffgehalte im Boden sind fur PIOs 20 mg/100 g Boden und fur K 2 0 20-25 mg/ 100 g Boden bei pH-Werten im Bereich von 5,7-8,O. Sollten diese Bedingungen nicht erfullt sein, so mu13 zuerst die Kulturfahigkeit des Bodens hergestellt werden. Dies ist moglich durch die Einarbeitung von Komposten (bei Kultivierung von Rohbodcn bis zu 1000 t/ha, grobe Frischkoniposte fur dichte Tone, Fertigkomposte fur durchlassige Sande) oder eine mineralische Startdungung. Die mineralische Dungung ist vor allem dann notwendig, wenn die Nahrstoffgehalte des Bodens nach organischer Dungung immer noch unter den Richtzahlen fur die Mindestnahrstoffgehalte liegen. Die Hohe der Dungerzugabe ist abhangig von der vorgesehenen Vegetationsart und -dichte. Die Nahrstoffversorgung zur Aussaat oder Pflanzung beeinflufit direkt die VitalitPt der Pflanzung und damit ihre Schwermetallentzugsleistung und den Deckungsgrad 1321. Die Ausbringung erfolgt rnit Dungerstreuern, von Hand oder bei Begrunungen mittels Anspritzverfahren gemeinsam rnit dem Saatgut. Gegebenenfalls ist eine Einarbeitung notwendig, die gemeinsam rnit der Oberbodenlockerung erfolgen sollte. Als nachster Schritt sollte eine Lockerung des Bodens erfolgen. Der Oberboden sollte fur eine gute Vegetationsentwicklung geeignet sein und gegebenenfalls mittels Frasen (Anbaufrase rnit Arbeitstiefen bis max. 25 cm) gelockert werden. Der Unterboden sol1 als Wurzelraum dienen und mu13 vor allem bei tiefgriindigen Verdichtungen aufgerissen werden, ohne eine wendende Bodenbearbeitung durchzufuhren: -

Aufreirjhaken bis zu 35 cm

- Hubschwenklockerer 60-70 cm -

Wippscharlockerer bis 80 cm Tiefenlockerung rnit Stechhublockerer bis I00 cm Arbeitstiefe

Entsprechend der geplanten Sanierung und der eingesetzten Pflanzenart mufi anschliefiend ein Saat- oder Pflanzbeet bereitet werden. Folgende Saat- oder Pflanzmethoden konnen zum Einsatz gelangen:

a) Handsaat -

fur kleine geneigte Flachen wenn Samaschinen und Anspritzmaschinen nicht eingesetzt werden konnen fur Saatmischungen mit unterschiedlichen Korngewichten

b) Maschinensaat -

-

fur ebene Flachen Saatmethoden: Breitsaat Streifensaat Rillensaat Birbenschneesaat

c) Anspritzverfahren -

fur grofie geneigte Flachen gleichzeitiges Ausbringen von Dunger, Humusstoffen, Hydrosilikaten, Bodenfestiger und Mulchmaterial moglich

Technologie der Bodensonierung

245

d) Handpflanzung - Lochpflanzung bei Stauden und anderen groaeren Pflanzen auf ebenen oder schwach geneigten Flachen - Rillenpflanzung bei erosionsgefahrdeten Hanglagen e) Maschinenpflanzung - fur Jungpflanzen in Reihe auf ebenen bis schwach geneigten Flachen f) Lebendverbau am Hang (Bodenfestigung) - Stabilbauweise zur tiefgriindigen Bodenfestigung, z. B. Heckenlagen, Hangfaschinen, Cordenbau - Deckbauweise zur flachenhaften Abdeckung, z. B. Rasenverlegen, Normalsaat, NaBsaat, Mulchsaat - Erosionsschutz bei Boschungen.

Die Artenzusammensetzung sollte sowohl entsprechend der in den Voruntersuchungen selektierten Sanierungspflanzen als auch nach okologischen und landschaftsgestalterischen Gesichtspunkten erfolgen unter Beriicksichtigung der Standortverhaltnisse. Wenn verschiedene Methoden zur Auswahl stehen, dann sollten Pflanzverfahren bevorzugt werden, da derartig gegriindete Bestande eine schnellere positive Wirkung auf den Boden (Verwurzelung, Wasserspeicherung) aufweisen und konkurrenzfhiger gegenuber unenvunschten Beipflanzen sind. Gunstigstenfalls sollten Pflanzverbande gebildet werden, d. h. Gruppen zu je 10-20 Pflanzen (bis 100-250 Stuck) in Quadrat-, Rechteckoder Dreieckverbanden. Die gunstigste Saat- oder Pflanzzeit richtet sich nach den Anspriichen der gewahlten Pflanzen, bei Stauden und Grasern sind es die Monate April bis Juni. Bei Verwendung von Containerpflanzen ist die Bestandsgriindung die gesamte Vegetationszeit iiber moglich, indes ist das Wachstum auBerhalb der vegetativen Phase stark verringert. Damit werden auch die technischen Funktionen wie Schwermetallentzug, Verhinderung des Austrages der Schadstoffe in tiefere Bodenzonen und Erosionsvermeidung beschrankt oder uberhaupt nicht wirksam. Urn Verluste zu vermeiden, sind fur eine zeitlich abgestimmte Pflanzung die EinfluSfaktoren zu beriicksichtigen [ 3 3 ] . Generell sollte die Aussaat oder Pflanzung von Fachleuten durchgefuhrt werden.

9.4.2 Dungung und Pflege Je nach Standorteigenschaften und Nihrstoffanspriichen der eingesetzten F'flanzen muIJ wahrend der Vegetationsphase eine zusatzliche Nahrstoffversorgung erfolgen. Diese sollte so gering wie moglich dosiert werden. Bei der Pflanzenauswahl sollte die naturliche Nahrstoffversorgung des zu sanierenden Bodens in Betracht gezogen werden und gegebenenfalls auf anspruchslosere Pflanzenarten zuruckgegriffen werden. Unbedingt mu13 die Wirkung der Nahrstoffgabe auf den Sauregehalt des Bodens, die Schwermetallmobilitat und die Ionenkonkurrenz (Pflanzenwurzeln sind nicht in der Lage, zwischen Nahr- und Schadstoffionen bei gleicher Wertigkeit zu unterscheiden) beriick-

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Biolofiisclie Snriieriiri,g .sc~l~~.r~rriizetciIlliorzttrriiiniertrr B i i h riiit

Pfkitizeti

sichtigt werden. Bestandsgriindungen konnen nicht in jedem Falle sich selbst uberlassen bleiben. Vor allem bei einigen Arten, die nur eine langsame Jugendentwicklung aufweisen, ist eine unerwunschte Begleitflora der Bestandsbildung abtraglich. Die mechanische Pflege durch Maschinen oder von Hand ist dem Einsatz von Herbiziden vorzuziehen. Wichtige Nebeneffekte einer Hacke sind die oberflkhliche Bodenlockerung und die Fiirderung der Bodendurchluftung, was sich auch auf die Mikroorganismenentwicklung positiv auswirkt.

