Untersuchungs- und Überwachungsmethoden 
für die Beurteilung natürlicher Selbstreinigungsprozesse 
im Grundwasser 
 
 
  
 
 
Von der Fakultät für Bau- und Umweltingenieurwissenschaften der 
Universität Stuttgart zur Erlangung der Würde eines 
Doktor-Ingenieurs (Dr.-Ing.) genehmigte Abhandlung 
 
 
 
Vorgelegt von 
Ralf Wege 
aus Marburg 
 
 
 
 
 Hauptberichter: PD Dr.-Ing. B.Barczewski 
 Mitberichter: Prof. Dr. rer. nat. habil. J. W. Metzger 
 Prof. Dr. phil. H. Hötzl 
 
 Tag der mündlichen Prüfung: 19. Mai 2005 
 
 
 
 
 
 
 
Institut für Wasserbau der Universität Stuttgart 
2005  
 
  
 
 
Heft 143 Untersuchungs- und 
Überwachungsmethoden für 
die Beurteilung natürlicher 
Selbstreinigungsprozesse im 
Grundwasser 
 
von 
Dr.-Ing. 
Ralf Wege 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Eigenverlag des Instituts für Wasserbau der Universität Stuttgart 
 D93 Untersuchungs- und Überwachungsmethoden für die Beurteilung natürlicher 
Selbstreinigungsprozesse im Grundwasser 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Titelaufnahme der Deutschen Bibliothek 
 
Wege, Ralf: 
Untersuchungs- und Überwachungsmethoden für die Beurteilung natürlicher 
Selbstreinigungsprozesse im Grundwasser / von Ralf Wege. Institut für 
Wasserbau, Universität Stuttgart. - Stuttgart: Inst. für Wasserbau, 2005 
 
(Mitteilungen / Institut für Wasserbau, Universität Stuttgart: H. 143) 
Zugl.: Stuttgart, Univ., Diss., 2005 
ISBN 3-933761-46-8 
NE: Institut für Wasserbau <Stuttgart>: Mitteilungen 
 
Gegen Vervielfältigung und Übersetzung bestehen keine Einwände, es wird lediglich um 
Quellenangabe gebeten. 
 
 
 
Herausgegeben 2005 vom Eigenverlag des Instituts für Wasserbau 
Druck: Sprint-Druck, Stuttgart  
  
Vorwort 
Die im Rahmen der Forschungsaktivitäten der Versuchseinrichtung zur Grundwasser- und 
Altlastensanierung (VEGAS) entstandene Dissertation behandelt ein in Deutschland vielfach 
diskutiertes Thema, bei dem es um die Berücksichtigung und gezielte Nutzung natürlicher 
Abbau- und Rückhalteprozesse (Natural Attenuation) im Bereich der Altlastenbearbeitung 
geht. Der Nachweis über die Eignung natürlicher Selbstreinigungsprozesse setzt prinzipiell 
Untersuchungen und ein Monitoring zu verschiedenen standorttypischen Parametern voraus. 
Dies beinhaltet neben der detaillierten Bestimmung der Strömungs- und Transportparameter 
auch die für die Schadstoffabnahme relevanten Parameter. Erst wenn auf deren Basis über 
eine Modellbildung (zeitliche Entwicklung der Schadstofffahne) eine Stationarität bzw. ein 
Schrumpfen der Schadstofffahne sichergestellt werden kann und damit die Qualität einer 
Sicherung vorliegt, kann ein Verzicht auf aktive Sanierungs- bzw. Sicherungsmaßnahmen in 
Betracht gezogen werden.  
Vor dem Hintergrund derzeit noch offener wissenschaftlicher und praktischer Fragestellun-
gen im Hinblick auf die Beurteilung des Selbstreinigungspotentials, hat sich Herr Wege in der 
vorliegenden Arbeit mit den bisherigen Methoden und Strategien auseinander gesetzt. Hier-
bei wurden neue Untersuchungs- und Überwachungsmethoden entwickelt, die bei MNA-
Anwendungen bisher noch nicht zur Ermittlung und Bewertung des natürlichen Rückhalts 
und Abbaus berücksichtigt werden.  
Im Mittelpunkt der Arbeit stand die Entwicklung einer Methode, die eine objektive Aussage 
der PAK-Schadstoffverfügbarkeit zulässt. Die in diesem Zusammenhang ebenfalls konzipier-
te Infinite-Sink-Extraktion erlaubt neben der Quantifizierung der mit Wasser freisetzbaren 
PAK-Schadstoffanteile die Aufnahme idealer Desorptionskinetiken und damit eine Abschät-
zung der Freisetzungsraten sorbierter Schadstoffkomponenten aus Feststoffmaterialien.  
Zusätzlich zu der PAK-Verfügbarkeitsstudie wurden Methoden zur Eingrenzung mikrobiolo-
gisch aktiver Bereiche ausgearbeitet und auf den untersuchten Modellstandort angewendet. 
Für die Identifizierung eisenreduzierender Zonen im Aquifer und für die Abschätzung des 
dort vorliegenden Eisen(III)-oxidationspotentials - in Abhängigkeit der Verfügbarkeit der Ei-
senspezies - wurde ein nasschemisches Extraktionsverfahren entwickelt. Des Weiteren 
konnten erstmals exotherme Abbauprozesse im Aquifer direkt erfasst und abgegrenzt wer-
den. Die messtechnische Umsetzung erfolgte durch die Installation von stationären Tempe-
raturmessfühlern und der kontinuierlichen Aufzeichnung der Aquifertemperatur in unter-
schiedlichen Tiefen entlang der Hauptschadstoffachse. 
Im Ganzen stellen die in der vorliegenden Arbeit von Herrn Wege entwickelten Untersu-
chungs- und Überwachungsmethoden eine wissenschaftlich und ökonomisch interessante 
Alternative bzw. Ergänzung zu den bisherigen Untersuchungs- und Monitoringelementen 
dar, mit denen eine Beurteilung des Selbstreinigungspotentials möglich ist. 
 
Stuttgart, im Mai 2005       Baldur Barczewski 
  
Danksagung 
Die vorliegende Dissertationsschrift entstand im Rahmen eines vom Bundesministerium für 
Bildung und Forschung (BMBF) geförderten Verbundprojektes (Förderkennzeichen 
02WT9955/3) mit dem Titel „Entwicklung einer Methode zum Nachweis der Stationarität von 
PAK-Fahnen im Grundwasser“, das ich am Institut für Wasserbau der Universität Stuttgart 
als wissenschaftlicher Mitarbeiter betreute. Ohne die Hilfe und Unterstützung meiner Arbeits-
kollegen, Projektpartner und Freunde hätte ich diese Arbeit nicht erfolgreich abschließen 
können.  
Meinem Doktorvater Herrn PD Dr.-Ing. Barczewski danke ich herzlich für die Übernahme des 
Hauptreferats. Durch seine vielfältigen Anregungen und wertvollen Diskussionen sowie die 
mir gewährte Freiheit bei der wissenschaftlichen Bearbeitung trug er maßgeblich zum Gelin-
gen dieser Arbeit bei.  
Bei Herrn Prof. Metzger und Herrn Prof. Hötzl möchte ich mich für die Übernahme des Kore-
ferates und die Unterstützung bei der Fertigstellung meiner Arbeit bedanken. Herrn Prof. 
Helmig danke ich insbesondere für die Bereitschaft, als Stellvertreter für meinen erkrankten 
Doktorvater, kurzfristig den Hauptbericht übernommen zu haben. 
Herrn Dr. Klaas gilt mein sehr herzlicher Dank für sein stetiges Interesse am Fortgang der 
Arbeit, sowie für seine Diskussions- und Hilfsbereitschaft über all die Jahre und seine kriti-
sche Durchsicht des Manuskripts. 
Für den schnellen Bau der Sondermessstellen und den vielen anderen notwendigen Auf- 
und Umbauarbeiten sei den Mitarbeitern der Werkstätten des Instituts gedankt. Insbesonde-
re sei hierbei die tatkräftige und engagierte Mithilfe von Jürgen Laich und Henning Eickhoff 
erwähnt. Besten Dank auch an Steffen Hägele und Wolfgang Rempp vom E-Labor für die 
Arbeiten an den Temperatursensoren. Bei den Mitarbeitern des Chemielabors Tanja Fimpel, 
Christina Templin, Tobias Eder und Radoslav Ninov möchte ich mich für die enge und ange-
nehme Zusammenarbeit bedanken.  
Weiterhin danke ich allen Kolleginnen und Kollegen von VEGAS für die angenehme Arbeits-
atmosphäre sowie die freundschaftliche Zusammenarbeit. Insbesondere erwähnt seien hier-
bei Oliver Trötschler, Volker Schrenk, Katrin Batereau, Martin Müller, Johannes Schnieders, 
Thomas Haslwimmer, Philipp Greiner, Ralf Philippin und Jürgen Braun. 
Bedanken möchte ich mich auch bei Timm Bromm und Sylvia Mackenberg für die kritische 
Durchsicht der ersten Fassungen meines Manuskriptes. 
Mein ganz besonderer Dank gilt meinen Eltern sowie meiner Freundin Waty, ohne deren 
Rückhalt und Unterstützung ich es nicht geschafft hätte, die Arbeit fertig zu stellen. 
 
Stuttgart, im Mai 2005       Ralf Wege 
 
 
  I 
 
Inhaltsverzeichnis: 
Abbildungsverzeichnis:....................................................................................................... IV 
Tabellenverzeichnis: .......................................................................................................... VIII 
Abkürzungsverzeichnis:....................................................................................................... X 
Symbolverzeichnis:.............................................................................................................. XI 
Kurzfassung........................................................................................................................ XIII 
Abstract................................................................................................................................XV 
1 Einleitung ....................................................................................................................1 
1.1 Motivation..................................................................................................................1 
1.2 Zielsetzung und Vorgehensweise .............................................................................4 
2 Grundlagen zu Natural Attenuation ..........................................................................7 
2.1 Begriffsbestimmungen ..............................................................................................7 
2.1.1 Natural Attenuation................................................................................................7 
2.1.2 Monitored Natural Attenuation...............................................................................7 
2.1.3 Enhanced Natural Attenuation...............................................................................8 
2.2 Entwicklungsstadien von Schadstofffahnen..............................................................8 
2.3 Grundlegende Prozesse bei Natural Attenuation......................................................9 
2.3.1 Transportprozesse.................................................................................................9 
2.3.2 Verdünnung.........................................................................................................12 
2.3.3 Sorption / Desorption...........................................................................................12 
2.3.4 Biologische Abbauprozesse ................................................................................15 
2.4 Schadstoffverhalten der PAK und BTXE im Grundwasser .....................................17 
2.4.1 Physikalisch-chemische Eigenschaften der PAK und BTXE...............................17 
2.4.2 Mikrobielle Abbaubarkeit der PAK und BTXE .....................................................19 
3 Modellstandort „Stürmlinger Sandgrube“ .............................................................21 
3.1 Lage und Historie ....................................................................................................21 
3.2 Geologie und Hydrogeologie...................................................................................23 
3.3 Ausbau des Messstellennetzes...............................................................................24 
4 Markierungsversuch am Modellstandort................................................................27 
4.1 Verwendete Tracerfarbstoffe...................................................................................27 
4.2 Entwicklung einer Fluorometermesszelle zur Multitracerbestimmung ....................29 
4.3 Durchführung des Markierungsversuchs ................................................................31 
4.4 Tracerdurchbruchskurven .......................................................................................33 
II   
 
4.5 Auswertung des Tracerversuches...........................................................................36 
5 Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK..............................................................39 
5.1 Hintergrund .............................................................................................................39 
5.2 Methodischer Ansatz und Vorgehensweise ............................................................40 
5.3 Auswahl des sandigen Versuchsmaterials..............................................................44 
5.4 Herstellung und Charakterisierung des Versuchsmaterials. ...................................44 
5.5 Extraktionsvorversuche...........................................................................................49 
5.5.1 Vorauswahl der Lösungsmittel und Extraktionsverfahren ...................................49 
5.5.2 ASE-Extraktionsversuche....................................................................................54 
5.5.3 Ultraschall-Extraktionsversuche ..........................................................................57 
5.6 Konzeption eines innovativen Extraktionsverfahrens für wässrige Eluate ..............59 
5.6.1 Aufbau der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung ..................................................60 
5.6.2 Optimierung der Infinite-Sink-Extraktion..............................................................61 
5.6.3 Desorptionskinetik zur Festlegung einer praxistauglichen Extraktionsdauer 
für die Extraktionssequenz ..................................................................................65 
5.7 Festlegung der Extraktionssequenz und Verfügbarkeitsklassen ............................71 
5.8 Oberflächenmessungen ..........................................................................................73 
5.8.1 Messverfahren der Oberflächenmessung ...........................................................73 
5.8.2 Optimierung der Oberflächenmessung................................................................74 
5.9 Durchführung der Extraktionssequenz und Oberflächenmessungen......................76 
5.10 Übertragung der Extraktionssequenz auf Corg-reichen Boden ................................82 
5.10.1 Charakterisierung des Corg-reichen Versuchsmaterials .......................................82 
5.10.2 Anwendung der Infinite-Sink-Extraktion (Mannheimboden) ................................86 
5.10.3 Umsetzung der Extraktionssequenz auf den Mannheimboden ...........................89 
6 Bestimmung der Schadstoffkonzentration im Sediment und Grundwasser 
am Modellstandort....................................................................................................94 
6.1 Hintergrund .............................................................................................................94 
6.2 Grundwasseruntersuchungen .................................................................................95 
6.2.1 Beprobungsumfang und Auswahl eines Tiefenhorizontes ..................................95 
6.2.2 Mittelwertbetrachtung der einzelnen Schadstoffparameter .................................98 
6.2.3 Zeitreihenbetrachtung der 16 EPA-PAK im Grundwasser entlang der 
Fahnenachse für die 19 Beprobungen ..............................................................102 
6.2.4 Zusammenführung der Ergebnisse aus den durchgeführten 
Grundwasseruntersuchungen ...........................................................................106 
6.3 Sedimentuntersuchungen .....................................................................................107 
  III 
 
6.3.1 Abschätzung der sorbierten PAK-Menge über das KOC-Konzept ......................107 
6.3.2 Ermittlung der tatsächlich auf dem Sediment vorhandenen PAK-Gehalte ........109 
6.4 Kolloiduntersuchungen..........................................................................................111 
6.4.1 LIBD-Messungen...............................................................................................112 
6.4.2 ESEM-Messungen.............................................................................................115 
6.4.3 Schlussfolgerungen aus den Kolloiduntersuchungen........................................117 
7 Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort .................118 
7.1 Bestimmung der Eisen(II)/(III)-Gehalte am Modellstandort...................................118 
7.1.1 Hintergrund........................................................................................................118 
7.1.2 Konzeption eines Extraktionsschemas zur Bestimmung der Eisengehalte im 
Aquifer ...............................................................................................................121 
7.1.3 Probengewinnung und Probenvorbereitung für die Eisenuntersuchung am 
Modellstandort ...................................................................................................126 
7.1.4 Eisen(II)/(III) Bestimmung..................................................................................127 
7.2 Bestimmung der Temperatur im Aquifer ...............................................................132 
7.2.1 Methodischer Ansatz .........................................................................................132 
7.2.2 Durchführung der Temperaturmessungen ........................................................134 
8 Bedeutung der erarbeiteten Untersuchungs- und Überwachungsmethoden 
für MNA....................................................................................................................138 
9 Zusammenfassung und Ausblick .........................................................................143 
10 Literaturverzeichnis................................................................................................147 
 
IV   
 
Abbildungsverzeichnis: 
Abbildung 1.1:  Ausbreitungsverhalten von Schadstoffen im Boden und Grundwasser 
(geändert nach [Weber 2002]) .......................................................................1 
Abbildung 1.2:  Draufsicht der Ausbreitung von Schadstofffahnen im Grundwasser ..............2 
Abbildung 1.3:  Untersuchte Themenbereiche ........................................................................5 
Abbildung 2.1:  Beispiel eines MNA-Konzeptes [ITVA 2003] ..................................................8 
Abbildung 2.2:  Phasen der Fahnenentwicklung im Grundwasser bei abbaubaren 
organischen Schadstoffen (abgewandelt nach Doll & Püttmann 1999) .........9 
Abbildung 2.3:  Abfolge der Redoxzonierungen beim mikrobiologischen Abbau 
organischer Belastungen [nach Lovley et al. 1994]......................................16 
Abbildung 2.4:  Strukturformeln ausgewählter PAK (16 EPA-PAK) ......................................17 
Abbildung 2.5:  Strukturformeln der BTXE ............................................................................19 
Abbildung 3.1:  Lageplan der Stürmlinger Sandgrube mit Messstellennetz..........................22 
Abbildung 3.2:  Ganglinie des Grundwasserstandes am Standort „Stürmlinger 
Sandgrube" für den Pegel P 66....................................................................24 
Abbildung 3.3:  Lageplan der Multilevelmessstellen mit schematischer Skizze einer 
Multilevelmessstelle .....................................................................................25 
Abbildung 4.1:  Strukturformeln der Tracerfarbstoffe Uranin, Sulforhodamin B und 
Natriumnaphthionat ......................................................................................28 
Abbildung 4.2:  Schematischer Aufbau eines Fluorometers .................................................29 
Abbildung 4.3:  Schematischer Aufbau der Fluorometermesszelle.......................................30 
Abbildung 4.4:  Fluorometermesszelle ..................................................................................31 
Abbildung 4.5:  Schematische Darstellung des Markierungsversuchs..................................31 
Abbildung 4.6:  Tracerzugabe an Messstelle E1/3 (links) und Aufbau der Vor-Ort-
Messung an Messstelle E2/8 (rechts) ..........................................................32 
Abbildung 4.7:  Durchbruchskurven für ausgewählte Tiefenbereiche der 
Tracerfarbstoffe Uranin, Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat 
(Labormessungen) .......................................................................................34 
Abbildung 4.8:  Fluoreszenzintensitäten für Natriumnaphthionat (Labormessungen)...........35 
Abbildung 4.9:  Durchbruchskurven für ausgewählte Tiefenbereiche der 
Tracerfarbstoffe Uranin, Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat 
(Feldmessungen) .........................................................................................36 
Abbildung 4.10: Durchgangs- und Summenkurve für Uranin (Labormessung)......................38 
Abbildung 5.1:  Modellvorstellung zur PAK-Sorption.............................................................42 
Abbildung 5.2:  Spaltung von huminstoffgebundenem 1,2-Dihydroxyphenanthren ..............43 
Abbildung 5.3:  Ausgangsmaterial.........................................................................................45 
  V 
 
Abbildung 5.4:  Sieblinienkurven des Ausgangs- und Versuchsmaterials ............................45 
Abbildung 5.5:  GC-Chromatogramm eines ASE-Extraktes des eingesetzten 
Versuchsmaterials........................................................................................47 
Abbildung 5.6:  PAK-Gehalte des aufgearbeiteten Versuchsmaterials .................................47 
Abbildung 5.7:  Feststoff TOC mit Keramikschälchen...........................................................48 
Abbildung 5.8:  TC-Verlauf (linkes Bild) und TIC-Verlauf (rechtes Bild) des 
Versuchsmaterials........................................................................................48 
Abbildung 5.9:  Vergleich der Lösungsmittelverfärbung bei Kontakt mit Teeröl ....................51 
Abbildung 5.10: Schematische Darstellung der vorläufigen sequentiellen Extraktion............53 
Abbildung 5.11: ASE-Apparatur zur Extraktion der Feststoffproben ......................................54 
Abbildung 5.12: PAK-Extraktionsausbeuten der drei ASE-Extraktionsvorversuche ..............56 
Abbildung 5.13: PAK-Extraktionsausbeuten der Ultraschallextraktion mit Isopropanol für 
unterschiedliche Extraktionszeiten ...............................................................57 
Abbildung 5.14: Gegenüberstellung der PAK-Extraktionsausbeuten der 
unterschiedlichen Extraktionsvorversuche ...................................................58 
Abbildung 5.15: Schematischer Aufbau der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung ..................61 
Abbildung 5.16: Verlauf der relativen PAK - Gehalte im Wasser und auf dem XAD-2 
Harz (grobporige Gewebehülse) ..................................................................63 
Abbildung 5.17: Verteilung der PAK während des Langzeitdesorptionsversuches................66 
Abbildung 5.18: Zeitliche Darstellung des durch das XAD-2 sorbierten PAK-
Mengenanteils ..............................................................................................67 
Abbildung 5.19: Sorbierte PAK-Menge auf dem XAD-2 Harz der einzelnen 
ausgetauschten Gewebehülsen ...................................................................68 
Abbildung 5.20: PAK Verteilungsmuster auf dem XAD-2 Harz während der 
Desorptionsstudie.........................................................................................69 
Abbildung 5.21: Bilanzierung der PAK-Verteilung nach 50-tägiger Extraktionsdauer mit 
dem XAD-2 Harz ..........................................................................................70 
Abbildung 5.22: Schematische Darstellung der ausgearbeiteten sequentiellen Extraktion ...72 
Abbildung 5.23: Oberflächenmessgerät .................................................................................73 
Abbildung 5.24: Stickstoffisotherme des ungemahlen Versuchsmaterials.............................74 
Abbildung 5.25: Vorgehensweise und Umsetzung der sequentiellen Extraktion ...................77 
Abbildung 5.26: Summe der 16 EPA-PAK der einzelnen Extraktionsschritte ........................78 
Abbildung 5.27: Extraktionsausbeuten der ersten beiden Extraktionsschritte .......................79 
Abbildung 5.28: PAK-Massenverteilung der einzelnen Extraktionsschritte............................79 
Abbildung 5.29: Auswirkungen der Extraktionssequenz auf die spezifische Oberfläche .......80 
Abbildung 5.30: Sequenzextrakte der einzelnen Extraktionsschritte .....................................81 
VI   
 
Abbildung 5.31: Feststoff TC des Versuchsmaterials vor (links) und nach der 
Extraktionssequenz (rechts).........................................................................82 
Abbildung 5.32: Sieblinie des eingesetzten Corg-reichen Versuchsmaterials 
(Mannheimboden) ........................................................................................83 
Abbildung 5.33: PAK-Gehalte des Mannheimbodens ............................................................85 
Abbildung 5.34: TC-Verlauf (links) und TIC-Verlauf (rechts) des Mannheimbodens .............85 
Abbildung 5.35: Verteilung der PAK während der ersten Versuchsreihe des 
Mannheimbodens.........................................................................................86 
Abbildung 5.36: Zeitliche Darstellung des durch das XAD-2 Harz sorbierten PAK-
Mengenanteils des Mannheimbodens..........................................................87 
Abbildung 5.37: PAK-Verteilungsmuster auf dem XAD-2 Harz im Rahmen der zweiten 
Versuchsreihe mit der Infiniten-Sink-Extraktionstechnik 
(Mannheimboden) ........................................................................................88 
Abbildung 5.38: Summe der 16 EPA-PAK der einzelnen Extraktionsschritte ........................90 
Abbildung 5.39: PAK-Verteilung im ersten Extraktionsschritt.................................................90 
Abbildung 5.40: PAK-Massenverteilung für die einzelnen Extraktionsschritte .......................91 
Abbildung 5.41: Sequenzextrakte der einzelnen Extraktionsschritte .....................................92 
Abbildung 5.42: Feststoff TC des Mannheimbodens vor (links) und nach der 
Extraktionssequenz (rechts).........................................................................92 
Abbildung 6.1:  Schematische Darstellung der Multilevelmessstellen ..................................95 
Abbildung 6.2:   Grundwasserprobenahme............................................................................96 
Abbildung 6.3:  Mittelwert der PAK-Grundwasserkonzentrationen aus den 19 
Beprobungen (Summe aus: Naphthalin, Pyren, Acenaphthen, Fluoren 
und Phenanthren).........................................................................................97 
Abbildung 6.4:  PAK-Gehalt im Sediment der Messstelle E1/3.............................................98 
Abbildung 6.5:  Mittelwert der PAK-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 
13-14m) ........................................................................................................99 
Abbildung 6.6:  Mittelwert der BTXE-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 
13-14m) ......................................................................................................100 
Abbildung 6.7:  Mittelwert der CKW-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 
13-14m) ......................................................................................................100 
Abbildung 6.8:  Mittelwert der TOC-Gehalte entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) ....102 
Abbildung 6.9:  Zeitreihe der PAK-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 
13-14m) ......................................................................................................103 
Abbildung 6.10: Konzentrationsverläufe der Messstellen E1/3 und E2/8 (Tiefe: 13-14m) ...103 
Abbildung 6.11: Schematische Darstellung des Untergrundes und der mittleren 
Fließzeiten von Messstelle E1/3.................................................................104 
Abbildung 6.12: Thermoflow (links) und thermischer Sensor (rechts)..................................105 
  VII 
 
Abbildung 6.13: Vertikalgeschwindigkeit der Tiefenmessstelle............................................105 
Abbildung 6.14: Gegenüberstellung gemessener und berechneter PAK-Gehalte für die 
Messstelle E3/15 ........................................................................................110 
Abbildung 6.15: Prinzip der LIBD/LIBS (Laserinduzierte Breakdown Detektion bzw. 
Spektroskopie) nach Ngo Manh et al. [ 2003] ............................................112 
Abbildung 6.16: Teilchenanzahl im Grundwasser entlang Hauptfliesrichtung 
(Messstellen E1/3 - E5/21) .........................................................................113 
Abbildung 6.17: Mittlerer Kolloiddurchmesser entlang der Hauptfließrichtung 
(Messstellen E1/3 - E5/21) .........................................................................114 
Abbildung 6.18: Planare Kontaktoberfläche eines Naphthalinmoleküls ...............................114 
Abbildung 6.19: Aufnahmen der ESEM-Untersuchungen aus der Tiefe von 13-14 m u. 
GOK: (links: Messstelle E1/3; rechts: Messstelle E3/15) ...........................116 
Abbildung 6.20: Aufnahmen der ESEM-Untersuchungen der Messstelle E5/21 aus einer 
Tiefe von 24-25 m u. GOK (links und rechts: SiO2 Verbindungen) ............116 
Abbildung 7.1:  Extraktionsschema zur Eisenbestimmung .................................................122 
Abbildung 7.2:  Vorgehensweise zur Überprüfung der verschiedenen 
Säureaufschlussverfahren..........................................................................124 
Abbildung 7.3:  Wiederfindungsraten für die eingesetzten Eisenverbindungen ..................126 
Abbildung 7.4:  Probenzerkleinerung (von links: Ausgangsmaterial, manuelle 
Zerkleinerung, Mahlung mit Kugelmühle)...................................................127 
Abbildung 7.5:  Eisengehalte des Aquifermaterials (Fe2+ und Fe3+) im Zustrom und im 
Abstrom zur Schadensquelle (Messstellen T26 bis E7/T27)......................128 
Abbildung 7.6:  Eisen(III)-Gehalte aus 0,1 m und 1 m H2SO4-Aufschlüssen.......................129 
Abbildung 7.7:  Eisen(II)-Gehalte aus 0,1 m und 1 m H2SO4-Aufschlüssen........................130 
Abbildung 7.8:  Prozentualer Anteil von Eisen(II)/(III) aus dem 0,1 m H2SO4-Aufschluss...131 
Abbildung 7.9:  Schematische Darstellung der Messanordnung zur Bestimmung der 
Aquifertemperatur.......................................................................................134 
Abbildung 7.10: Vertikales Temperaturprofil der Messstellen T26 (oben) und E7/T27 
(unten) ........................................................................................................135 
Abbildung 7.11: Einfluss der Sommertemperatur auf den Temperaturverlauf im Aquifer ....136 
Abbildung 7.12: Temperaturverlauf im Aquifer entlang des Abstroms .................................137 
 