9.4.3 Ernte und Verwertung Generell sollten Pflanzenarten fur die Bodendekontamination bevorzugt werden, die die Schadstoffe in oberirdische, maschinell erntbare Pflanzenteile einlagern. Mussen Knollen oder Rhizome geborgen werden, so bedeutet das immer eine zusatzliche mechanische Beeinflussung des Oberbodens und eine vollige Zerstorung der Vegetationsdecke wlhrend der Ernte. Die abzuerntenden Pflanzen sollten gemaht und anschlieljend schonend von der Flache entfernt werden, beispielsweise durch Verpressung in kubische Groljballen. Generell ist die Ganzpflanzenemte zu bevorzugen, da einerseits die Ernteverluste und damit die Verschmutzung gering gehalten werden konnen und andererseits eine effektive Trocknung zur Lagerung und Venvertung moglich ist. Auf die Nutzung eincr Hackselgutlinie sollte verzichtet werden, da besonders bei trockenem Pflanzenmaterial die Verschmutzungsgefahr fur die Umwelt durch kontaminierten Staub und Pflanzenkleinteile zu grolj ist. Fur Ernte und Transport kann landwirtschaftliche Technik eingesetzt werden. Nach AbschlulJ der Bodendekontamination 1st zu prufen, ob sich in der Wurzelzone Schadstoffe akkumuliert haben. Liegt ein erhohter Schwermetallgehalt in den Wurzeln vor, so sollten Wurzelstocke und Hauptwurzeln aus dem Boden entfernt werden. Dies erfolgt gunstigstenfalls im Rahmen der Bodenvorbereitung fur die sich der Sanierung anschlieBende Landschaftsgestaltung. Eine weitere Moglichkeit der Ernte, besonders bei Pflanzen, die Schwermetalle verstarkt in das Wurzelsystem einlagern, ist die zwei- bis dreimalige Ernte der oberirdischen Sproljteile im Jahr und die Entfernung des Wurzelsystems nach zwei Jahren. Das (grune) Pflanzenmaterial wird getrocknet und anschlieljend thermisch verwertet. Die in der Asche und im Filtersystem anfailenden Ruckstande werden als Sonderabfall entsorgt. Welcher technologische Ablauf auch immer fur die Entfernung der Pflanzen vom Boden gewahlt wird, folgende Kriterien miissen berucksichtigt werden : 1. Die Ernte sollte so schonend wie miiglich erfolgen, urn eine Schadigung der Pflanzendecke und des Wurzelraumes zu vermeiden. 2. Das Erntegut sollte so trocken und verdichtet wie moglich von der Fliiche entfernt werden, um Trocknungs- und Transportenergie zu sparen. 3 . Die Festlegung des Erntezeitpunktes sollte beriicksichtigen, dalj wahrend der niederschlagsreichen Periode und im Winter eine ausreichende Bedeckung des Bodens zur Erosionsverhinderung gewahrleistet ist.

Miiglichkeiten der Nutrung nachwachsender Rohstofle

247

eingesetzt.

Die thermische Verwertung stellt derzeit die sinnvollste Verwertung von geernteten Pflanzen nach Schwermetalldekontamination dar. In einem Festbett-Thermoreaktor, der fur die Vergasung von festen und zudosierten flussigen, pastosen und staubigen Abfallstoffen unter Luftmangelbedingungen konstruiert wurde, erfolgt die Verbrennung von ,,Okobriketts". Es konnte nachgewiesen werden, dal3 10 bis 30 Prozent Pflanzenmaterial aus der biologischen Bodensanierung in den EntsorgungsprozelJ integriert werden konnen, ohne die Vergasungstechnologie andern zu miissen. Die Brikettierung auch von Reststoffen mit hohem Wasseranteil war moglich. Durch die spezifische Rauchgasreinigung ist die vollstandige Ruckhaltung der Schadstoffe in der Verwertungsanlage moglich [34]. Eine in der Sanierung befindliche Flache 1st in Abb. 9-2 dargestellt. Dabei handelt es sich urn einen sehr heterogenen Boden (Schuttkippe). Ein pH-Wert von 1,9 wurde als niedrigster Wert vor der Sanierung ermittelt (interner Bericht der Firma BioPlanta/Leipzig). Die Flache ist mit Cadmium, Blei und Zink kontaminiert. Wegen der niedrigen pH-Werte ist eine erhohte Verlagerbarkeit der Schwermetalle zu erwarten, die eine Sanierung erforderlich macht.

9.5 Moglichkeiten der Nutzung nachwachsender Rohstoffe fur die Dekontaminierungbelasteter Boden Besonders interessant ist der Einsatz von Pflanzen, die eine okologische Bedeutung besitzen und deren anschliel3ende Verwertung gegeben ware (und damit der wirtschaftliche Entzug der oberirdischen Sproljteile von der zu sanierenden Flache = Ernte). Typische Sanierungspflanzen fur die dargestellte Zielstellung sind Miscanthus sinensis (Chinaschilf) fur das Flachenrecycling und Phragmites communis (Schilf) fur die Gewasserreinigung. Andere geeignete Pflanzen sind Arundo donax, Spartina pektinata und Typha latifolia. Alle diese Pflanzen zeichnen sich durch auljerordentliche Wuchsigkeit und geringe Anspriiche an die chemischen und physikalischen Boden- und Wassereigenschaften aus. Durch ihr weitverzweigtes Wurzelsystem und ihre gute

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RioIogischc

Strriierirrig .rc~k~~~rrriirttrtIX.orttriiiziriirrtrr Riicfrrt rnit PfIait.-rri

Bodenbedeckung wirken sie der Bodenerosion entgegen, die enstehende organische Masse ist fur die thermische Verwertung nutzbar. Bei dieser wirtschaftlichen Nutzung ware gleichzeitig die Ruckgewinnung/Entsorgung der im Pflanzenmaterial angereicherten Schadstoffe miiglich. Andere Pflanzen aus der Gruppe der Monocotyledonen sind beispielsweise Sorghum und Punikum,die in den gemaRigten Breiten bereits als Unkriiuter auftreten. Nach einer zuchterischen Bearbeitung wurden sie als nachwachsende Rohstoffe Gkonomische Bedeutung gewinnen und waren auf kontaminierten Standorten als Nutzpflanzen anbauwurdig. Aus der Gruppe der Dicotyledonen sollen an dieser Stelle nur Euphorbiu, Cetruriu und Anzuranthus retr(!flexusgenannt werden - Pflanzen, die sehr gute umweltgestaltende Eigenschaften besitzen und gleichzeitig Rohstofflieferanten sind. Derartige Pflanzen konnen uber mehrere Vegetationsperioden angebaut, dann geerntet und verarbeitet werden. Beispielsweise konnen bei der Hcrstellung von Okobriketts zusatzlich zu einem Industriebrennstoff Pflanzen aus der biologischen Bodensanierung bis zu einem Anteil von 20% verpreBt und anschliel3end der Energiegewinnung zugefuhrt werden. Bei Nutzung der Vergasungstechnologie des Forschungszentrums Julich werden alle toxischen Abgase im System neutralisiert und die Umwelt nicht belastet. Schadstoffverseuchte Boden, deren Entgiftung mit bisher bekannten Mitteln nicht moglich war, konnen so saniert werden. Mit Schwermetallen grofitliichig verseuchte Standorte werden aufdiesem Wege sanierungsfahig und kiinnen der land- oder forstwirtschaftlichen Nutzung wieder zugefuhrt werden [35].

9.6 Zusammenfassung Die Vorteile der Nutzung von Pflanzen als ,,Sanierungsmittel" sind im besonderen : 0

0

sie sind erneuerbar und reproduzieren sich selbst, sie fugen sich in das Okosystem nahtlos ein, das ,,Sanierungsmittcl" lal3t sich wahrend und nach der Sanierung wirtschaftlich verwenden, das ,,Sanierungsmittcl" stellt selbst einen wertvolles okologisches Input (Potenzierung des Sanierungseffektes) dar, von den eingesetzten Mitteln geht keine Gefahr fur die Umwelt BUS.

Sanierungsergebnisse von Entzugen von 30 bis 50 kg Schwermetallen je Hektar und Vegetationsperiode sind erreichbar. Andere Autoren rechnen mit Schadstoffentzugen zwischen 3 und 12% pro Vegetationsperiode je nach Pflanzenart und Hohe der Anfangskonzentration [ 19, 201. Je nach Mobilitat und Konzentration der Schadstoffe, Masseund Entzugsleistung der angebauten Pflanzenart und Bewirtschaftungsintensitat ist bereits nach wenigen Vegetationsperioden eine deutliche Dekontamination belasteter Flaehen zu verzeichnen. Limitierte Ergebnisse bei der biologischen Bodensanierung mit Pflanzen sind immer dann zu erwarten, wenn die Schwermetalle im Boden stark fixiert sind odcr in tieferen, wenig durchwurzelten Bodenschichten vorliegen. Ebenso muR beachtet werden, dal3 sich das biologische System der Dekontamination uber einen

Litercitur

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Zeitraum von ein bis zwei Vegetationsperioden entwickelt und eine Sanierung erst dann zu erwarten ist. Folgende Bedingungen mussen bei der Planung einer biologischen Bodensanierung mit Pflanzen beriicksichtigt werden : ein- bis zweijahrige Etablierungszeit, bis die volle Leistungsfiihigkeit der Sanierungspflanzung erreicht ist, - der Sanierungszeitraum erstreckt sich je nach Konzentration und raumlicher Verteilung der Schwermetalle iiber einen Zeitraum von bis zu zehn Jahren, - Sicherung der Entsorgung/Verwertung des Pflanzenmaterials. -

Die Kosten fur die biologische Bodensanierung mit Pflanzen liegen zwischen loo00 und 50000 DM je Hektar und Jahr. Dabei wurden keine aufiergewohnlichen Aufwendungen fur die Rekultivierung oder Urbarmachung des zu sanierenden Standortes beriicksichtigt und die Entsorgung und thermische Verwertung der Pflanzenteile zu den Selbstkosten kalkuliert.