VIII   
 
Tabellenverzeichnis: 
Tabelle 2.1:  Freiwerdende Enthalpie in Abhängigkeit unterschiedlicher 
Elektronenakzeptoren am Beispiel der Mineralisation von Naphthalin 
[McFarland & Sims 1991] .............................................................................16 
Tabelle 2.2:  Physikalisch-chemische Parameter der 16 PAK der US-EPA Prioritäten 
Liste. Angaben aus: 1) Mackay & Shiu [1977]; 2) Walters & Luthy [1984]; 
3) Yalkowsky & Valvani [1979]; 4) Sims & Overcash [1983]; 5) Miller et al. 
[1985] ...........................................................................................................18 
Tabelle 2.3:  Physikalisch-chemische Parameter der BTXE. Angaben aus: 1) Keeley 
et al. [1988], 2) Abdul et al. [1987], 3) Verschuren [1997], 4) Owens et al. 
[1986], 5) Hodson & Williams [1988] .............................................................19 
Tabelle 3.1:  Schematische Gliederung des Quartärs nach Bartz [1982] .........................23 
Tabelle 4.1:  Zur Wassermarkierung eingesetzte und zugelassene 
Fluoreszenzfarbstoffe...................................................................................28 
Tabelle 4.2:  Details zur Tracerzugabe .............................................................................32 
Tabelle 4.3:  Parameter der Fluoreszenzmessung mit dem Filterfluorometer ..................33 
Tabelle 4.4:  Ergebnisse der verschiedenen Auswertemethoden.....................................37 
Tabelle 5.1:  Kenndaten des eingesetzten Ausgangs- und Versuchsmaterials ................46 
Tabelle 5.2:  GC-MS Bedingungen ...................................................................................46 
Tabelle 5.3:  Charakteristische Kenngrößen des Versuchsmaterials ...............................49 
Tabelle 5.4:  Verwendete Lösungsmittel für die Extraktionsvorversuche..........................50 
Tabelle 5.5:  HPLC-Bedingungen für die analytische Bestimmung der PAK ....................53 
Tabelle 5.6:  ASE-Extraktionsbedingungen für die unterschiedlichen Extraktionsmittel ...54 
Tabelle 5.7:  Wiederfindung von PAK aus dem kontaminierten BAM-
Referenzmaterial ..........................................................................................55 
Tabelle 5.8:  Versuchsbedingungen für die Auswahl der Gewebehülsen und 
Anströmungsart ............................................................................................62 
Tabelle 5.9:  Vergleich der PAK-Freisetzungsraten aus dem Versuchsmaterial...............64 
Tabelle 5.10:  Abgeleitete PAK-Verfügbarkeitsklassen aus der sequentiellen 
Extraktion .....................................................................................................72 
Tabelle 5.11:  Ergebnisse der spezifischen Oberflächen für das gemahlene und 
ungemahlene Versuchsmaterial (BET-Methode) .........................................75 
Tabelle 5.12:  Extraktionsausbeuten der jeweiligen Extraktionsschritte bezogen auf die 
PAK-Gesamtmasse......................................................................................82 
Tabelle 5.13:  Gegenüberstellung der Kenndaten der beiden eingesetzten Feststoffe ......83 
Tabelle 5.14:  Spezifische Oberflächen des Mannheimbodens ..........................................84 
  IX 
 
Tabelle 5.15:  Kohlenstoffgehalte des Mannheimbodens und des sandigen 
Versuchsmaterials........................................................................................86 
Tabelle 5.16:  Vergleich der PAK-Verfügbarkeiten des Mannheimbodens und des 
sandigen Versuchsmaterials vom Modellstandort........................................93 
Tabelle 6.1:  Beprobungsumfang für die Grundwasseruntersuchungen...........................95 
Tabelle 6.2:  Chromatographische Bedingungen der BTXE und CKW Analyse ...............96 
Tabelle 6.3:  KOC-Verteilungskoeffizienten für ausgewählte PAK....................................108 
Tabelle 6.4:  Berechnung der nach dem KOC-Konzept auf dem Aquifermaterial 
sorbierten PAK-Mengen (Tiefe 13-14 m u. GOK) ......................................109 
Tabelle 6.5:  Resultierende PAK-Gehalte aus der analytischen Messung und aus 
dem KOC-Konzept .......................................................................................110 
Tabelle 6.6:  Abschätzung der kolloidbedingten Naphthalinkonzentration......................115 
Tabelle 7.1:  Häufig anzutreffende Eisenspezies in aeroben und anaeroben Aquifern ..119 
Tabelle 7.2:  Ergebnisse der Überprüfung der verschiedenen 
Säureaufschlussverfahren..........................................................................125 
Tabelle 7.3:  Säurevolumina und Probenmengen...........................................................127 
Tabelle 7.4:  Berechnung der theoretisch benötigten Menge an Eisen(III) für eine 
vollständige Mineralisation von Naphthalin ................................................132 
Tabelle 7.5:  Berechnung der Temperaturänderung bei völligem biochemischem 
Umsatz des TOC........................................................................................133 
Tabelle 8.1:  Neu entwickelte und angewendete Untersuchungs- und 
Überwachungsmethoden ...........................................................................138 
Tabelle 8.2:  Übersicht einer Auswahl konventioneller Methoden/Parameter im 
Hinblick auf Natural Attenuation .................................................................142 
 
X   
 
Abkürzungsverzeichnis: 
Abkürzungen Bedeutung 
ASE Accelerated Solvent Extraction 
BBodSchG Bundes-Bodenschutzgesetz 
BTXE Benzol, Toluol, Xylol, Ethylbenzol 
DCE Dichlorethylen 
CKW Chlorierte Kohlenwasserstoffe 
DEV-S4 
Deutsche Eineiheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser-, und Schlamm-
untersuchung (Gruppe S): Bestimmung der Eluierbarkeit mit Wasser 
ECD Elektroneneinfangdetektor 
ENA Enhanced Natural Attenuation 
FID Flammenionisationsdetektor 
GC-MS Gaschromatograph mit Massendetektor 
GOK Geländeoberkante 
HS-GC Gaschromatograph mit Headspacetechnik 
ICP Induktiv gekoppeltes Plasma 
LED Leuchtdiode 
MKW Mineralölkohlenwasserstoffe 
MNA Monitored Natural Attenuation 
NA Natural Attenuation 
OES Optische Emissions Spektrometrie 
PAK Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe 
PER Perchlorethylen 
RT Raumtemperatur 
TC Gesamtkohlenstoff 
TIC Gesamtkohlenstoff anorganisch 
TOC Gesamtkohlenstoff organisch 
TRI Trichlorethylen 
 
  XI 
 
Symbolverzeichnis: 
Variable Bedeutung Dimension 
A Querschnittsfläche m2 
A0 Spezifische Oberfläche m2/g 
α Longitudinale Dispersivität m 
c Stoffkonzentration kg/m3 
ceq Gleichgewichtskonzentration kg/m3 
corg Organischer Kohlenstoffanteil - 
cP Spezifische Wärme kJ/(kg⋅K) 
cs Beladung des Adsorbens - 
csmax Gleichgewichtssättigungsbeladung des Adsorbens - 
cw Stoffkonzentration im Wasser kg/m3 
D Molekularer Diffusionskoeffizient m2/s 
Deff Effektiver Diffusionskoeffizient m2/s 
Dl Longitudinaler Dispersionskoeffizient m2/s 
Dt Transversaler Dispersionskoeffizient m2/s 
Dv Vertikaler Dispersionskoeffizient m2/s 
dx Korndurchmesser bei x % Siebdurchgang m 
eeq Elektronenäquivalent - 
F Diffusiver Fluss kg/(m2⋅s) 
foc Anteil des organischen Kohlenstoffs im Feststoff - 
G Freie Enthalpie J 
h Druckhöhe m 
Kd HENRY-Verteilungskoeffizient  m3/kg 
kf Durchlässigkeitsbeiwert  m/s 
Kf Verteilungskoeffizient der FREUNDLICH-Isotherme  m3/kg 
kl Sorptionskoeffizient der LANGMUIR-Isothermen - 
Koc Organischer Kohlenstoff/Wasser Verteilungskoeffizient m3/kg 
Kow Oktanol/Wasser Verteilungskoeffizient - 
l Fließlänge m 
n FREUNDLICH-Exponent - 
nf Durchflusswirksamen Hohlraumanteil - 
Q Durchfluss m3/s 
XII   
 
Q Wärmemenge J 
R Widerstand Ω 
Re Reynoldszahl - 
s Abstand m 
T Temperatur  °C, K 
t Zeit  s 
τ Tortuositätsfaktor - 
U Ungleichförmigkeitszahl -  
va Abstandsgeschwindigkeit m/s 
vdom Dominierende Abstandsgeschwindigkeit m/s 
vf Filtergeschwindigkeit m/s 
vmax Maximale Abstandsgeschwindigkeit m/s 
vmed Mediane Abstandsgeschwindigkeit m/s 
x Strecke m 
 
  XIII 
 
Kurzfassung 
An einem kontaminierten Standort wirken der Schadstoffausbreitung im Aquifer natürliche 
Rückhalte- und Abbauprozesse entgegen, die unter günstigen Randbedingungen zu einem 
Stagnieren oder Schrumpfen der Schadstofffahne im Abstrom des Schadensherdes führen. 
Sollen derartige Prozesse bei der Altlastenbearbeitung berücksichtigt werden, setzt dies 
nach gegenwärtigem Kenntnisstand detaillierte Untersuchungen zu standortspezifischen 
Gegebenheiten voraus. Vor diesem Hintergrund wurden im Rahmen dieser Arbeit Untersu-
chungs- und Überwachungsmethoden zu verschiedenen Parametern ausgearbeitet, die für 
eine ganzheitliche Beurteilung des Selbstreinigungspotentials am Beispiel eines gaswerksty-
pischen Schadenfalls genutzt werden können. 
Im ersten Schritt der Arbeit wurde für die Bestimmung der hydrogeologischen Situation (lon-
gitudinale Dispersivität, Abstandsgeschwindigkeit und vertikale Dispersionseffekte) an einem 
Modellstandort ein Multilevelmultitracerversuch mit drei Tracerfarbstoffen (Uranin, Sulforho-
damin B und Natriumnaphthionat) durchgeführt. Um den finanziellen und personellen Auf-
wand eines solchen Versuches zu verringern, wurde eine Fluorometermesszelle gebaut, mit 
der sich die drei fluoreszierenden Tracerfarbstoffe selektiv nebeneinander im Grundwasser 
vor Ort erfassen lassen. Neben der automatischen Bestimmung der Tracerfarbstoffe am Mo-
dellstandort erfolgte zusätzlich die Ermittlung der Fluoreszenzintensitäten an ausgewählten 
Proben konventionell mit einem Filterfluorometer im Labor. 
Im zweiten Schritt der Arbeit wurde eine neue Untersuchungsmethode konzipiert, mit der 
sich die unterschiedlich gut verfügbaren, sedimentgebundenen PAK-Anteile des Feldstand-
ortes charakterisieren lassen. Aufbauend auf einer Extraktionssequenz wurden die zuneh-
mend schwerer verfügbaren PAK von den leichter verfügbaren PAK getrennt und die dabei 
eluierten PAK-Anteile unterschiedlichen Verfügbarkeitsklassen zugeteilt. Die durchgeführten 
Extraktionen am kiesig-sandigen Material vom Modellstandort zeigten eindeutig, dass trotz 
des gealterten, real kontaminierten Materials, die Sorption der einzelnen PAK schwächer 
ausfiel als erwartet und der wesentliche PAK-Massenanteil gut verfügbar war. Der Befund 
einer guten Verfügbarkeit konnte durch Langzeitdesorptionsversuche mit Hilfe einer neu 
konzipierten Infinite-Sink-Extraktionstechnik untermauert werden. Um die Übertragbarkeit 
sowohl der Extraktionssequenz als auch die der Infinite-Sink-Extraktion auf andere Böden zu 
prüfen, wurden beide Verfahren auf einen mit PAK kontaminierten Boden mit einem hohen 
organischen Kohlenstoffanteil angewendet. 
Die Gültigkeit der aus der sequentiellen Extraktion abgeleiteten PAK-Verfügbarkeit für den 
Modellstandort konnte durch die Boden- und Grundwasseruntersuchungen bestätigt werden. 
Im Gegensatz zu der ausgedehnten PAK-Schadstofffahne des Grundwassers konnten im 
Sediment nur im direkten Randbereich des Phasenkörpers nennenswerte PAK-Gehalte 
nachgewiesen werden. In Bereichen, in denen PAK-Schadstoffkonzentrationen von einigen 
hundert µg/l im Grundwasser bestimmt wurden, lagen die PAK-Gehalte im Sediment im Be-
reich der analytischen Nachweisgrenze. Ein relevanter Beitrag der hohen PAK-Gehalte im 
Grundwasser durch Kolloide konnte anhand der Ergebnisse aus den LIBD- und ESEM-
Messungen ausgeschlossen werden. Somit stand die am Modellstandort analytisch be-
stimmte PAK-Schadstoffverteilung zwischen Feststoff und Grundwasser deutlich im Wider-
spruch zu einem theoretischen Ansatz, nach dem – auf Basis einer empirischen Korrelation 
XIV   
 
zwischen Kow und Koc – der überwiegende Anteil der PAK auf dem Sediment sorbiert hätte 
vorliegen müssen. 
Auffällig war die im Grundwasserleiter auftretende starke örtliche Konzentrationsabnahme 
der untersuchten Schadstoffe (PAK, BTXE und CKW), die auf mikrobiologische Abbaupro-
zesse hindeutete. Im Fall der ebenfalls am Standort vorliegenden CKW konnte dabei anhand 
der Abbaufolge PCE → TRI → DCE → VC ein für reduktive Dechlorierungsprozesse typi-
sches Konzentrationsmuster entlang der Schadstoffachse festgestellt werden.  
Für den qualitativen Nachweis mikrobiologischer Abbauprozesse am Modellstandort wurden 
im Rahmen der Arbeit schließlich zwei weitere, voneinander unabhängige Kenngrößen un-
tersucht. Zum einen wurde ein nasschemisches Extraktionsverfahren zur Bestimmung der 
Fe(III)/(II)-Verteilung im Sediment ausgearbeitet, mit dem Bereiche einer verstärkten Eisen-
reduktion identifiziert und Aussagen zur Eisenverfügbarkeit getroffen werden konnten. Zum 
anderen konnten durch stationär eingebaute Temperaturmessfühler Aquiferzonen mit erhöh-
ten Temperaturen identifiziert werden, die auf eine verstärkte mikrobiologische Aktivität 
schließen lassen. So traten die höchsten Temperaturen in den Tiefenbereichen auf, in denen 
auch die höchsten Schadstoffkonzentrationen vorlagen. 
  XV 
 