9.7 Literatur [ I ] Fleming, G., Thomson, L., in: Altlastenscinieruri~:Arcndt, F., Annokee, G. J., Bosman, R., van den Brink, W. J. (Hrsg.) Kluwer Academic Publisher, Dordrechts 1993,865 - 876 [2] Eckart, R., Rutz, E., Wood, R., in: Altlcistensnnierutzg: Arendt, F., Annokee, G. J., Bosman, R., van den Brink. W. J. (Hrsg) Kluwer Academic Publisher, Dordrecht IYY3,933 - 935 [3] Holm, P. E., Andersen, B. B. H., Christenden, Th. H., in: Alflustensccnierung:Arendt, F., Annokee, G. J., Bosman, R., van den Brink, W. J. (Hrsg.) Kluwer Academic Publisher, Dordrecht 1993,489-491 141 Traulsen, B.-D., in: Umwelttechnologieforum:Springer, M. (Hrsg.) KongreB No. 30, 1992 151 Traulsen, B.-D., Schonhard, G., Lundwirtscti. Forsch., 1987.40, 364-370. [6] Zeien, H., Briimmer, G. W., Mitt. Dtsch. Roderzkundl. Gesellsch., 1989, 59/1, 505-5 10 [7] Burghardt, W., Hiller, D. A., Thermische Bodenreinigung mit dem RUT-Niedrijitemperatun,rvfrrhren, Versuchs- und Untersuchungsergebnisse, Essen 1991. [8] Seifert, A., Becker, U., Barth, A., in: Altlastenscitiierung: Arendt, F., Annokee, G. J., Bosman, R., van den Brink, W. J. (Hrsg.) Kluwer Academic Publisher, Dordrechts 1993,339 - 340 [9] Briimrner,G. W.,Horing,V.,Hiller,A. D.,Mitt. Dtsch. Bodenkundl. Gesellsch., 1991,63,31-43 1101 Schmilling, C. G, in: Handbuch des Bodenschutzes: Blume, H.-P. (Hrsg.), Ecomed, Landsbergnech 1990,258-304 [ I I ] DIN 38414 Teil 7 [I21 Wallnofer, P. R., Engelhardt, G., in: P~~inientoxikoloRie: Hock, B., Elstner, E. F. (Hrsg.), BI Wissenschaftsverlag, Mannheim 1984,95- 114 [ 131 Megnet, R., in: Umwelttechnobgief~rut~i: Springer, M. (Hrsg.) KongreB No. 30, Berlin 1992 [ 141 Rauser, W. E., Plant Sci. Lett., 1984,33,239-247 [IS] Salt, D. E., Proc. R. Soc. Lond. Sec B, IY89,236,79-89 [I61 Kahle, H., in: Umwelttechnologieforum: Springer, M. (Hrsg.) KongreB No. 30, Berlin 1992 [ 171 Friedrich, E., in: Umwelttechnologieforum: Springer, M. (Hrsg.) KongreB No. 30, 1992 [ 181 Haase, E., in: Umwelttechnologieforum:Springer, M. (Hrsg) KongreB No. 30, Berlin 1992 [ 191 Wilke, B. M., Metz, R., in: Altlastensanierung: Arendt, F., Annokee, G. J. Bosman, R., van den Brink, W. J., (Hrsg.) Kluwer Academic Publisher, Dordrecht 1993,573-574 [20] Zierdt, K., Moglichkeiten und Grenzen von Schwermetalltransferbetrnchtunjien in GefaJversuchen, unveroffentlichte Mitteilung 1993

250

Biologische Satiieritng .sciiwerinet~illkoiitcirniriirrterBiideri niit Pj?un:en

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10 Wiederverwertung biologisch sanierter Boden ( K . Alef)

Unter Beriicksichtigung okologischer und okonomischer Aspekte ist es erstrebenswert, sanierte Bijden wiederzuverwerten anstatt sie zu deponieren. Der Boden wird im Laufe der Sanierung normalerweise auf Schadstoffkonzentration und mikrobiologische Parameter (s. Kapitel 3 und 5 ) untersucht. Nach Erreichen des Sanierungsziels vor der Freigabe kann der aufbereitete Boden einer erneuten Untersuchung unterzogen werden. Die dabei ermittelten Qualitatsmerkmale wie Humusgehalt, mikrobielle Aktivitaten, Wasserspeichervermogen, Kornung, Pflanzenvertraglichkeit, Unkrautfreiheit und hygienische Unbedenklichkeit stellen wichtige Voraussetzungen fur die Wiederverwertung des Bodens dar. Aus finanziellen Griinden wird in der Sanierungspraxis darauf allerdings meist verzichtet. Die Verwendungsmoglichkeiten fur den gereinigten Boden sind vielfaltig, werden aber stark durch das angewandte Sanierungsverfahren beeinfluBt. Da die thermische Bodensunierung die Bodenstruktur verandert und die biologische Komponente vernichtet, stellt ein Einsatz des so behandelten Bodenmaterials beim Bau von Larmschutzwanden oder beim StraSenbau allgemein eine praktische und sinnvolle Wiederverwertung dar. Chemische Bodensanierungsverfahren, bei denen die Immobilisierung von Schwermetallen, PAK, PCB und anderen organischen Stoffen erfolgt, haben das Ziel, den Boden vor Ort wieder einzubauen und fur die Nachfolgenutzung vorzubereiten. Dabei mu0 gewahrleistet sein, da13 von dem Boden keine Gefahrdung fur die Umwelt ausgeht. Verschiedene Projekte haben gezeigt, da13 sich chemisch sanierte Boden gut fur die Bauwerksgriindung und die Revitalisierung von Industriestandorten verwerten lassen [ 11. Wie bei anderen Sanierungsverfahren ist auch durch die biologische Bodensanierung eine Wiederherstellung vollig unbelasteter Boden kaum erreichbar (s. Kapitel2) und die Wiedervenvertung solcher Boden deshalb nicht uneingeschrankt moglich. Neben dem Verbleib von biologisch nicht verfugbaren und damit meist nicht eluierbaren Restkontaminationen im Boden konnen mikrobiologische Sanierungen zur Bildung von Metaboliten fuhren. Vor der Ausbringung des Bodenmaterials ist daher die Frage zu stellen, inwieweit biologisch sanierte Boden toxisch relevante Metaboliten enthalten (s. Kapitel7), ob diese loslich sind und durch Auswaschung direkt ins Grundwasser gelangen konnen. Auch zunachst adsorptiv gebundene Metaboliten unterliegen meist einer Desorption und konnen somit langfristig ausgetragen werden [2, 31. Ein biologisch saniertes Bodenmaterial bietet sich unter Einhaltung bestimmter Kriterien fur den Einsatz im Griinflachen- und Landschaftsbau an, wogegen eine Verwendung als verdichtungsfaihiges Tragschichtmaterial an der mangelhaften Verdichtbarkeit der meist verwendeten organischen Zuschlagstoffe wie Rindenmulch 0.a. scheitern kann. Auf dem Gebiet der Wiedervenvertung biologisch sanierter Boden besteht noch ein grol3er Forschungs- und Entwicklungsbedarf.

252

Wiedrn,enc.ertirii,qhiolosqiscli sariirrtrr B h c h

Im folgendem Kapitel werden erprobte und in Entwicklung betjndliche Verfahren zur Wiederverwertung biologisch sanierter Boden unter Berucksichtigung der rechtlichen Grundlagen, die die Wiedervenvertung sanierter Boden regeln, vorgestellt und diskutiert.

10.1 Rekultivierungsmahahmen 10.1.1 Standortrekultivierung Der weitaus groate Teil der erfolgeich sanierten Boden wird zur Rekultivierung von Deponien oder Industriestandorten, wie z. B. Sand- und Kiesgruben, Steinbruchen oder Flachen aus dem Tagebau, eingesetzt. Die Betreiber dieser Standorte haben in der Regel die Auflage, nach abgeschlossener Nutzung der Gruben usw. Maanahmen zur Wiederherstellung einer intakten Landschaft durchzufuhren. Diese Rekultivierungsarbeiten stehen unter der Aufsicht verschiedener Umweltbehorden. Es werden nur solche Boden zur Verfullung akzeptiert, die den besonderen Anforderungen des Standortes genugen. Die zu rekultivierenden Flachen werden mit Fullmaterial unterschiedlicher Herkunft aufgefiillt; als abschlieljende Schicht wird jedoch eine etwa 1 m dicke Schicht von moglichst standorttypischem Mutterboden aufgetragen. Damit ist eine weitgehende Nutzung des Gellndes gewahrleistet; eine Einschrankung besteht jedoch bei einem Eingriff in den Boden, z. B. bei Fundamentbauten. Wurde dabei die sanierte Bodenschicht mit einer durch die Sanierungsziele gegebenen Restbelastung erreicht, konnten besondere VorsichtsmaBnahmen bei Bauarbeiten notwendig werden. Dies konnte u. a. durch einen Eintrag in das Grundbuch rechtlich abgesichert werden.

10.1.2 Bodenrekultivierung Die Bodenrekultivierung mit Pflanzen stellt eine okologische Mfiglichkeit zur Wiederverwertung von sanierten Boden dar. Im allgemeinen hangt der Erfolg der Rekultivierung enscheidend von folgenden Faktoren ab: 1. Bodenkontamination (Schadstoffe, Konzentrationen) 2. Bodentyp (Pflanzenverfugbarkeit der Schadstoffe) 3. Ptlanzenart.

Planung und Durchfiihrung der Rekultivierung sind sanierungsfallspezifisch und konnen durchaus unterschiedlich sein.

Rekultivieru~i~smuJ3nahmen

253

10.1.2.1 GefaiBversuche Vor der Flachenkultivierung werden im allgemeinen GefaBversuche in Gewachshausern oder Vegetationsstationen [4]durchgefuhrt, um Orientierungshilfen bei der Auswahl der Pflanzenarten zu erhalten und um den Erfolg der Kultivierung abschatzen zu konnen. Zur Zeit gibt es allerdings keine allgemeingultigen Methodenvorschriften zur Durchfuhrung von GefaBversuchen;die vorhandenen Arbeitsmethoden werden jeweils den Rahmenbedingungen angepaBt. Die am meisten verwendete Versuchsanordnung beginnt mit dem Abfullen des saniertenBodensinTopfe. DanachwerdenSaatkornerinetwa0,5 bis 1.5 cmTiefe gelegt. Die Topfe werden abgewogen, und deionisiertes Wasser wird zugegeben, bis 60-80% der maximalen Wasserhaltekapazitat erreicht sind. Die Topfe werden im Gewachshaus oder in einer Vegetationsstation aufbewahrt. Es ist erforderlich, den Feuchtegehalt des Bodens in Zeitabstanden neu einzustellen. Ein Problem ist bei diesen Versuchen aber die Auswahl des Kontrollbodens. Meist wird der gleiche, aber nicht kontaminierte Boden oder ein Boden mit ahnlicher Beschaffenheit als Kontrolle venvendet. Die Temperatur, die Beleuchtungsintensitat und die Dungerzugabe werden je nach Pflanzenart eingestellt. Das Pflanzenwachstum (Hohe der Pflanze, Biomasse, Mangelerscheinungen) wird im Laufe von 3 bis 5 Monaten verfolgt. Am Ende der Versuche wird den Schadstoffentzug durch die Pflanze ermittelt. Die mit diesem Verfahren ausgewahlten Pflanzenarten konnen fur Flachenkultivierung eingesetzt werden.

10.1.2.2 Rekultivierung von Flachen Der Boden kann nach Beendigung der Sanierung wieder auf dem Gelande ausgebracht und verteilt werden. Die GroBe der zu kultivierenden Flache ist in der Regel begrenzt und hangt von der GroBe des zur Verfugung stehenden Gelandes ab. Fur die Rekultivierung werden Pflanzenarten ausgewahlt, die einerseits bestimmte Konzentrationen von Schadstoffen tolerieren und andererseits auf dem zu rekultivierenden Boden gut wachsen konnen. Bei der Bewirtschaftung der Flache orientiert man sich an allgemeingultigen Bewirtschaftungs- und Dungungsempfehlungen. Je nach Bodentyp und Bodenkontamination sollte aber die Boden- und Standortbezogenheit starker berucksichtigt werden. Eine flachendeckend Bewasserung sollte installiert werden, um das Pflanzenwachstum auch bei anhaltender Trockenheit zu gewahrleisten. Nach dem Frasen der Flachen und der Einsaat wird das Pflanzenwachstum (Hohe der Pflanzen, Biomasse, Mangelerscheinungen) im Laufe von mehreren Monaten (3 bis 4 Monate) verfolgt. Am Ende wird die Schadstoffkonzentration in der Pflanze und im Boden ermittelt.

Diskussion Bisher existieren nur wenige Erfahrungen auf dem Gebiet der Rekultivierung sanierter Bijden. Ein hierzu durchgefuhrter Pilotversuch bezog sich auf die Rekultivierung von mikrobiologisch saniertem Boden, der mit Mineral01 kontaminiert war. Die G r o k der

254

Wirden7enverrirrig hiologisch scinierter Bikicrl

zu rekultivierenden Fliiche betrug 19 170 m'. In dem Pilotversuch wurden folgende Rekultivierungsmischungen eingesetzt 151: 0

0

0

0

Leguminosenmischung ,,Lupine": eine Zusammenstellung verschiedener Schmetterlingsblutler mit einem Anteil von uber 50% Lupine als Tiefwurzler zur Grunlanddungung und Bodenverbesserung Meliorationsmischung ,,Sand": eine Zusammenstellung aus Schmetterlingsblutlern, verschiedenen Grilsern und Sonnenblumen, speziell abgestimmt auf sandige Boden Krhtermischung ,,Magerrasen": uber 40 heimische Wildpflanzenarten ergeben eine artenreiche Grasermischung Grasermischung ,,Schafgarbe": eine Mischung robuster Graser wurde fur Rekultivierungszwecke mit dem Heilkraut Schafgarbe erganzt.

Die Fllchen wurden im Friihjahr gleichzeitig gefrast und besiit. Drei Monate nach der Einsaat waren die Flachen durchgehend gut bewachsen. Fur die Rekultivierung eigneten sich Mischungen mit Schmetterlingsblutlern (Leguminosen) wie zum Beispiel die Leguminosenmischung ,,Lupine" oder die Meliorationsmischung ,,Sand" am besten m r schnellen und intensiven Begrunung, zur Grunlanddungung, Bodenvorbereitung und Herstellung des okologischen Gleichgewichts im sanierten Boden [51.Der Abbau mineralischer Kohlenwasserstoffe (MKW), gemessen nach DIN 38409/ HIS, reduzierte sich durch die Rekultivierung ausgehend vom Sanierungsziel
10.2 Humifizierung Als weitere Moglichkeit zur Sanierung und Wiederverwertung von Boden wird eine kontrollierte Nutzung von Humifizierungsprozessen in Verbindung mit Rekultivierungsmahahmen vorgeschlagen [2, 61. Die Humifizierung sol1 unter Verwertung von organischen Abfallen durchgefuhrt werden; der entstandene humushaltige Boden sol1 fur die Rekultivierung von Brachflachen verwendet werden. Es liegen allerdings keine Erfahrungen mit dieser Technologie vor. Fur die Realisierung der kontrollierbaren Humifizierung sind noch Forschungs- und Entwicklungsarbeiten im Bereich der Steuerungsmoglichkeiten von Humifizierungsprozessen sowie bei der chemisch-analytischen und toxikologischen Beurteilung der Humifizierungsprozesse [ 2 ] notwendig.