Abstract 
At contaminated sites, natural attenuation processes impede the spread of contaminants in 
the aquifer. Under favourable conditions, these processes may even lead to the stagnation or 
shrinkage of the contaminant plume. In order to consider these processes in the treatment of 
residual wastes detailed exploration of site characteristics is required. Gathering this informa-
tion is often very costly and time consuming.  
In the present dissertation investigation and monitoring methods for different parameters 
were devised, which can be used for the integrated evaluation of the natural attenuation po-
tential of former gas work sites.  
In the works’ fist stage, a multilevel multitracer experiment using three dyed tracers (Uranine, 
Sulforhodamine B und Sodium Naphthionate) was accomplished to determine the hydrol-
geological conditions (longitudinal dispersivity, velocity, and vertical dispersion effects) at a 
PAH-contaminated model site. To reduce material and personnel costs, a new field fluorome-
ter was developed, that allowed a simultaneous and selective measurement of the concen-
trations of each of the three dyed tracers. In addition to the automatic field measurements 
conducted at the test site, the fluorescence intensities were measured for selected samples 
in the lab by a conventional filter fluorometer.  
In the work’s second stage, a new method was designed to characterise the availability of 
the sediment-bound PAH. Based on an extraction sequence the less available PAHs were 
separated from the more available PAHs. The extraction, which was carried out on a gravely-
sand material from the test site, clearly demonstrated that despite of the aged creosote-
contamination, a substantial percentage of the PAH mass downstream the old waste depos-
its was readily available. Furthermore there was no evidence that considerable amounts of 
the PAH were bound to inner surfaces which are inaccessible to common extraction proce-
dures.  
The finding that PAHs were highly available could be corroborated through the application of 
a newly conceived infinite-sink-extraction technology. Additionally, the transferability of the 
extrac-tion sequence as well as the infinite-sink-extraction could be ensured by its application 
to a PAH-contaminated soil with a high organic content. 
The validity of the PAH availability was furthermore confirmed by the results of comprehen-
sive soil and groundwater investigations which were carried out during the course of the dis-
sertation. Unlike the elongated PAH contaminant plume in the groundwater, appreciable PAH 
concentrations in the soil were measurable only in an area immediately bordering the old 
waste deposits. In regions in which the groundwater concentrations of PAH were measured 
at a few hundred µg/l, the sediment PAH concentration was near the analytical detection 
limit. A relevant contribution of a PAH transport by colloids in groundwater could be ruled out 
based on the results of the LIBD and ESEM measurements. The PAH partitioning between 
solids and groundwater which was determined analytically, contradicted the theoretical ap-
proach commonly found in the literature which was based on a correlation between Kow and 
Koc. 
Along the plume notable concentration reductions of the studied contaminants (PAH, BTXE 
und CHC) suggest the action of biological degradation processes. On the basis of the degra-
XVI   
 
dation series (PCE → TRI → DCE → VC), a concentration pattern typical for dechlorination 
processes could be observed in the case of the CHC’s. 
Two additional independent parameters, the Fe(III)/Fe(II) ratio and the aquifer temperature, 
were investigated within the course of the project to qualitatively verify the existence of mic-
robiological degradation processes at the test site. To determine the Fe(III)/Fe(II) ratio in the 
sediments a wet chemical extraction process was used. With the change of this ratio along 
the plume regions of stronger iron reduction could be identified and conclusions about the 
availability of iron could be drawn. The existence of microbiological degradation processes 
was also confirmed by the temperature measurements with built-in temperature sensors. As 
expected a good correlation between the temperature and the contaminant concentration 
could be observed. So a horizontal and a vertical temperature profile could be measured 
downstream of the contamination source, which indicates increased microbiological activity. 
 
Einleitung  1  
 
1 Einleitung 
1.1 Motivation 
Die allgegenwärtigen Belastungen der Umwelt mit anthropogenen Schadstoffen, die ein Re-
sultat der verstärkten wirtschaftlichen Aktivität sind, stellen ein hohes Gefährdungspotential 
für Ökosysteme dar. Insbesondere vom Zeitpunkt der Industrialisierung bis Mitte des 20. 
Jahrhunderts war diese Aktivität des Wirtschaftswachstums geprägt durch Herstellungspro-
zesse (Kohlevergasung, Soda-Herstellung, Teerfarbstoffe etc.), die zu erheblichen Einträgen 
von Schadstoffen in die Umwelt führten. Allein in der Bundesrepublik Deutschland existieren 
laut Angaben des Umweltbundesamtes 100129 erfasste Altablagerungen und 259883 poten-
tiell kontaminierte Altstandorte [UBA 2004], wobei der überwiegende Anteil der Schadensfäl-
le auf Kontaminationen mit organischen Schadstoffen zurückgeführt werden kann. Eine wich-
tige Schadstoffgruppe bilden hierbei die Kohlenwasserstoffverbindungen, zu denen die Mine-
ralölkohlenwasserstoffe (MKW) und die polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffe 
(PAK) zählen.  
Abbildung 1.1: Ausbreitungsverhalten von Schadstoffen im Boden und Grundwasser (geändert 
nach [Weber 2002]) 
Im Regelfall sind die altlastenverdächtigen Flächen auf oberflächliche punktuelle Schadstoff-
einträge zurückzuführen. Die dabei in die ungesättigte Bodenzone eingedrungenen Schad-
stoffe unterliegen verschiedenen physikochemischen Transport- und Umwandlungsprozes-
sen (siehe Abbildung 1.1). Zunächst kommt es aufgrund des Transports der Schadstoffe 
durch die ungesättigte Bodenzone zu Kontaminationen des Bodens, der Bodenluft und des 
Diffusion
zur Atmosphäre
Kontamination der Bodenluftdispersiver
Transport
Lösung im
Sickerwasser
von Niederschlag 
Infiltration
Volatilisation in die
ungesättigte Zone
Kontamina-
tionsquelle
Atmosphäre
advektiv-
Grundwasserfließrichtung
Sorption und
Desorption
an Bodenmatrix
Ungesättigte Zone
am
Volatilisation in die
ungesättigte Zone
Schadstoff
advektiv-dispersiver
Lösung im Grundwasser
im Grundwasser
Gesättigte Zone
      Transport Desorption diffusiver Transport
Sorption und
Aquifermaterial
2   
 
Bodenwassers. Gelangen die Schadstoffe schließlich über das Sickerwasser oder als Phase 
bis in den gesättigten Bereich, werden die Schadstoffe nach und nach im Grundwasser ge-
löst und mit der Grundwasserströmung abtransportiert. Je nach Schadstoffgruppe und den 
am Standort vorherrschenden Randbedingungen bilden sich unterschiedlich lange Schad-
stofffahnen aus, wobei die Länge der Schadstofffahne (siehe Abbildung 1.2) über den recht-
lichen Grenzwert oder durch die Nachweisgrenze des analytischen Verfahrens festgelegt 
wird.  
Der Ausbreitung der Schadstoffe wirken jedoch im Untergrund ablaufende Abbau- und 
Rückhalteprozesse entgegen. Unter günstigen Bedingungen führen diese zu einer Stagnati-
on oder gar zu einem Schrumpfen der Schadstofffahne. Zusammengefasst werden derartige 
Selbstreinigungsprozesse unter dem von der US-EPA definierten Begriff „Natural Attenuati-
on“ (NA) [Definition siehe Kapitel 2.1.1]. 
Lange Schadstofffahnen (> 1km) ergeben sich in der Regel dann, wenn im Grundwasser gut 
wasserlösliche, mobile Schadstoffe, die zudem schlecht biologisch abbaubar sind, vorliegen 
(z.B. chlorierte Lösemittel wie PER und TRI im aerobem Aquifer) [Stupp et al. 1999]. Kurze 
bis mittlere Fahnenlängen werden hingegen bei gut sorbierenden oder bei gut abbaubaren 
Schadstoffen festgestellt [Dannemann et al. 2001].  
Bereits seit über 20 Jahren werden Selbstreinigungsprozesse in den USA näher erforscht. 
Sie wurden ab den 90er Jahren verstärkt auch als Sanierungsoption bei Grundwasserscha-
densfällen – ggf. in Kombination mit Maßnahmen zur Quellensanierung – genutzt. Als Vor-
aussetzung für die Anwendung von NA-Prozessen zur Sanierung sieht die US-EPA [1999] 
eine Langzeitüberwachung der Schadstofffahne vor. Aus diesem Grund hat sich der Begriff 
„Monitored Natural Attenuation“ (MNA) im angloamerikanischen Sprachraum für so genannte 
passive und beobachtende Sanierungsoptionen durchgesetzt, die das natürliche Selbstreini-
gungsvermögen ausnutzten. 
Im Gegensatz zu den USA wird in Deutschland die Implementierung von MNA in der Altlas-
tenbearbeitung und damit die bewusste Nutzung von NA-Prozessen noch intensiv diskutiert. 
Diskussionsbedarf besteht insbesondere bei der Einordnung der Begrifflichkeiten der ver-
schiedenen NA-Prozesse in das derzeitig geltende BBodSchG (In Kraft getreten am 
01.03.1999), da eine eindeutige gesetzliche Regelung der Begriffe „Natural Attenuation“, 
„Monitored Natural Attenuation“ und „Enhanced Natural Attenuation“ (siehe hierzu Abschnitt 
Abbildung 1.2: Draufsicht der Ausbreitung von Schadstofffahnen im Grundwasser 
Kontaminationsquelle
Grundwasserfließrichtung Fahnenende definiert durch
Nachweisgrenze oder rechtlichen Grenzwert
Einleitung  3  
 
2.1.3) gegenwärtig noch fehlt. Mit dem Ziel, zukünftig NA-Prozesse bei der Altlastenbearbei-
tung zu berücksichtigen, führte dies zu unterschiedlichen Interpretationen der Rechtslage. 
Die derzeit in Deutschland herrschenden unterschiedlichen Rechtsansichten sind in Steiner 
& Struck [2003] bzw. im ITVA-Entwurf zur Arbeitshilfe Monitored Natural Attenuation [ITVA 
2003] zusammengefasst dargestellt und sollen an dieser Stelle nicht näher beschrieben wer-
den.  
Zusätzlich zu den rechtlichen Diskussionen besteht weiterhin Klärungsbedarf, wie die natürli-
chen Selbstreinigungsprozesse ganzheitlich zu bilanzieren und zu kontrollieren sind. Zur 
Beseitigung dieser bestehenden Hemmnisse wurden daher inzwischen umfangreiche For-
schungsprojekte initiiert. Hierzu zählt z.B. der BMBF-Förderschwerpunkt „Kontrollierter Na-
türlicher Rückhalt und Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grundwäs-
ser und Böden“ (KORA) oder das Bayrische Forschungsverbundvorhaben „Nachhaltige Alt-
lastenbewältigung unter Einbeziehung des natürlichen Reinigungsvermögens“. Ziel des För-
derschwerpunktes KORA ist es, die im Untergrund ablaufenden natürlichen Abbau- und 
Rückhalteprozesse am Beispiel verschiedener, jeweils branchenspezifisch kontaminierter 
Standorte zu erforschen und eine Handlungsempfehlung für die Berücksichtigung von MNA 
auszuarbeiten [Michels & Wachinger 2003]. Weiterhin bestehen mehrere Veröffentlichungen 
in Form von Arbeitshilfen [ITVA 2003], Leitfäden [FH-DGG 2002] und Broschüren [Rügner et 
al. 2001; Martus & Püttmann 2000], die sich mit der technischen Umsetzung von MNA in 
Deutschland beschäftigen. 
Soll in Deutschland Monitored Natural Attenuation (MNA) Eingang in die Altlastenbearbei-
tung finden, setzt dies nach gegenwärtigem Kenntnisstand grundsätzlich detaillierte Untersu-
chungen zu den standortspezifischen Gegebenheiten voraus, die über den Stand der allge-
meinen Altlastenuntersuchung hinausgehen. Hierbei muss in einem ersten Schritt geprüft 
werden, ob die am Standort vorliegenden natürlichen Prozesse positiv im Sinne einer Um-
setzbarkeit von Monitored Natural Attenuation beurteilt werden können. Im Regelfall sind 
hierzu neben standortübergreifenden Betrachtungen eine Vielzahl von zusätzlichen Stand-
ortuntersuchungen nötig.  
Zu den spezifischen Standortuntersuchungen gehören die Beschreibung der hydrogeologi-
schen Situation (z.B. Tracerversuche, Dispersionsverhalten der Schadstoffe, Porosität des 
Aquifers, Heterogenitäten im Untergrund), die Ermittlung des Schadstoffinventars und die 
des Schadstoffausmaßes [Rügner et al. 2001]. Besondere Bedeutung kommt den Abbau- 
und Rückhalteprozessen zu, da diese einen direkten Einfluss auf die Schadstoffausbreitung 
und Massenreduzierung haben. Erst wenn sowohl die hydrogeologischen als auch die Ab-
bau- und Rückhalteprozesse eindeutig identifiziert und quantifiziert sind, ist eine Prognose 
und Abschätzung der Frachtbestimmung und -reduktion und der zeitlichen Entwicklung der 
Schadstofffahne mit Hilfe von Modellrechnungen möglich. 
Je nach Schadstoffgruppen können dabei unterschiedliche NA-Prozesse bei der Beurteilung 
des NA-Potentials relevant sein. So liegen bei gaswerkstypischen Schadensfällen mit PAK 
Schadstoffkomponenten vor, die aufgrund ihrer Stoffeigenschaften und in Abhängigkeit ge-
gebener Standortbedingungen (z.B. hoher organischer Kohlenstoffanteil im Aquifermaterial) 
stark sorbieren und vergleichsweise langsam biologisch abgebaut werden. Bei PAK-
belasteten Porengrundwasserleitern sollte daher der biologische Abbau und der Sorption-
seinfluss im Rahmen von MNA detailliert betrachtet werden. 
4   
 
Die Ermittlung der Sorptionskapazität des abstromig zur Schadensquelle gelegenen Aquifers 
sowie dessen aktuelle Schadstoffbeladung erfolgt häufig über Aquiferkenngrößen und ihren 
empirischen Beziehungen zueinander [ITVA 2003]. Aus diesen Ergebnissen lässt sich der im 
Abstrom vorliegende Anteil an gut freisetzbaren und mobilen PAK jedoch nicht ableiten, da 
die unterschiedlich stark in die Untergrundmatrix eingebundenen PAK nicht charakterisiert 
und bestimmt werden können. Gerade im Hinblick auf die Mobilität und Abbaubarkeit stellt 
der unterschiedlich stark sorbierte bzw. unterschiedlich gut verfügbare PAK-Anteil eine wich-
tige Randbedingung bei der Beurteilung der Ausdehnung der Schadstofffahne dar. Denn nur 
der desorbierbare und damit lösbare PAK-Mengenanteil unterliegt dem reaktiven Stofftrans-
port und mikrobiologischen Prozessen im Aquifer. Zwar versucht man mit derzeit bestehen-
den Batch- und Säulenversuchen [Säulenversuche nach DIN V 19736] Sorptions- und De-
sorptionsraten zu bestimmen, eine schnelle und direkte quantitative Einteilung des unter-
schiedlich verfügbaren bzw. mobilisierbaren Schadstoffanteils, der im Abstrombereich zur 
Schadensquelle vorliegt, ist mit diesen Verfahren allerdings nicht möglich.  
Eine erste Bewertung, ob mikrobiologische Abbauprozesse an einem Standort vorliegen, 
erfolgt häufig über Felddaten. So weisen Respirationsprodukte bzw. das Fehlen von Sauer-
stoff im Grundwasser auf mikrobiologische Prozesse hin [Schulze 2001]. Auch die Bildung 
typischer Metabolite [Martus & Pütmann 2000] bzw. der Nachweis von schadstoffabbauen-
den Mikroorganismen im Grundwasser sind ein Indiz für das Vorhandensein mikrobiologi-
scher Prozesse. Eine differenzierte Aussage zum mikrobiologischen Abbau (z.B. Abbaura-
ten) kann demgegenüber nur durch Mikrokosmen- oder Säulenversuche erzielt werden. Al-
lerdings ist hierbei zu beachten, dass die Übertragbarkeit der erhaltenen Ergebnisse aus den 
Laborversuchen auf den Feldmaßstab unsicher ist, da bei mikrobiologischen Prozessen eine 
Reihe von standorttypischen Einflussgrößen (pH-Wert, Redoxpotential, Bioverfügbarkeit oder 
andere Kohlenstoffquellen) eine Rolle spielen [ITVA 2003]. Problematisch ist ebenfalls, ob 
die im Rahmen eines MNA-Konzeptes in den ersten Schritten der Bearbeitung nachgewie-
sene mikrobiologische Aktivität auch über einen längeren Zeitraum sichergestellt ist. Derzeit 
erfolgt dieser Nachweis indirekt durch Kontrolluntersuchungen und der Überprüfung, ob die 
vorgegebenen Prüfwerte im Reaktionsraum eingehalten werden. Direkte Messverfahren, die 
eine mikrobiologische Aktivität im Feld anzeigen, sind gegenwärtig noch nicht verfügbar. 
 
1.2 Zielsetzung und Vorgehensweise 
Die angefertigte Arbeit entstand im Rahmen eines BMBF-Verbundprojektes (BMBF-FKZ: 02-
WT-9955), in dem für einen Modellstandort eine Vorgehensweise erarbeitet werden sollte, 
mit der die Stationärität einer PAK-Fahne nachgewiesen werden kann. In Zusammenarbeit 
mit vier Projektpartnern wurden hierzu Forschungsarbeiten zu unterschiedlichen Fragestel-
lungen durchgeführt, die sich mit der Identifizierung und Quantifizierung der am Standort 
vorliegenden Abbau- und Rückhalteprozesse sowie mit der Modellierung der Schadstofffah-
ne beschäftigten.  
Eingegliedert in dieses Verbundprojekt war das Ziel dieser Arbeit, Untersuchungs- und    
Überwachungsmethoden für spezifische Parameter und Kenngrößen zu entwickeln, die unter 
dem Gesichtspunkt eines besseren Prozessverständnisses für eine allgemeingültige Beurtei-
lung des NA-Potentials bei gaswerkstypischen Schadensfällen genutzt werden können. Zur 
Bearbeitung dieser Aufgabenstellung waren in der vorliegenden Arbeit Untersuchungen zu 
Einleitung  5  
 
insgesamt vier Themenbereichen (siehe Abbildung 1.3) vorgesehen. Neben der Erfassung 
der gaswerktypischen Schadstoffe sollten in den anderen Themenbereichen insbesondere 
methodische Ansätze zur Erhebung von Parametern ausgearbeitet werden, mit denen sich 
die Randbedingungen zur Hydrogeologie, Sorption und Mikrobiologie charakterisieren las-
sen. Hierzu waren neben Labormessungen auch zusätzlich kontinuierliche Feldmessungen 
auf dem Modellstandort des Verbundprojektes geplant. 
Wie in Abbildung 1.3 dargestellt ist, sollten im ersten Themenkomplex die bereits aus den 
Erkundungsmaßnahmen vorliegenden Kenntnisse [G.M.F. 1997] zur hydrogeologischen Si-
tuation am Modellstandort durch zusätzliche Untersuchungen vertieft werden. Zur Bestim-
mung der Abstandsgeschwindigkeit und longitudinalen Dispersion war hierzu ein Tracerver-
such geplant, bei dem verschiedene Tracerfarbstoffe gleichzeitig eingesetzt werden sollten. 
Das Einbringen jeweils eines Tracerfarbstoffs in einen bestimmten Tiefenhorizont sollte da-
bei der Identifizierung eventuell vorhandener vertikaler Durchmischungsvorgänge im 
Abstrom dienen. Um derartige Multilevelmultitracertests auch bei MNA-Anwendungen später 
umsetzen zu können, sollten aus Gründen des finanziellen, zeitlichen und personellen Auf-
wands die messtechnische Aufnahme der unterschiedlichen Tracerdurchbruchskurven Vor-
Ort mit Hilfe eines neu konzipierten Feldfluorometers erfolgen.  
Im zweiten Komplex der Arbeit waren Laboruntersuchungen geplant, mit denen die aus dem 
Aquifermaterial unterschiedlich gut freisetzbaren und mobilen PAK-Anteile bestimmt werden 
sollten. Für die Umsetzung dieses Ziels sollte - aufbauend auf einem Verfügbarkeitsmodell - 
eine Extraktionssequenz mit verschiedenen Extraktionsmethoden entwickelt und auf das 
Aquifermaterial vom Modellstandort angewendet werden. Um sicherzustellen, dass die Ex-
traktionssequenz auch auf andere Aquifermaterialien übertragbar ist, waren zusätzliche Ar-
beiten vorgesehen, bei denen PAK-kontaminiertes Bodenmaterial mit einem hohen organi-
schen Kohlenstoffanteil untersucht werden sollte. 
Parallel zur PAK-Verfügbarkeitsstudie des Themenbereichs II sollten im Themenbereich III 
Boden- und Grundwasseruntersuchungen durchgeführt werden, um die Schadstoffverteilung 
am Modellstandort zu charakterisieren und die Gültigkeit der aus der sequentiellen Extraktion 
Abbildung 1.3: Untersuchte Themenbereiche 
 Beurteilung der Ergebnisse
aus den Themenbereichen I-IV
 
Modellstandort
“Stürmlinger Sandgrube”
Hydrogeologische Situation
C Abstandsgeschwindigkeit
C Dispersion
Mikrobiologische Aktivität
C Eisenverteilung im Aquifer
C Temperaturmessung
Rückhalteprozess
C Studie zur Schadstoff-
verfügbarkeit (PAK)
Schadstoffverteilung
C Grundwasser
C Aquifermaterial
C Kolloide
Themenbereich I Themenbereich IVThemenbereich IIIThemenbereich II
6   
 
abgeleiteten PAK-Verfügbarkeit zu überprüfen. Aufbauend auf den analysierten PAK-
Konzentrationen des Grundwassers sollte zunächst der im Aquifer vorliegende PAK-Gehalt - 
wie derzeit häufig bei der Beurteilung des MNA-Potentials üblich - über Aquiferkenngrößen 
abgeschätzt und anschließend mit den tatsächlich im Aquifermaterial vorliegenden PAK-
Mengen verglichen werden. Ebenfalls waren im Themenbereich III Untersuchungen vorge-
sehen, aus denen abgeleitet werden sollte, ob die PAK-Konzentrationen im Wasser primär 
auf einen kolloidalen Transport oder auf gelöste PAK zurückzuführen sind. Hierzu waren 
Kolloidmessungen in Zusammenarbeit mit dem Forschungszentrum Karlsruhe am Institut für 
Technische Chemie Bereich Wasser- und Geotechnologie auf Basis zweier unterschiedlicher 
Analysenmethoden geplant. 
Das Vorliegen mikrobiologischer Abbauprozesse sollte im Themenbereich IV durch zwei 
verschiedene Parameter näher untersucht und belegt werden. Zum einen sollte über die Er-
mittlung der Eisen(II)/(III)-Verteilung die Zone im Aquifer räumlich eingegrenzt werden, die 
einer verstärkten Eisen(III)-Reduktion unterliegt. Treten derartige Prozesse am Standort auf, 
müsste sich dies in einer Verschiebung im Eisen(II)/(III)-Verhältnis entlang der Fahnenachse 
abzeichnen. In diesem Zusammenhang war zudem geplant, das im Aquifer vorhandene Ei-
sen(III)-Oxidationspotential abzuschätzen und Unterschiede in der Eisenverfügbarkeit aufzu-
zeigen. Zum anderen sollten Temperaturmessungen entlang der Fahnenachse durchgeführt 
werden, um die Aquiferbereiche zu identifizieren, die einer erhöhten mikrobiologischen Akti-
vität unterliegen (Eingrenzung exothermer Abbauprozesse). 
Die in den Themenbereichen I – IV erzielten Ergebnisse sollten schließlich hinsichtlich ihrer 
allgemeinen Bedeutung für MNA-Anwendungen abschließend bewertet werden. Hierbei galt 
es die Möglichkeiten und Grenzen der verschiedenen Untersuchungs- und Überwachungs-
methoden aufzuzeigen, mit denen - ergänzend zu den bereits gängigen Parametern – weite-
re standorttypische Parameter für eine objektive Beurteilung der Abbau- und Rückhaltepro-
zesse ermittelt werden können. 
 
 
Grundlagen zu Natural Attenuation  7 
 
2 Grundlagen zu Natural Attenuation 
2.1 Begriffsbestimmungen  
2.1.1 Natural Attenuation 
Nach der US-EPA OSWER-Directive 9200.4-17P [1999] ist der Begriff „Natural Attenuation“ 
(NA) definiert als: 
„Die Eigenschaft eines Aquifers durch Prozesse wie biologischer Abbau, Dispersion, Ver-
dünnung, Sorption, Verflüchtigung, und/oder chemischer oder biochemischer Stabilisierung 
die Masse, Toxizität, Mobilität oder das Volumen der Schadstoffe so weit zu reduzieren, dass 
die menschliche Gesundheit und das Ökosystem nicht gefährdet sind.“ 
Verkürzt dargestellt handelt es sich bei Natural Attenuation um physikalische, chemische und 
biologische Prozesse, die ohne menschliches Dazutun zur Festlegung, Zerstörung oder 
Transformation von Schadstoffen führen [Steiner & Struck 2003]. Somit ist im deutschen 
Sprachgebrauch Natural Attenuation am ehesten mit „natürlicher Rückhalt und Abbau“ von 
Schadstoffen zu übersetzten [Rügner et al. 2001]. 
Im Gegensatz zur Definition der US-EPA werden allerdings in Deutschland bei der Berück-
sichtigung von NA in der Altlastenbearbeitung die Verdünnung, Dispersion und Verflüchti-
gung aus juristischer und verwaltungstechnischer Sicht nicht akzeptiert, da in allen drei Fäl-
len letztendlich keine Massenreduzierung der Schadstoffe stattfindet. 
2.1.2 Monitored Natural Attenuation 
Werden die natürlichen Abbau- und Rückhalteprozesse im Aquifer durch zeitlich gestaffelte 
Untersuchungen überwacht und detailliert auf deren Wirksamkeit untersucht, spricht man im 
Allgemeinen von Monitored Natural Attenuation (MNA).  
Eingebunden ist die Überwachung und Untersuchung der NA-Prozesse dabei in ein komple-
xes Monitoringkonzept. Eine mögliche Aufstellung eines MNA-Konzeptes [ITVA 2003] ist in 
Abbildung 2.1 dargestellt und untergliedert sich in mehrere voneinander getrennte Stufen. 
Hierbei werden zunächst die (massen)relevanten Rückhalte- und Abbauprozesse am Stand-
ort identifiziert und bewertet. Die nach der Analyse und Bewertung der relevanten NA-
Prozesse erhaltenen Ergebnisse bilden die Grundlage für eine modellgestützte Prognose der 
Schadstoffausbreitung. Zur kontinuierlichen Überprüfung der Prognose schließt sich ein Mo-
nitoringprogramm an, bei dem in zeitlich gestaffelten Abständen, die festgelegten Parameter 
und Größen (vereinbarte Soll-Werte) zur Bewertung der NA-Prozesse beobachtet werden. 
Dieser Prozess der Überwachung stellt das eigentliche Monitoring im Rahmen von MNA dar, 
und dient als Beweissicherung zur Beantwortung der Frage, ob der prognostizierte Rückhalt 
und Abbau von Schadstoffen tatsächlich im Untergrund quantitativ und nachhaltig stattfindet 
[Steiner & Struck 2003]. 
8   
 
Abbildung 2.1: Beispiel eines MNA-Konzeptes [ITVA 2003] 
2.1.3 Enhanced Natural Attenuation 
Während bei Natural Attenuation und MNA keine menschliche Einflußnahme auf die im Aqui-
fer stattfindenden Prozesse erfolgt, werden bei Enhanced Natural Attenuation (ENA) gezielte 
Eingriffe vorgenommen, um die natürlichen Abbauprozesse im Aquifer zu initiieren bzw. zu 
unterstützen. Dies legt ein aktives Handeln zugrunde, bei dem die ursprünglichen Randbe-
dingungen - mit dem Ziel einer Effektivitätssteigerung von NA-Prozessen - im naturgegebe-
nen Reaktionsraum verändert werden. Die Anwendung von ENA stellt somit eine verfahrens-
technisch unterstützte Vorgehensweise dar, die auf einen gegenüber NA und MNA be-
schleunigten Sanierungserfolg abzielt.  
 