Rechtliche Grundlagen

255

10.3 Rechtliche Grundlagen Organische Substanzen unterliegen im Boden einem kontinuierlichen Abbauprozefi. Es besteht langfristig, sei es bei der Humifizierung oder bei der Rekultivierung, die Gefdhr einer Freisetzung toxischer Stoffe. Es ist vollig ungeklart, wie sich diese organischen Schadstoffe verhalten und ob toxische Metaboliten bzw. Ausgangschemikalien freigesetzt werden konnen. Anorganische Schadstoffe im Boden unterliegen auch verschiedenen Prozessen, die zur Auswaschung und Verlagerung dieser Stoffe fuhren konnen. Diese Fakten bzw. offenen Fragen sind im Zusammenhang mit der Langzeitabschatzung des Gefahrdungspotentials von sanierten Biiden von grol3er Bedeutung. Deshalb stehen der Wiederverwertung sanierter Boden genehmigungstechnische Probleme im Wege. Je nach Schadstoffbelastung wird die Nutzung der Boden mehr oder weniger eingeschrankt [7]. Die technischen Regeln sind in Deutschland landerspezifisch, bundesweite Regelung existiert noch nicht. Als Beispiel wird hier das LAGA-Papier vorgestelt [7], bei dem es sich noch nicht um die endgultige Fassung handelt. Das LAGA-Papier ist auch noch keine rechtsverbindliche Richtlinie. Es gilt fur Bodenmaterial (wie Bodenaushub, olverunreinigte Boden, Bauschutt und Erdaushub mit schadlichen Verunreinigungen, sonstige Boden mit schadlichen Verunreinigungen, Bauschutt und Strafienaufbruch), das bei Baumaonahmen, Altlastensanierung sowie nach Unfallen mit umweltgefahrdenden Stoffen anfallt. Untersuchungen zur Beurteilung der Restbelastung sind auch bei sanierten Boden durchzufuhren. Art und Umfang der Untersuchungen hangen von der Beschaffenheit des Materials und den Verdachtskriterien am Enstehungsort (Homogenitat, heterogene Verteilung von Inhalts- und Schadstoffen und Erkenntnissen aus der Vorgeschichte des Standortes) sowie der geplanten Venvertung ab. Das Gefahrdungspotential des Materials ist fur die Schutzguter nach $ 2 Abs. 1 AbfG, insbesondere fur die Pfade Boden, Wasser, Luft sowie die Gesundheit des Menschen unmittelbar zu ermitteln. Entscheidend ist dabei die Bewertung der Mobilisierbarkeit und des Transfers von Schadstoffen. Fur Boden und Erdaushub werden Zuordnungswerte festgelegt. Dieses Verwertungskonzept unterscheidet nach Einbauklassen mit Unterklassen, deren Einteilung auf Herkunft, Beschaffenheit und Anwendung nach Standortvoraussetzungen basiert [7]. Dariiber hinaus kann nach hydrologischen Eignungsbedingungen und nach Nutzungsbedingungen am Einbauort weiter differenziert werden.

Uneingeschrunkter Einbau, Zuordnungswert 0 (ZO) Bei ZO handelt es sich um einen Schwellenwert fur den Stofftransfer nach Gesichtspunkten der Umweltvertraglichkeit. Die ZO-Werte berucksichtigen vor allem Hintergrund- und Referenzwerte. Als physikalische Gutekriterien gelten die Regeln des StraBen- und Wasserbaus, als hygienische Grenzen die Anforderungen an Kinderspielplatze und allgemein die biologisch-toxikologischen Anforderungen. Wenn das Bodenmaterial aus der Altlastensanierung und/oder der Bodenbehandlung stammt, ist der Einbau in besonders sensible Flachen unzulassig. Besonders sensible Flachen sind:

256 -

Wie~Krr,enz,Prfitri,~ hiologisch sunicvwr Biidcw

Kinderspielplitze Bolzplatze Schulhofe (nicht versiegelt) Klein- und Hausgsrten Trinkwasserschutzgebiete (Zone I und 11). Ofliner eingeschriitiktc2r Einbau ( Z I )

Ein offener Einbau von Boden ist bis zu den Zuordnungswerten Z1.l grundsatzlich moglich. Dies gilt nur fur solche Flachen, die als unempfindlich anzunehmen sind: -

Park- und Freizeitanlagen unbefestigte vegetationsarme Flachen unversiegelte Industrie-, Gewerbe- und Lagerflichen bergbauliche Rekultivierungsgebiete nichtagrarisch genutLte Okosysteme.

Ausgenommen hiervon sind: -

Geplante und ausgewiesene Trinkwasserschutzgebiete (Zone 111) Heilquellenschutzgebiete Uberschwemmungsgebiete Wohngebiete mit agrarischer Nutzung Gebiete, in denen der Grundwasserflurabstand geringer als 1 m ist Gebiete rnit Staunasse.

Der Einbau von Boden rnit Gehalten bis zu den Zuordnungswerten Z1.2 in Gebieten mit hydrogeologisch besonders hohem Ruckhaltevermogen gegenuber Stofftransport undoder dichtender Eigenschaft ist miiglich, wenn ein entsprechender Nachweis vorliegt. Eingeschriinkttpr Eitihuii rnit dejiriierteii technischetz Sicheruiigsnzc~~ricihtnen (22)

Bei Einbau von Boden rnit definierten technischen Sicherungsmaflnahmen, die den Transport von Inhaltsstoffen in den Untergrund und in das Grundwasser verhindern, sind Gehalte bis zu den Zuordnungswerten 2 2 zulbsig. Ausgenommen hiervon sind: - Gebiete in geplanten und ausgewiesenen Trinkwasserschutzgebieten (Zone I-IIA) - Uberschwemmungsgebiete - Gebiete, in denen der Grundwasserabstand geringer als 1 m ist -

Gebiete mit Staunisse.

Bei Einbau nach Z2-Kriterien ist immer ein Kataster zu fuhren und nachprufbar aufzubewahren. Einbair von Biideti in Dtp)tiieti (23)

Die Verwertung von Biiden in Deponien ist nur zu Bauzwecken (innerhalb der Abdichtungssysteme) in Deponiebauwerken zulassig. Baden sind so einzubauen, dalj die Mobilisierbarkeit von Inhaltsstoffen nicht erhoht werden kann. Die Ablagerung von Boden auf Deponien ist grundsatzlich nicht gestattet (Deponienschonung), es sei denn,

Rechtliche Grundlagen

257

eine Behandlung des Bodens ist technisch nicht moglich oder unzumutbar. Fur diesen Fall ist ein Nachweis zu erbringen. Bei Uberschreitung der Zuordnungswerte 2 2 beginnt die abfallrechtliche Uberwachung. Um eine abfallrechtliche Uberwachung zu ermoglichen, ist ein Entsorgungs-/Verwertungsnachweiszu fuhren, wenn die Obergrenze 2 2 uberschritten wird. Der Einbau in Deponien als Baumatenal nach TA-Siedlungsabfall ist moglich - bei Deponieklasse I bis zur Obergrenze 2 3 - bei Deponieklasse 11 bis zur Obergrenze 24. Eine Uberschreitung der Zuordnungswerte 23 ist nur bei Deponien gemail3 TA-Abfall I vom 01.04. 1991 (Sonderabfalldeponien) zulassig. Aufgrund der gesetzlichen Regeln sowie der technischen Moglichkeiten werden in der Sanierungspraxis nur maximal 20% der sanierten Boden fur Einbauzwecke wiedervenvertet. Wegen Mangels an verfugbaren Flachen ist es kaum moglich, grol3e Mengen sanierter Boden zu rekultivieren. Fast 80% der sanierten Boden werden bis jetzt je nach Sanierungsgrad als Ablagerung deponiert. Der Grund liegt darin, dal3 keine uberzeugenden biologischen Sanierungsergebnisse fur Schadensfalle wie z. B mit PAK vorliegen. Weiterhin werden alternative Verfahren wie thermische Sanierungsverfahren verbessert. So werden z. Z. mit PAK kontaminierte Boden thermisch behandelt und anschliel3end deponiert. Die Entsorgung oder Wiederverwertung sanierter Boden ist mit Kosten verbunden. Kostet eine on-site Sanierung beispielsweise etwa 150 DM/t, dann konnen die Kosten, wenn Entsorgungskosten mit berechnet werden, auf etwa 200 DM/t steigen. Trotz der vielen offenen Fragen bleibt eine okologische Wiederverwertung sanierter Boden wunschenswert und stellt meist einen okonomischen Vorteil dar. Um das Ziel zu erreichen, besteht allerdings noch ein grol3er Forschungsbedarf. Tab. 10-1. Zuordnungswerte fur Feststoffuntersuchungen171

Parameter

Zuordnungswerte zo Zl.1 (mgkg) (mgkg)

21.2 (mgkg)

22 (rngkg)