2.2 Entwicklungsstadien von Schadstofffahnen 
Gelangen abbaubare organische Stoffe aus einer Schadensquelle in das Grundwasser, bil-
den sich durch Transportprozesse Schadstofffahnen aus, die einer zeitlichen Entwicklung 
unterliegen. Nach Doll & Püttmann [1999] können dabei prinzipiell vier unterschiedliche Zeit-
phasen beobachtet werden (siehe Abbildung 2.2).  
Im Stadium I erfolgt eine Schadstofffahnenausdehnung in Grundwasserfließrichtung, wobei 
die Geschwindigkeit der Ausbreitung in der Regel kleiner ist als die Fließgeschwindigkeit des 
Grundwassers. In diesem Zustand wird das progressive Verhalten der Schadstofffahne ge-
prägt durch eine hohe Schadstofffreisetzung, die nicht durch natürliche Abbau- und Rückhal-
teprozesse kompensiert werden kann. Tritt im Grundwasser hingegen ein nennenswerter 
Abbau oder eine ins Gewicht fallende Festlegung (z.B. irreversible Sorption) der Schadstoffe 
auf, so wird sich in einer bestimmten Entfernung ein stationärer (oder rückläufiger) Fahnen-
rand ausbilden bei dem Nachlieferung einerseits und Abbau oder Festlegung andererseits 
< Aufnahme des Ist-Zustandes (Schritt 1)
< Betrachtung der Prozesse (Schritt 2)
C Qualitativ (Schritt 2a)
C Quantitativ (Schritt 2b)
< Dokumentation der Phase 1
< Festlegung des Monitoringprogrammes
< Darstellung von Rückfallkriterien und -szenarien
< Abschätzung / Prognose (Schritt 3)
< Verhältnismäßigkeit (Schritt 4)
< Monitoring zur kontinuierlichen Überprüfung der
Abschätzung / Prognose zum zukünftigen
Schadstoffverhalten (MNA)
< Monitoring nach Erreichen der ZieleNachsorge
(Phase 4)
MNA-Plan
(Phase 2)
Analyse, Bewertung und
Beurteilung anhand von
Entscheidungskriterien
(Phase 1)
MNA
(Phase 3)
Grundlagen zu Natural Attenuation  9 
 
sich in Waage halten (Phase II). Überwiegen die Abbau- und Rückhalteprozesse im Aquifer 
allerdings, verkleinert sich die Schadstofffahne zunächst langsam (Phase III), bis in Phase IV 
nur noch lediglich eine geringe Restbelastung im Bereich des ehemaligen Schadstoffeintra-
ges vorliegt. 
 
2.3  Grundlegende Prozesse bei Natural Attenuation  
2.3.1 Transportprozesse 
Die Grundlage für viele Strömungsvorgänge in isotropen, homogenen Medien bildet im All-
gemeinen das von DARCY [1856] formulierte Gesetz:  
A
∆l
∆hkQ f ⋅⋅=          (Gl. 2.1) 
Demnach ist in einem porösen Medium die Durchflussmenge pro Zeit Q [m3/s] proportional 
zur Querschnittsfläche A [m2] zum Durchlässigkeitsbeiwert kf [m/s] und zum hydraulischen 
Gradient ∆h/∆l [-]. Entsprechend Gleichung 2.1 ergibt sich aus dem Quotient Q/A die Darcy- 
oder Filtergeschwindigkeit vf [m/s]:  
∆l
∆hkv ff ⋅=           (Gl. 2.2) 
Abbildung 2.2: Phasen der Fahnenentwicklung im Grundwasser bei abbaubaren organischen 
Schadstoffen (abgewandelt nach Doll & Püttmann 1999) 
t1
t2
t1
t1
t1 t2
Entwicklung der Schadstofffahne
Zeit (t, t2 > t1)
Grundwasserfluss
Schrumpfen
Ausbreitung
t2
Wasserlösliche Schadstoffe
weitgehend verbraucht
Phase I
Phase II
Phase III
Phase IV
Stationär
Wachsend
Schrumpfend
t2
10   
 
Sie entspricht einer rein fiktiven Geschwindigkeit, da die Flächeneinschränkung durch die 
Feststoffkörner unberücksichtigt bleibt. Die Gültigkeit der Gleichung 2.2 ist allerdings nur 
dann gegeben, wenn laminare Strömungsverhältnisse mit einer Reynoldszahl Re [-] < 1 vor-
liegen. In Poren- und Grundwasserleitern ist diese Bedingung in den meisten Fällen gege-
ben. 
Im Gegensatz zur Darcygeschwindigkeit wird die Flächeneinschränkung bei der Abstands-
geschwindigkeit va [m/s] miteinbezogen, indem der durchflusswirksamen Hohlraumanteil nf [-] 
in der Gleichung 2.3 berücksichtigt wird. 
∆l
∆h
n
kv
f
f
a ⋅=           (Gl. 2.3) 
Die Abstandsgeschwindigkeit beschreibt die Geschwindigkeit mit der eine Stoffwolke im  
Aquifer in Richtung der Grundwasserströmung verschoben (Advektion) wird, ohne dass eine 
Konturveränderung der Stoffwolke auftritt. Da durch die bloße Verschiebung der Ordnungs-
zustand (Zustand der Entropie) der Stoffwolke nicht verändert wird, würde die Advektion so-
mit aus thermodynamischer Sicht einen reversiblen Prozess darstellen. In der Realität unter-
liegt die Stoffwolke jedoch bei der Durchströmung durch ein poröses Medium einer Aufwei-
tung bzw. kontinuierlichen Konturveränderung. Dieser Vorgang der Verteilung einer Stoff-
menge beim Transport aufgrund von Inhomogenitäten des Aquifermaterials wird als hydro-
dynamische Dispersion bezeichnet. 
Die hydrodynamische Dispersion ist charakterisiert durch die Summe aus hydromechani-
scher Dispersion und der molekularen Diffusion. 
Die molekulare Diffusion beruht auf der thermischen Eigenbewegung der Moleküle 
(BROWN’sche Molekularbewegung) und führt bei einem bestehenden Konzentrationsgra-
dienten zu einem Konzentrationsausgleich innerhalb des Fluids. Sie trägt nur dann merklich 
zur Stoffausdehnung bei, wenn die Fließgeschwindigkeit des Wassers sehr klein ist. Mathe-
matisch kann der Stofftransport unter stationären Bedingungen und dem eindimensionalen 
Fall mit dem 1. Fick’schen Gesetz [Fick 1855] 
x
cDF ∂
∂−=           (Gl. 2.4) 
beschrieben werden, wobei der diffusive Fluss F [kg/(m2⋅s)] durch den molekularen Diffusi-
onskoeffizienten D [m2/s], der Konzentration c [kg/m3] der in der wässrigen Phase diffundier-
ten Substanz sowie der Diffusionsstrecke x [m] bestimmt wird.  
Der molekulare Diffusionskoeffizient ist eine Stoffkonstante und hängt von der inneren Rei-
bung der Flüssigkeit und von der Temperatur ab [Näser 1990]. In porösen Medien wird aller-
dings der Diffusionsprozess durch die Geometrieeigenschaften des Porenraumes beein-
flusst. Aus diesem Grund muss bei der Betrachtung der Diffusionsstrecke die Tourtosität τ [-] 
mit berücksichtigt werden. Die Tourtosität beschreibt das Verhältnis zwischen der tatsächlich 
zurückgelegten Diffusionsstrecke (Bahnlinien um die Körner) und dem direkten Abstand zwi-
schen Anfangs- und Endpunkt der Diffusionsstrecke. Sie trägt somit der Tatsache Rechnung, 
dass die Diffusion lediglich im Wasser und nicht durch die Körner hindurch erfolgt. Hieraus 
ergibt sich ein effektiver Diffusionskoeffizient Deff, der bei der Beschreibung diffusiver Prozes-
se in porösen Medien anstelle des molekularen Diffusionskoeffizienten zugrunde gelegt wer-
den muss (Gleichung 2.5). 
Grundlagen zu Natural Attenuation  11 
 
x
cDF eff ∂
∂−=  mit 
τ
DDeff =         (Gl. 2.5) 
Anders als beim 1. Fick’schen Gesetz wird beim 2. Fick’schen Gesetz sowohl die zeitliche 
als auch die räumliche Konzentrationsverteilung [Näser 1990] mit berücksichtigt. Im Fall ei-
ner 1-dimensionalen Betrachtung gilt für instationäre Systeme:  
⎟⎟⎠
⎞
⎜⎜⎝
⎛
∂
∂−=∂
∂
2
2
eff x
cD
t
c
         (Gl. 2.6) 
mit: 
t
c
∂
∂
 = Konzentrationsänderung pro Zeiteinheit [kg/(m3⋅s)] 
Die hydromechanische Dispersion beschreibt die Vermischung der gelösten Stoffe, die nur 
dann auftritt, solange eine Wasserbewegung im Aquifer vorliegt. Aus der unterschiedlichen 
Geschwindigkeitsverteilung in einer Pore, der unterschiedlichen Porengrößenverteilung und 
den unregelmäßigen Fließbahnen im Grundwasser resultiert ein variables Geschwindigkeits-
feld, das zu einer Spreitung der Schadstoffwolke führt. Die hydromechanische Dispersion ist 
demzufolge - anders als die molekulare Diffusion, die unabhängig von der Grundwasser-
strömung ist - abhängig von der Fließgeschwindigkeit.  
Wird ein dreidimensionales Fließfeld betrachtet, schließt die hydrodynamische Dispersion die 
longitudinale (in Fließrichtung), transversale (quer zur Fließrichtung) und vertikale (senkrecht 
zur Fließrichtung) Ausbreitungsrichtung mit ein. Die Beschreibung des Ausmaßes der Dis-
persion erfolgt hierbei durch die jeweiligen Dispersionskoeffizienten. Im eindimensionalen 
Fall gilt bei der Betrachtung des betrachteten longitudinalen Dispersionskoeffizienten Dl der 
in der Gleichung 2.7 formulierte Zusammenhang: 
effall DvαD +⋅=          (Gl. 2.7) 
mit:  Dl = longitudinaler Dispersionskoeffizient [m2/s] 
Die longitudinale Dispersivität oder Dispersionslänge αl [m] repräsentiert dabei die Inhomo-
genität des durchströmten Grundwasserleiters und stellt somit eine aquiferspezifische Kenn-
größe dar [Käss 1992]. Obwohl im Dispersionskoeffizienten die molekulare Diffusion enthal-
ten ist, ist bei realen Fließvorgängen die mechanische Dispersion der eindeutig dominieren-
de Prozess. So liegt im Grundwasserkörper der Beitrag der Diffusion zur hydrodynamischen 
Dispersion in einem Bereich des möglichen Fehlers, der gewöhnlich bei der Bestimmung der 
mechanischen Dispersion auftritt [Käss 1992]. Unter dieser Bedingung kann daher Gleichung 
2.7 mit aleff vαD ⋅<<  vereinfacht werden zu: 
all vαD ⋅=           Gl. 2.8) 
Der longitudinale Dispersionskoeffizient für einen betrachteten Aquiferabschnitt lässt sich mit 
Hilfe eines Tracerversuchs ermitteln. Entspricht die Durchbruchskurve näherungsweise die 
einer integrierten GAUSS-Kurve, kann mit Kenntnis der Abstandsgeschwindigkeit va und den 
Zeitpunkten, bei denen die Summenkurve auf 15,9 % (t15,9), 50 % (t50), 84,1 % (t84,1) der Tra-
cermenge ansteigt, Dl berechnet werden (Gleichung 2.9) [Mattheß 1990]. 
 
12   
 
( )
( )50
2
a
l 2t
∆tv0,25
D
⋅⋅=          (Gl. 2.9) 
mit: 15,984,1 tt∆t −=  
Die ermittelte longitudinale Dispersivität α [m] hängt vor allem von der Korngröße, der Un-
gleichförmigkeit (d60/d10) sowie bei vergleichbaren porösen Medien von der Dimension des 
Tracerversuchs ab. So werden bei rolligen Lockersedimenten bei Laborexperimenten 
Dispersivitäten in der Größenordung von 0,001 –1 m und bei Feldversuchen von 0,1 - 100 m 
beobachtet  [Mattheß 1992].  
Die mathematische Kombination von Advektion und Dispersion führt schließlich für gelöste, 
nicht reaktive Stoffe in einem gesättigten, porösen Medium zur Advektions-Dispersions-
Gleichung, die das Transportverhalten der Wasserinhaltsstoffe beschreibt. Für den dreidi-
mensionalen Fall gilt: 
x
cv
z
cD
y
cD
x
cD
t
c
a2
2
v2
2
t2
2
l ∂
∂−∂
∂+∂
∂+∂
∂=∂
∂
      (Gl. 2.10) 
mit Dt  = transversaler Dispersionskoeffizient [m2/s] 
 Dv = vertikaler Dispersionskoeffizient [m2/s] 
Hierbei beschreibt der erste Term mit den drei verschiedenen Dispersionskoeffizienten Dl, Dt 
und Dv die hydrodynamische Dispersion und der zweite Term den advektiven Stofftransport.  
2.3.2 Verdünnung 
Bei der Verdünnung handelt es sich um einen durch hydrodynamische Dispersion und 
Grundwasserneubildung hervorgerufenen Mischungsvorgang, der zu einer lokalen Kon-
zentrationsabnahme der im Grundwasser gelösten Schadstoffe führt. Da die Schadstoffkon-
zentration letztendlich bis unter die Nachweisgrenze verringert und das Ende der Schadstoff-
fahne durch gesetzlich festgelegte Grenzwerte bzw. durch die Nachweisgrenzen der analyti-
schen Verfahren bestimmt wird, beeinflusst der Verdünnungseffekt insofern auch die räumli-
che Ausdehnung der Schadstofffahne. Zwar erfolgt durch die Verdünnung eine messbare 
Konzentrationsabnahme, eine Massenreduzierung bzw. irreversible Festlegung der Schad-
stoffe findet jedoch nicht statt. Die Verdünnung zählt somit im Sinne von Natural-Attenuation 
zu den nichtdestruktiven Prozessen (keine Frachtreduzierung) und wird vor diesem Hinter-
grund in Deutschland - anders als bei der US-EPA - aus behördlicher Sicht bei MNA-
Anwendungen nicht als NA-Prozess anerkannt. 
2.3.3 Sorption / Desorption 
Als Sorption bezeichnet man die Stoffaufnahme eines flüssigen oder gasförmigen Stoffes an 
der Grenzfläche einer festen oder flüssigen Phase [Näser 1990]. Prinzipiell kann dabei zwi-
schen zwei Arten von Sorptionsprozessen unterschieden werden. Bei der Adsorption werden 
die durch Sorption aufgenommenen Stoffmengen an der Phasengrenzfläche festgelegt, wo-
hingegen bei der Absorption die Stoffe in das Phaseninnere eintreten. Im Aquifer entspricht 
somit die Festlegung der Schadstoffe an der äußeren Feststoffoberfläche einer Adsorption, 
da die Schadstoffe mit der Wasserphase in Kontakt bleiben. Demgegenüber liegt eine Ab-
sorption vor, wenn die Schadstoffe in das Feststoffmaterial selbst oder in die organische 
Grundlagen zu Natural Attenuation  13 
 
Matrix des Feststoffs eingeschlossen sind und nicht mehr in direktem Kontakt mit der flüssi-
gen Phase stehen. Da sowohl die Ad- als auch die Absorption im Untergrund nebeneinander 
ablaufen und eine experimentelle Unterscheidung schwierig ist, wurden beide Prozesse im 
Rahmen der Arbeit unter dem Oberbegriff der Sorption zusammengefasst.  
Zurückzuführen sind die Sorptionsprozesse auf physikalisch, chemische und elektrostatische 
Wechselwirkungskräfte zwischen dem Feststoffmaterial und den Schadstoffen. Für die unpo-
laren organischen Substanzen, zu denen die PAK und BTXE zählen, sind hauptsächlich die 
physikalischen Bindungskräfte für die Fixierung relevant. Bei dieser Art der Sorption (Physi-
sorption) wirken zwischen Adsorbats (zu sorbierende Komponente) und Adsorbens vorwie-
gend Van-der-Waalssche-Kräfte. Zwar sind derartige Wechselwirkungskräfte gegenüber 
elektrostatischen Kräften schwach, jedoch wirken sie über große Entfernungen [Atkins 1990]. 
Die aus der Physisorption freiwerdende Energie liegt in der Größenordnung der Kondensati-
onsenthalpie bei etwa 20 kJ/mol. 
Sofern keine chemische Veränderung bei den Sorptionsprozessen auftreten (Ausbildung von 
kovalenten Bindungen zum Adsorbens) stellt die Sorption - mit dem Umkehrprozess der De-
sorption - einen reversiblen Prozess dar. Zur Beschreibung des dynamischen Gleichgewichts 
zwischen Sorption und Desorption werden üblicherweise Sorptionsisothermen verwendet. 
Hierbei wird die Abhängigkeit der Beladung des Adsorbens von der Gleichgewichtskon-
zentration des Adsorbats bei konstanter Temperatur untersucht. Auf die drei gängigsten 
Sorptionsmodelle soll daher im Folgenden näher eingegangen werden.  
Adsorptionsisotherme von Langmuir: 
Bei dem Langmuir-Modell handelt es sich um ein theoretisches, nichtlineares Sorptionsmo-
dell, bei dem davon ausgegangen wird, dass alle Adsorptionsplätze auf dem Adsorbens  
äquivalent sind und sich die Adsorptmoleküle untereinander nicht beeinflussen [Langmuir 
1918]. Im Gleichgewichtszustand (d.h. Sorptions- und Desorptionsgeschwindigkeiten sind 
gleich) folgt: 
( )eql eqlsmaxs ck1
ckc
c ⋅+
⋅⋅=          (Gl. 2.11) 
mit cs      = Beladung des Adsorbens [-] 
 csmax= Gleichgewichtssättigungsbeladung des Adsorbens [-] 
 kl     = Sorptionskoeffizient der LANGMUIR-Isotherme [-] 
 ceq   = Gleichgewichtskonzentration des Sorptivs in Lösung [kg/m3] 
Adsorptionsisotherme von Freundlich: 
Die empirisch ermittelte Adsorptionsisotherme nach Freundlich beschreibt die Abhängigkeit 
der Beladung eines Adsorbens aus verdünnten wässrigen Lösungen [Freundlich 1906]: 
1/n
eqfs cKc ⋅=           (Gl. 2.12) 
mit Kf     = Verteilungskoeffizient der Freundlich-Isotherme [m3/kg] 
 1/n   = Freundlichexponent [-] 
 ceq    = Gleichgewichtskonzentration des Sorptivs in Lösung [kg/m3] 
14   
 
Der Freundlichexponent n [-] ist stoff- und temperaturabhängig und erreicht gewöhnlich Wer-
te zwischen 0,2 bis 1 [Näser 1990]. Durch logarithmieren der Gleichung 2.12 können die 
Freundlich-Parameter Kf und n über eine lineare Regression bestimmt werden. Für die line-
arisierte Form gilt: 
feqs logKlogc1/nlogc +⋅=          (Gl. 2.13) 
Die Freundlich Adsorptionsisotherme besitzt allerdings nur einen eingeschränkten Gültig-
keitsbereich. So weist sie für kleine Gleichgewichtskonzentrationen eine unendliche Steigung 
auf. Bei hohen Konzentrationen führt sie hingegen zu Überbefunden, da die Freundlichiso-
therme keinen Grenzwert besitzt.  
Lineare Adsorptionsisotherme: 
Die konzentrationsunabhängige Verteilung zwischen flüssiger und fester Phase wird durch 
das lineare Sorptionsmodell nach HENRY beschrieben [Henry 1922]: 
w
s
d c
c
K =            (Gl. 2.14) 
mit Kd = Verteilungskoeffizient [m3/kg] 
 cs = Beladung des Adsorbens [-] 
 cw = Stoffkonzentration im Wasser [kg/m3] 
Vor dem Hintergrund, dass die Sorption organischer Substanzen aus der Wasserphase an 
die Feststoffphase im Wesentlichen vom organischen Kohlenstoffgehalt des Aquifermaterials 
bestimmt wird [Karickhoff et al. 1979, Gauthier et al. 1987], kann der Verteilungskoeffizient 
Kd auf die Fraktion an organisch gebundenen Kohlenstoff foc [-] im Sediment bezogen wer-
den: 
oc
d
oc f
K
K =           (Gl. 2.15) 
mit foc  = Anteil des organischen Kohlenstoffs im Feststoff [-] 
 Koc = organischer Kohlenstoff/Wasser-Verteilungskoeffizient [m3/kg] 
Der entsprechend Gleichung 2.15 dargestellte Zusammenhang gilt allerdings nur für foc-
Werte > 0,001, da bei kleineren Kohlenstoffgehalten die auf der mineralischen Oberfläche 
stattfindende Sorption mit berücksichtigt werden muss [Karickhoff et al. 1979].  
Zudem ist der Koc-Verteilungskoeffizient insbesondere abhängig von dem Verwitterungsgrad 
des organischen Materials. So konnten je nach Art des organischen Kohlenstoffanteils corg 
Unterschiede in der Sorption gemessen werden [Gauthier et al. 1987, Grathwohl 1990, Ru-
therford 1992].  
Eine weitere Möglichkeit den Koc-Verteilungskoeffizienten zu bestimmen, stellt der in Glei-
chung 2.16 allgemein formulierte Zusammenhang dar. Hierbei werden empirisch ermittelte 
Konstanten genutzt, um den Koc-Verteilungskoeffizient aus dem Kow- Verteilungskoeffizienten 
zu berechnen [Karickhoff et al. 1979, Karickhoff 1981]: 
 
Grundlagen zu Natural Attenuation  15 
 
blogKalogK owoc +⋅=         (Gl. 2.16) 
mit Kow = Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizient [-] 
 a,b = Konstanten 
Anwendung finden diese empirisch ermittelten Korrelationen insbesondere dann, wenn das 
Sorptionsverhalten von Substanzen bei Feststoffmaterialien abgeschätzt werden soll und 
hierzu keine experimentellen Daten vorliegen. 
2.3.4 Biologische Abbauprozesse 
Anders als bei den nichtdestruktiven Verdünnungs- und Sorptionsprozessen führen die mik-
robiologischen Abbauprozesse zu einer Massenreduzierung und damit zu einer Frachtredu-
zierung der Schadstoffe. Prinzipiell sind alle an einem teerölkontaminierten Standort vor-
kommenden organischen Schadstoffe mehr oder weniger gut mikrobiologisch abbaubar. Bei 
den enzymatisch katalysierten Abbaureaktionen sind zwischen einer vollständigen 
Mineralisierung und einem cometabolischen Abbau zu unterscheiden [Korte 1992].  
Die vollständige Metabolisierung bzw. Mineralisierung beinhaltet den Schadstoffabbau über 
mehrere Abbauschritte. Innerhalb der einzelnen Abbauschritte werden eine Reihe von Inter-
mediaten gebildet, die letztendlich in die Biosynthese einfließen oder zu CO2 und H2O mine-
ralisiert werden. Unter bestimmten Bedingungen (auftreten von Engpässen im Umsatz auf 
dem weiteren Abbauweg) können diese Intermediate aus den Mikroorganismen in das sie 
umgebende Medium (z.B. Grundwasser) gelangen und dort ggf. nachgewiesen werden 
[Kästner 2001]. Insgesamt stellen die organischen Substanzen bei diesem Abbauweg eine 
Kohlenstoff- und Energiequelle für den Lebensunterhalt und das Wachstum der Mikroorga-
nismen dar. 
Im Gegensatz zur Metabolisierung versteht man unter dem cometabolischen Abbau die Bio-
transformation eines nicht in die Biomasse einbaubaren Substrats. Da für den Cometabolis-
mus ein zusätzliches, leichter verwertbares Wachstumssubstrat (Cosubstrat) die Energie und 
Reduktionsäquivalente bereitstellt, ist dieser Typ des Abbaus, abgesehen von einer Entgif-
tungsfunktion, mit keinem erkennbaren Nutzen für die Mikroorganismen verbunden. Im All-
gemeinen entstehen beim cometabolischen Stoffwechsel eine Reihe von Metabolite, die von 
den Mikroorganismen anschließend nicht weiter abgebaut werden [Kästner 2001].  
In welchem Maß die mikrobiologischen Abbauprozesse im Untergrund stattfinden hängt ne-
ben der Art, der Konzentration und der Zusammensetzung der einzelnen Schadstoffkompo-
nenten vor allem von den zur Oxidation bzw. zur vollständigen Mineralisation erforderlichen 
Elektronenakzeptoren ab [Werner 2001]. Des Weiteren stellen Temperatur, pH-Wert und 
Mineralsalzgehalt eine wichtige Standortgröße dar [Isaac & Jennings 1996]. 
Als terminale Elektronenakzeptoren können im Grundwasserleiter neben Sauerstoff (O2) 
insbesondere Nitrat (NO3-), Sulfat (SO42-), Kohlendioxid (CO2), Eisen(III) (Fe3+) und Man-
gan(IV) (Mn4+) fungieren. Der bei den Redoxprozessen freiwerdende und für Mikroorganis-
men nutzbare Energiebetrag nimmt in der Reihe der Elektronenakzeptoren O2 > NO3- > Mn4+ 
> Fe3+ > SO42- > CO2 ab. In Tabelle 2.1 sind die natürlicherweise ablaufenden Redoxreaktio-
nen am Beispiel des Abbaus von Naphthalin einschließlich der dabei freiwerdenden freien 
Enthalpien dargestellt.  
 