15 1

20 1 I 00 600 10 400 600 400 10 2000 100

Benzol

C PAK nach EPA C PCB Phenolindex Arsen Blei Cadmium Chrom (gesamt) Kupfer Nickel Quecksilber Zink Cyanide (gesamt) Cyanide ( 1 . freisetzbar)

[5'1

10'

02

02

20

30 300 5

50 300

150

100

200 300 200

150

2 300

5 1 000

1

10

50

100 I 50 50 40 0,s

I50

'

nur bei speziellem Verdacht (Einzelwertejedoch kleiner als 0,5)

[

1 erweitertes Programm

' wird gepruft

5

258

Wiedrri,rr-rcrrtirii~ biolt),yisch .scttiicv-ter Biidcw

Tab. 10-2. Zuordnungswerte fur Eluate 171 .-

~~~~

Parameter

~~

5- I 0 PH Leitfiihigkeit I 000 (pS/cm) Sulfat SOOOO Chlorid 20000 TOC AOX 10' EO X Phenolindex 10' Arsen 10 BIei 40 Cadmium 5 Chrom (gesamt) SO Kupfer 100 Nickel SO Quecksilber I Zink loo Cyanide (gesamt) 50 Cyanide { 1. freisetzbar) -~ ~

'

' '

~

Zuordnungawerte Z0 Z1.I ( iFld1)

~

~

~

~~

~

ZI .2

22

(FlP/l)

i@l)

(Icg/I)

5- 10' 2 000

5- 10' 3 000

5.5- 12 6 000

5.5-12 SOOOO

I OOo()0 50000

200000

SO()O(M)

I00000

500000

102

SO'

20000 100'

1.4 ' 10" 5 ' I Oh 10OOOO

1 00 1 20

100

SO

100

5

10 SO

SO 100 50 I 100 SO 10 ~~

~

40

so0 200 3 500

100

23

24

I 500'

100 40 100 20 SO

5000 SO0 loo0 100 100

500 200 500

So00 1000 5 000 5 000

100

SO0

5

-

Bei Abweichung ist die Ursache festzustellen. Bei Uberschreitung entscheidet dcr Einzelatoll-Nachweis. Bei Uberschreitung ist die Ursache zu prufcn. Hiiherc Gehalte, die auf Huniinstoffe zuruckzufiihren sind, stellen kein Atisschltil~kriteriumdar.

10.4 Literatur

Anhang

Danksagung Folgende Abbildungen und Medien wurden freundlichenveise von folgenden Firmen zur Verfugung gestellt: Abbildung 1 -3 : Voith, Heidenheim, Deutschland Abbildung 5-8: IEG Technologies Corp. 1833 D. Crossbeam, Charlotte, NC 28217 USA Abbildung 7-8 : HP-Biotechnologie GmbH, Witten, Deutschland Abbildung 8-8 : EIMCO, Ratingen, Deutschland PAK-Medium: Urnweltschutz Nord, Ganderkesee, Deutschland

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Register

Abbau - mikrobiologischer - von Alicyclen 62

Alkylcycloalkane 205

von Aromaten 63 - von Benzoesauren 70 - von chlorierten Kohlenwasserstoffen 67 - von chlorierten Phenolen 72 - von halogenierten Aliphaten 68 - von halogenierten Benzolen 70 - von polychlorierten Biphenylen 75 - von polycyclischen aromatischen Kcohlenwasserstoffen 73 Abbauoptimierung 18 Abbauparameter - Optimierung 13 Iff. Abbauprodukte 57 Abschlag 16 Acenaphthen 122 Acenaphthylen 122 Acetyl-CoA 64 Adsorption 133, 154 Airlift-Reaktor 144, 153 Airlift-Suspensionsreaktor 22 1 Aktivkohlefilter 38, 188 Alcaligenes 7 1 Alicyclen - Abbau 62 Aliphaten 59 - Abbau 60 - diterminale Oxidation 60 - monoterminale Oxidation 60 - primare Oxidation 60 - subterminale Oxidation 60 aliphatische Kohlenwasserstoffe - abbauende Mikroorganismen 80 Alkane 60 iso-Alkane 60 -

- Abbau 63

alkylsubstituierte Alicyclen 63 Altlasten - okotoxikologische Wirkung 17 1 Amaranthus retroflexus 248 p-Aminobenzoesaure 55 Ammoniumeisen(II1)citrat 53 Ammoniummonooxygenase 68 Aniline 7 1 Anreicherung - BTEX verwertender Bakterien 85 - von Mikroorganismen 79 Anthracen 64,122 antimykotische Wirkstoffe 197 AOX 118 Arbeitsmedizin 30 Arbeitsplatzuberwachung 37,39 Arbeitsschutz 17 Arbeitszonen 32 Arginin-Ammonifikation 49 Aromaten - Abbau 63 - anaerober Abbau 67 - Decarboxylierung 64 - Dehalogenierung 64 - Dehydroxylierung 64 - Demethoxylierung 64 - Desaminierung 64 aromatische Kohlenwasserstoffe - Bestimmung 108 Arundo donax 247 Asphalt 59 Atmungsaktivitat - Basalatmung 46 - Bodenatmung 46 - potentielle 46 - substratinduzierte 46

262

Register

Atmungsrate 135 AufschluBbohrung 15 AushubmaBnahmen 22 Aushubverfahren 17 Austernpilz - Anzucht 198 Avena sativa L. 181 Bacillus phenunthrenicus 9 I Bucterium phenanthrenicunz 9 1 Baggerschurfung 15 Bakterien - aerobe 49 - fakultativ anaerobe 49 Basalatmung 46 Baustelle - Arbeitszonen 32 - Einrichtung 3 1 - Schwarz-WeiB-Anlage 33 - Zonierung 3 1 Behandlungseinrichtungen 1 7 Beliiftung 147 Beluftungsrate 15 I , 192 Benomyl 198 Benzo(a)anthracen 122 Benzo(a)pyren I22 Benzo(b)fluoranthen 122 Benzo(ghi)perylen 122 Benzo(k)fluoranthen 122 Benzoesauren 64 - Abbau 70 Benzol83, 110 Berieselung 202 Bestimmung von Kohlenwasserstoffen 103 Bioaugmentation 133 Biofilter 188 biologische Agenzien 25,27f. biologischer Abbau 57 biologischer Sauerstoffbedarf 138 Biolumineszenz 174 Biomassenkonzentration 147 Biomassenwachstum I35 Biomassenwachstumsrate 147 B ioreaktor - Airlift- 144

Drehtrommelreaktor 2 1 7 21 7 - Ruhrkesselreaktor 2 I7 - Suspensions- 142 - Wirbelschichtreaktor 21 7 Bioreaktoren 2 15ff. Biotin 55 Biotransformation 57 Bioventing 202 Bioverfugbarkeit lo,%, 154,2 15 - von Schadstoffen 6 BioxR-S-Verfahren 2 1 1 Biozonose 131, 136, 168 Boden - Detoxifikation 166 - mikrobielle Aktivitat 46 - Wasserhaltekapazitat 43 Boden-Bioreaktoren 142ff. Bodenagglomerate 220 Bodenatmung 46 Bodenaufbereitung 189f. Bodeneluate - Herstellung 172 Bodenlagerung 44 Bodenluftlanze 13 Bodenluftproben 13 Bodenmikroorganismen 43 - Aktivitat 194 Bodenproben 13 Bodensanierung rnit Pflanzen - Anspritzverfahren 244 - Artengemisch 243 - Aussaat 243 - Ernte 246 - Handpflanzung 245 - Handsaat 244 - Maschinenpflanzung 245 - Maschinensaat 244 - rnit WeiBfaulepilzen 199 - Monokultur 243 - Pflanzenauswahl 234 - Technologie 243 Bodensaule - Ausfuhrungsformen 164 - Leitfahigkeit 165 - Nitratatmung 165 -

- Flachbettreaktor

Register

Bodensaule 164 Bodensuspension 5 I Bodenverbesserung 191 Bodenverunreinigungsschwerpunkte I 3 Bodenwasche 189 Bodenwassergehalt 44 Bohrgu t - Behandlung I8 - Entsorgung 18 Brassica rapa ssp. rapa I8 1 Brassica 235 BSB s. a. biologischer Sauerstoffbedarf 135 BSB-Kurve 135 BTEX - abbauende Bakterien 83 BTEX-Aromaten 108 Bundesseuchengesetz25 Ca-Pantothenat 55 Catechol64 - meta-Spaltung 65 - ortho-Spaltung 66 Catechol-1,2-dioxygenase7 1 Cetraria 248 Chemikaliengesetz 23 Chloramphenicol88 Chlorbenzol 1 10 chlorierte Kohlenwasserstoffe - Abbau 67 chlorierte Phenole - Abbau 72 Chlorphenole 67 - abbauende Mikroorganismen 87 Chrysen 122 CKW s. chlorierte Kohlenwasserstoffe Cometabolismus 58 Cosubstrate 162 Cyanocobalamin 55 Cycloalkane 60 Cyclohexanol - Abbau 62 Czapek-Dox-Medium 88 Daphnia magna 179 Daphnientest 178ff.

Dead-end-Metaboliten9 Dehydrodehalogenierung68 Dehydrogenaseaktivitat49, 168 Dekontamination - von Fahrzeugen 35 - von Geraten 35 Denitrifikation 154 Deponien - Sicherheitsregeln 24 Desorption 133, 154 Desorptionskonstante 157 Deuteromyceten 97 Diauxie 155 Dibenz(ah)anthracen 122 Dichlorbenzol69 1,1-Dichlorethan 109 cis- 1,ZDichlorethan 109 I , I -Dichlorethen 109 trans-1 ,ZDichlorethen 109 Dichlormethan 109 Diesel 53 Di ff usionsvorgange 205 Dimethylsulfoxid 172 Dioden-Array-Technik I27 Dioxygenasen 60,69,75 DMSO 172 DMSO-Reduktion 49 Dosierungssysteme I8 Durchlassigkeitsbeiwert 191,204 Durchlassigkeitsverhaltnisse 1 6 dynamische Verfahren 2 17 EikmandKloke-Werte7 Eingreifwerte 4 , 8 Einhausungen 38 Einkapselung 6 Eisenia fetida 183 Elektronenakzeptoren I53f., 206ff. Emissionsschutz 17 Enteisenung I8 Entmanganung 18 Enzyme - der thermophilen Mikroorganismen 197 EOX 118

263

264

Register

EPA (Environmental Protection Agency) 107 Erfassung 2 1 Erfolgskontrolle 19 Erstbewertung 2 1 Esterasen 159 - Aktivitat 168 Ethylbenzol 83, 110 Euphorhia 248 Ex-situ-Verfahren 187 Expositionspfad 3 Extraktionsverfahren 217,222 FA-Medium 50 Fagus sylvatica 234 Filter - Aktivkohle- 188 - Bio- 188 Filteranlagen 37 fingerprint 107 Fischtest 180 Flachbett-Bioreaktor 2 18 Flavoprotein 60 Fluoranthen I22 Fluoren 122 Fluorescein-Diacetat 49 Folienabdeckung 188 Forderung 16 Gefahrdungsabschatzung 2 I Gefahrdungsermittlung 26 Gefahrdungspotential 59, 17 1 Gefahrstoffverordnung 23, 3 1 Genehmigung - behordliche 190 Genehmigungsplanung 2 1 genetische Variabilitat - von Pflanzen 237 Genotoxizitatstest 17 1 Gentechnikgesetz 25 Gesamtsauerstoffbedarf 135 gesattigte Zone I6 Getreidestroh I96 Gewebekultur - Optimierung 239 Glykolipide 194

Grobabscheider 19 I Grunalgentest 1 76ff. Grundwasser 202 - Kontamination 6 - MeBsteIlen 13 - Untersuchungen 13 Grundwasseraufbereitung - Kosten 2 14 Grundwasserleiter 204 Grundwasserproben I3 Grundwassersanierung - biologische 202 Grundwasserspiegel 203 halogenierte Aliphaten Abbau 68 halogenierte Aromaten - Abbau 69 halogenierte Benzole - Abbau 70 - hydrolytische Dehalogenierung 7 I - oxidative Dehalogenierung 71 - reduktive Dehalogenierung 71 Heat output 49 Hefeextrakt 80 Heizol 53 Hemmtests 137 Henry-Koeffizient I49 Hexachlorbenzol69 Holland-Liste 3 Homogenitat 15 Huminstoffe 57 Hybridisation - von Pflanzen 237 hydraulische Bilanzierung 18 Hydrierungsgrad 58 hydrolytische Dehalogenierung 68 Hydrophobizitlt 155 Hydroxybenzoesauren 64 Hygienemahahmen 36 - kombinierte Verfahren 209 -

In-situ-Sanierung 209ff. In-situ-Verfahren 15,202ff. Indeno( I ,2,3-cd)pyren 122 Infiltration 16

Register

Infiltrationsbrunnen 202 Infiltrations-ForderzellenI 8 Infrarot-Gasanalyser 48 IR-Spektroskopie 153 Isolierung - BTEX verwertender Bakterien 85 - von Bakterien 94 - von Mikroorganismen 79 - von Pilzen 96 Kalk 194 Kationenaustauschkapazitat 228 Keimzahl49 Kohlenwasserstoffbestimmung - H I7-Methode I03 - H18-Methode 103 - IR-Detektion 103 Kompost 191 Kondensierung 58 Konigswasser 229 kontaminierte Boden - mikrobiologische Charakterisierung 43 Kontrolluntersuchung 194 Kornverteilung 15 Labor-Schnelltests 131 Landfarming 188 leichtfluchtige halogenierte Kohlenwasserstoffe - Bestimmung 108 Leistungstexte 30 Leistungsverzeichnis 30 Leuchtbakterientest 173ff. Ligninasen 75 Linum 235 Lipasen 159 Losungsvermittler 155 Luftungsmahahmen 38 Lyase 63 Lysimeter 166 Massenbilanz 156 Massenermittlung 15 Matrixeffekt 141 Medien - nahrstoffarme 49

- nahrstoffreiche

265

49 Mehrschichtmieten 188 mera-Spaltung 63 Metaboliten 58 Metabolitenbildung 209 methanogene Bakterien 68 Methanogenese 67 Methanomonooxygenase 68 Miete - Trockenmiete 193 Mietenbiologie 164 Mietenhohe 188 Mietensimulation 199 Mietenverfahren - dynamisches 200 - klassisches 199 mikrobielle Aktivitat - Bestimmung 46 mikrobielle Populationen 192 - Quantifizierung 49 mikrobiologischer Abbau 205 mikrobiologische Verfahren 187ff. Mikronische 193 Mikroorganismen - Abbau organischer Umweltchemikalien 57ff. - Anreicherung 79 - im Boden 43ff. - Isolierung 79 - Kulturmethoden 79 - Mineralol abbauend 52 - Niihrstoffanspriiche 77 - PAK abbauend 54 - spezielle 164 - sulfatreduzierende 68 - Umweltchemikalien abbauend 52 Mimulus guttatus 234 Mineralisation 57, 73 Mineralol - abbauende Mikroorganismen 52 Mineralolkohlenwasserstoffe - Abbau 59 Miscanthus sinensis 235 Mischkulturen 59, 62 Molekulstruktur 58 Monitoring 20,213

266

Rrgirter

Monooxygenasen 60,64,68 Moraxellu 7 I Most Probable Number 53 Mutagenitat I0 Mycohacterium 73 nachwachsende Rohstoffe 247 Nahrsalzbedarf 145 Nahrsalze 205 Niihrstoffe I93 Naphthalen I22 Naphthalin 64 Nicotinsaure 55 Nitratdosierung 154 Nitrate 208 Nitrifikation 153f. Nitrobacter 136 Nitrobenzole 7 1 Nitrosornonus I 36 Nocardiu 27 okologische Relevanz 17 1 okotoxikologische Prufungen 9 okotoxikologische Verfahren 17 Iff. On-site/off-site-Verfahren 14, 187ff. Odoff-si te-Sanierung - WeilJfaulepilze 195 Optimierung - der Abbauparameter 13 1ff. Optimierungsprogramm 133 OptimierungsprozeB 145 Ordnungsbehorde 22 organisatorische SchutzmaBnahmen 38 organisch gebundene Halogene - adsorbierte (AOX) 1 17 - ausblasbare (POX) 1 17 - extrahierbare (EOX) I 17 - Summenbestimmung 1 17 organische Schadstoffe - abbauende Mikroorganismen 61 organische Umweltchemikalien Abbau 57ff. Orientierungswerte 8 ortho-Spaltung 63 /?-Oxidation 60 oxidative Dehalogenierung 68 ~

PAK abbauende Bakterien 9 1 PAK s. polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe PAK-Oxidation 75 paramagnetischer 02-Detektor 48 PCB s. polychlorierte Biphenyle Penicillin G 88 Pentachlorphenol 69, 72, 87 persistente Verbindungen 58 Persistenz I56 personliche Schutzausrustungen 40 Pflanzen - Adaption 234 - Auswahl234 - genetische Variabilitat 237 - Gewebekultur 238 - Schwermetallaufnahme 240 - zuchterische Optimierung 236 - zur Bodensanierung 227ff. Pflanzenwachstumstest 18 I pH-Regelung 145 pH-Wert 160, 194 Phasenubergangskoeffizient 137, 156 Phasenubergangslimitierung 156 Phazelia 235 Phenanthren 64, 122 Phenole 64 Photobacterium phosphoreum I38 Phragmites corntnirnis 247 Pilze - Isolierung 96 Pleurotus ostreatus 195 polychlorierte Biphenyle (PCB) - Abbau 75 - Adsorptionsaffinitit 75 - Bestimmung I 13 - cometabolische Transformation 75 polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) 63 Abbau 73 - abbauende Mikroorganismen 54 - Bestimmung I22 Polygonurn sachalinense 235 Porenraumgas 168 potentielle Atmungsaktivitat 46 potentielle Basalaktivitat 46 ~

Register

potentielle substratabhlngigeAktivitat 46 POX 118 Priority Pollutants-Liste 69 Probennahme 44 Projektstruktur 20 Proteasen 159 Protocatechuat 64 Protocatechusaure - ortho-Spaltung 66 ProzeBparameter 2 15 Prozeljsteuerung 2 15 Prozeljwasser 168 Prozeljwasserkreislauf 1 92 Pseudomonas 7 1 - Reinkulturen 69 Pseudomonas aeruginosa 27 Pseudomonas putida 175 PTYG-Medium 51 Pumpversuche 13 Pyren 122 Pyridoxamin 55 Pyrophosphate 155 Qualitatssicherung 127 Quantifizierung mikrobieller Populationen 49 RrA-Medium 50 Radlader - mit Vibrationsschaufel 19 1 Rammkernsondierung 13 rechtliche Grundlagen 23 Redoxpotential 67,213 reduktive Dehalogenierung 68 Regenerationsmiete I88 Regenwurmtest 183 Reinigungserfolg 20 Reinkulturen 62 relative Hemmung (RH) 138 Remobilisierung 2 10 Respirometer 47 respirometrischer Test 134 Restschadstoffe 205 RH s. a. relative Hemmung 139 RH-Kurven 140

Rhodococcus 73 Rindenmulch I9 1 Rohrleitungssysteme I8 Rubredoxin 60 Ruckmutationstest 171 Rumex 234 Salmonella 27 Sambucus 234 Sanierung - Durchfuhrung 189 - in "big bags" 200 - mit Pflanzen 227ff.

schwermetallkontaminierter BOden 227ff. Sanierungsareal 15 Sanierungsdokumentation2 1 Sanierungserfolg 205 Sanierungskosten 7 Sanierungspflanzung243 Sanierungsplanung2 1 Sanierungsuntersuchungen 14 Sanierungsverfahren - mikrobiologische 187ff. Sanierungsziele 3ff., 21 3 - technische 9 Sanierungszielwert 206 Sapromat 47 Sauerstoff 207 Sauerstoffdonator 206 Sauerstoffeintrag I47 Sauerstoffversorgung 192 Saugkerzen 228 Saulenversuche I65 Scenedesmus subspicatus 176 Schadstoffe - Abbaubarkeit 202 - Abreicherung 203 - Bioverfiigbarkeit 6 - Desorption 2 15 - Elimination 204 - Irnmobilisierung 2 19 - Verfugbarkeit 194 - Verlagerung 202 Schadstoffinventar 204 Schadstoffverteilung 15 -

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Register

Schlauchkernbohrung 15 Schlufflinsen 205 Schmalwande 204 Schnelltests 133 Schutzausriistungen 40 Schutzkleidung 3 1 SchutzmaBnahmen 36 - organisatorische 38 - technische 37 Schwarz-WeiB-Anlage 33 Schwermetalle - Akkumulation 228 - Bestimmung des Gesamtgehaltes 229 - tixierte 228 - nachlieferbare 228 - Pflanzenverfugbarkeit 228 - sequentielle Extraktion 230 - Toxizitat fur Pflanzen 234 schwermetallkontaminierteBoden Sanierung mit Pflanzen 227ff. Selektion - von Pflanzen 237 semianaerobe Fermentation 198 Shigellu 27 Sicherheit - Arbeitsvorbereitung 29 - Pflichten des Auftraggebers 29 - Pflichten des Auftragnehmers 30 - Planung 29 - rechtliche Grundlagen 23 - technische 23ff. Sicherheitsregeln fur Deponien 24 Sickerwasser 188 Siebtechnik - Schwingsieb 191 - Trommelsieb I91 Sondiemeter 16 SOS-Chromotest 17 1 Spurtinu pektinatLi 247 Sperrinfiltration 204 spezielle Mikrovrganismen 163 Spiralbohrung 15 Spurenelementlosung 5 1 Standortsituation I3 Starterkulturen 192 statische Verfahren 2 17 ~

Steinmehl 194 Sterilisation - des Substrates 196 Steuerungssysteme 18 stochiometrische Bilanzierung I8 Stofftransport 137 Streptomycinsulfat 88 Strippen 193 Stroh 191 Substitutionsgrad 58 Substrat - aerobe Fermentation I97 - Autoklavieren I96 - Herstellung 195 - schadpilzresistentes 197 - semianaerobe Fermentation 198 - Sterilisation 196 - Vorbereitung 195 substratinduzierte Atmung 46 Substratspezifitat 59 sulfatreduzierende Mikroorganismen 68 Summenbestimmung - von organisch gebundenen Halogenen 117 Supercritical Fluid Extraction 107 Suspensionsreaktor 142 Suspensionsverfahren 2 17,2 19 technische Sanierungsziele 9 technische SchutzmaBnahmen 37 technische Sicherheitsaspekte 23ff. technische Vorplanung 17 Temperatur 160, 194 Tenside 155, 194 Testmieten - Begasung 166 - Bewasserung 166 Tetrachlorethen 109 Tetrachlormethan 109 Tetranatriumpyrophosphat 50 Thiamin 55 Toluol 6 4 , 8 3 , 110 Toxizitatswerte 3 Transportbehalter - rnit Flussigstickstoffl
Register

1, I ,2-Trichlorethan 109 Trichlorethen 109 I , 1,2-Trichlortrifluorethan109 Trichlorfluormethan 109 Trichlormethan 109 2,4,6-Trinitrotoluol 10, 206 Triticum 235 Trockenverfahren 2 17 Tryticase BBL 5 1 Typha latifolia 247

Umweltchemikalien abbauende Mikroorganismen 52ff. - organische 57 Unfallgeschehen 25 Unfallverhutungsvorschrift 23 UnfallverhutungsvorschriftBiotechnologie 25 ungesattigte Zone 16 Unterdruck-Verdampfer-Brunnen 2 11 Untergrundabdichtung 188 Untersuchungsstrategie 1 1ff. UVB-Verfahren 2 11 -

Verockerung 2 12 Versickerung 16 Versickerungseinrichtung 18 Versickerungspegel2 12

269

Wachstumsgeschwindigkeit 156 Wachstumsphase 137 Wasseraufbereitungsanlage203 Wasserbehandlungsanlage 18 Wassergehalt 15, 193 Wasserhaltekapazitat - maximale 45 Wasserhaltekapazitat 43 Wasserloslichkeit 10, 58 Wasserstoffperoxid 193, 207 WeiBfaulepilze 79, 195ff. Wendemaschine 191 Wiederverwertung gereinigter Boden 17 Wosthoff-Gerat 48 Xenobiotika 58, 195 Xerotherm-Verfahren 197 Xylol64 m-Xylol 110 0-Xylol 110 p-Xylol 110 Xylol-Isomere 83 Zellvermehrung - Hemmung 176 Zonierung der Baustelle 3 I Zuschlagstoffe 190, 206ff. Zygomyceten 97

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