16   
 
Tabelle 2.1: Freiwerdende freie Enthalpie in Abhängigkeit unterschiedlicher Elektronenakzepto-
ren am Beispiel der Mineralisation von Naphthalin [McFarland & Sims 1991] 
Redoxzonen Redoxreaktionen ∆G° 
[kcal/eeq] 
Aerobe 1/48 C10H8  + 1/4 O2 → 10/48 CO2 + 1/12 H2O - 25,43 
Nitrat-
reduzierende 1/48 C10H8  + 1/5 NO3
- + 1/5 H+→ 10/48 CO2 + 11/60 H2O + 1/10 N2 - 23,88 
Mangan(IV)-
reduzierende 
1/48 C10H8  + 1/2 MnO2(s) + 1/2 HCO3- + 1/2 H+ → 10/48 CO2 + 
1/2 MnCO3  + 7/12 H2O 
- 18,88 
Eisen(III)-
reduziernde 
1/48 C10H8  + FeOOH(s) + HCO3- + H+ → 10/48 CO2 + FeCO3 + 
76/48 H2O 
- 5,66 
Sulfat-
reduzierende 
1/48 C10H8  + 1/8 SO42- + 3/16 H+ → 10/48 CO2 + 1/16 H2S + 1/16 HS-  
+ 1/12 H2O 
- 1,67 
Methanogene 1/48 C10H8  + 1/6 H2O → 4/48 CO2 + 1/8 CH4 - 0,99 
 
Wird ein im Grundwasser vorliegender Schadensbereich durchströmt, in dem oxidativ ab-
baubare Schadstoffe vorliegen, bildet sich in der Regel eine charakteristische Abfolge von 
Redoxzonen aus (siehe Abbildung 2.3), wobei sich die am stärksten reduzierten Milieube-
dingungen dem Schadensherd am nächsten befinden. Zurückzuführen ist diese Zonierung 
durch die Konkurrenz verschiedener Organismengruppen, die auf unterschiedliche terminale 
Elektronenakzeptoren spezialisiert sind.  
Abbildung 2.3: Abfolge der Redoxzonierungen beim mikrobiologischen Abbau organischer 
Belastungen [nach Lovley et al. 1994] 
Liegen im Aquifer Sauerstoff, Nitrat, Sulfat, Kohlendioxid, Eisen(III) und Mangan(IV) vor, wird 
entsprechend Tabelle 2.1 zuerst Sauerstoff, dann Nitrat, Mn(IV), Fe(III), Sulfat und zuletzt 
Kohlendioxid zur Energiegewinnung verwendet. Im Bereich des Schadensherdes, in dem mit 
Ausnahme von CO2 alle Elektronenakzeptoren verbraucht sind, kann aufgrund der Methano-
genese Methan im Grundwasser nachgewiesen werden, wohingegen sich die Bereiche der 
Sulfatreduktion durch erhöhte Sulfidgehalte auszeichnen. In der Eisen(III)- sowie Mangan 
(IV)-reduzierenden Zone tritt eine Erhöhung der Transformationsprodukte (Fe2+ und Mn2+) 
Quelle
organischer
Schadstoffe
methanogene
Zone Fe(III) reduzierendeZone
aerobe
Zone
Sulfat redu
zieren
de Z
one
     Nitrat u
nd Mn(
IV) re
duzi
ere
nd
e Z
on
e
Grundwasserfließrichtung
Grundlagen zu Natural Attenuation  17 
 
auf. Für den nitratreduzierenden Bereich sind dementsprechend erniedrigte Nitratkonzentra-
tionen typisch [Lovley et al. 1994]. 
2.4 Schadstoffverhalten der PAK und BTXE im Grundwasser 
2.4.1 Physikalisch-chemische Eigenschaften der PAK und BTXE 
Bei den Polycyclischen Aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK) handelt es sich um eine 
Gruppe von Verbindungen, deren molekulare Struktur aus zwei oder mehreren anellierten 
aromatischen Ringen besteht. Die Entstehung der PAK ist auf Pyrolysereaktionen von orga-
nischen Substanzen zurückzuführen, die bei unvollständigen Verbrennungsprozessen auftre-
ten. Aufgrund ihrer toxischen Wirkung und ihres häufigen Vorkommens in der Umwelt hat die 
amerikanische Umweltbehörde Envirionmental Protection Agency (EPA) 16 mehrkernige 
Aromaten in die so genannte EPA-Liste aufgenommen (siehe Abbildung 2.4).  
Das Schadstoffverhalten der PAK in der Umwelt wird entscheidend durch ihre physikalisch-
chemischen Eigenschaften bestimmt. Wie in Tabelle 2.2 aufgeführt ist, nimmt die Wasserlös-
lichkeit der PAK mit steigender Molekülgröße bzw. steigendem Molgewicht ab und liegt bei 
den meisten PAK unter 1 mg/l. Zudem besitzen die PAK aufgrund ihres ausgeprägten hyd-
rophoben Charakters eine hohe Tendenz zur Bio- und Geoakkumulation. So weisen die 16 
EPA-PAK Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizienten zwischen log Kow 3,4 (Naphthalin) und 
7,7 (Indeno[1,2,3-cd]pyren) auf.  
Die geringe Wasserlöslichkeit und starke Hydrophobizität der PAK führen dazu, dass PAK 
verstärkt an das Aquifermaterial sorbieren. Durch die erhöhte Sorptionsneigung resultiert 
wiederum ein verzögerter Schadstofftransport im Grundwasser, der umso stärker ausgeprägt 
ist, je höher der organische Kohlenstoffanteil im Aquifer ist (siehe Abschnitt 2.3.3). Insofern 
kommt den im Grundwasserleiter ablaufenden Sorptions- und Desorptionsprozessen, spe-
ziell bei PAK-Schadensfällen, eine besondere Bedeutung bei der Bewertung des NA-
Potentials zu. 
Abbildung 2.4: Strukturformeln ausgewählter PAK (16 EPA-PAK) 
18   
 
Tabelle 2.2: Physikalisch-chemische Parameter der 16 PAK der US-EPA Prioritäten Liste. An-
gaben aus: 1) Mackay & Shiu [1977]; 2) Walters & Luthy [1984]; 3) Yalkowsky & Valvani [1979]; 4) 
Sims & Overcash [1983]; 5) Miller et al. [1985] 
Substanz 
Molgewicht 
[g/mol] 
Löslichkeit 
[mg/l] (25°C) 
log KOW-Wert [-] 
3)                  4)                5) 
Naphthalin (NAP) 128 30,01) 3,35 3,37 3,35 
Acenaphthylen (ACY) 152 16,1 2)  4,07  
Acenaphthen (ACE) 154 3,471) 4,03 4,33 3,92 
Fluoren (FLU) 166 1,981) / 1,83 3) 4,47 4,18 4,18 
Phenanthren (PHE) 178 1,291) 4,63 4,46 4,57 
Anthracen (ANT) 178 0,071) 4,63 4,45 4,54 
Fluoranthen (FLA) 202 0,261) 5,22 5,33 5,22 
Pyren (PYR) 202 0,141) 5,22 5,32 5,18 
Benzo[a]anthracen (BaA) 228 0,0141) 5,91 5,61 5,91 
Chrysen (CRY) 228 0,0021) 5,91 5,61 5,79 
Benzo[b]fluoranthen (BbFLA) 252 0,00121)  6,57  
Benzo[k]fluoranthen (BkFLA) 252 0,00061)  6,84  
Benzo[a]pyren (BaPYR) 228 0,00381) 6,50 6,04 5,98 
Dibenzo[a,h]anthracen 278 0,00051)  6,75 7,19 
Benzo[g,h,i]perylen (BghiPER) 276 0,000261) 7,10 7,23 7,10 
Indeno[1,2,3-cd]pyren (IndPYR) 276 0,0621)  7,66  
 
Zusätzlich zum Transport der gelösten PAK im Grundwasser ist weiterhin die Möglichkeit 
eines Co-Transportes der PAK durch Kolloide zu berücksichtigen. Kolloide (Partikel im Grös-
senbereich von nm-µm wie z.B. Alumosilikate, Silikate, Huminstoffe, Mikroorganismen) 
kommen in allen natürlichen Boden- und Grundwässern vor und weisen aufgrund ihrer gro-
ßen spezifischen Oberfläche eine hohe Reaktivität in Bezug auf Grenzflächenprozesse auf. 
Speziell im Fall der gering wasserlöslichen, vergleichsweise stark sorbierenden PAK kann 
dies dazu führen, dass ein hoher PAK-Anteil an Kolloide sorbiert und mit diesen über weite 
Bereiche im Grundwasserleiter verfrachtet wird [Rügner et al. 2001].  
Im Gegensatz zu den PAK gehören die Komponenten Benzol, Toluol, Ethylbenzol und die 
Isomeren des Xylols zur Stoffgruppe der monoaromatischen Kohlenwasserstoffe, die wie die 
PAK keine funktionellen Gruppen (z.B. Hydroxy-, Aldehyd-, Carboxygruppen) aufweisen 
(siehe Abbildung 2.5). Neben den phenolischen Verbindungen und den PAK stellen sie den 
Hauptbestandteil des Schadstoffinventars bei teerölkontaminierten Standorten dar. 
Grundlagen zu Natural Attenuation  19 
 
Abbildung 2.5: Strukturformeln der BTXE 
Die BTXE gehören zu den unpolaren, mäßig wasserlöslichen Verbindungen, deren Wasser-
löslichkeit jedoch deutlich höher als die der PAK (siehe Tabelle 2.3) ist. So liegt die Wasser-
löslichkeit von Benzol mit 1,8 g/l deutlich über der des Naphthalins, das mit 30 mg/l zu den 
am besten wasserlöslichen PAK zählt. Zudem zeigen die BTXE aufgrund der niedrigeren 
Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizienten eine geringere Tendenz zur Bio- und Geoakkumu-
lation als die PAK. 
Tabelle 2.3: Physikalisch-chemische Parameter der BTXE. Angaben aus: 1) Keeley et al. [1988], 
2) Abdul et al. [1987], 3) Verschuren [1997], 4) Owens et al. [1986], 5) Hodson & Williams [1988] 
Substanz 
Molgewicht 
[g/mol] 
Löslichkeit 
[mg/l] (20°C) 
log KOW-Wert 
[-] 
Benzol (B) 78 1760 1) 2,13 2) 
Toluol (T) 92 550 1) 2,69 3) 
Ethylbenzol (E) 106 190 4) 3,15 3) 
o-Xylol (o-X) 106 175 3) 3,16 5) 
m-Xylol (m-X) 106 160 2) 3,20 2) 
p-Xylol (p-X) 106 200 3) 3,15 3) 
 
2.4.2 Mikrobielle Abbaubarkeit der PAK und BTXE 
Die Abbaubarkeit der PAK unter aeroben wie auch anaeroben (Abwesenheit von O2) Bedin-
gungen ist auch heute noch Gegenstand vieler Untersuchungen. Nachgewiesen werden 
konnte bereits, dass unter aeroben Bedingungen die 2- und 3-Ring PAK relativ gut mikrobiell 
abbaubar sind [Stieber et al. 1993, Mahro & Kästner 1993b, Cerniglia 1984] und über Mono- 
und Dioxygenasen bis zu CO2 und Wasser mineralisiert werden können. Für die 4-Ring-PAK 
liegen ebenfalls einige Kenntnisse über mögliche Abbauwege vor [Cerniglia 1992, Weissen-
fels et al. 1991, Heitkamp et al. 1988], wohingegen über den mikrobiologischen Abbau von 
PAK mit mehr als vier Ringen noch verhältnismäßig wenig bekannt ist [Kanaly & Harayama 
2000]. Die meisten Kenntnisse über das Abbauverhalten der 5-Ring-PAK sind für das cance-
rogene Benzo(a)-pyren [z.B. Dries & Smets 2002] vorhanden.  
Die Abbaubarkeit der PAK unter anaeroben Bedingungen konnte insbesondere für die 2- und 
3-Ring-PAK gezeigt werden. So beschreiben Mihelcic und Luthey [1991] und Al-Bashir et al. 
[1990] den Abbau von Naphthalin unter denitrifizierenden Bedingungen. Aus den bisher ver-
öffentlichten Daten kann ebenfalls ein sulfatreduzierender Abbau der 2- und 3-Ring-PAK als 
nachgewiesen betrachtet werden [Coates et al. 1997, Zhang & Young 1997]. Bezüglich des 
20   
 
anaeroben PAK-Abbaus mit Fe(III) und Mangan(IV) gibt es ebenfalls Hinweise auf eine Me-
tabolisierung [Lyngkilde & Christensen 1992, Langenhoff et al. 1997].  
Wie im Fall der PAK kann auch bei den BTXE ein mikrobiologischer Abbau sowohl unter 
aeroben als auch anaeroben Bedingungen festgestellt werden.  
Im Gegensatz zum anaeroben Abbau ist der Abbaumechanismus von den BTXE in Gegen-
wart von Sauerstoff weitgehend bekannt und in der Literatur beschrieben [Schlegel 1985]. 
Eingeleitet wird der Abbau der Monoaromaten mit der Oxidation des aromatischen Ringes 
durch Sauerstoff, der zu einem polaren Produkt führt. Als zentrales Zwischenprodukt ent-
steht Brenzcatechin, aus dem durch Ringspaltung offenkettige Carbonsäuren entstehen. Die 
offenkettigen Verbindungen werden anschließend in den Intermediärstoffwechsel einge-
schleust und können unter Energie- und Biomassengewinn weiter verstoffwechselt werden.  
Unter anaeroben Bedingungen konnte ein Abbau der BTEX-Aromaten mit Nitrat, Eisen(III) 
und Sulfat als Elektronenakzeptoren und unter methanogenen Bedingungen nachgewiesen 
werden. So wurde unter sulfatreduzierenden Bedingungen der Benzolabbau durch Lovely et 
al. [1995], der Abbau von Toluol und Xylol durch Edwards et al. [1992] belegt. Der Abbau 
unter Eisen(III)-reduzierenden Bedingungen konnte durch Lovely et al. [1996], der unter de-
nitrifizierenden Bedingung durch Hutchins et al. [1991] dokumentiert werden. Den Abbau 
unter methanogenen Bedingungen beobachteten Wilson et al. [1986] und Vogel & Gribic’-
Galic’ [1987]. 
 
 
Modellstandort „Stürmlinger Sandgrube“  21 
 
3 Modellstandort „Stürmlinger Sandgrube“ 
3.1 Lage und Historie 
Die im Rahmen der Arbeit vorgesehenen Felduntersuchungen wurden am Modellstandort 
„Stürmliner Sandgrube“ durchgeführt. Der Modellstandort liegt im Norden von Karlsruhe im 
Gewann Kirchfeld auf der Gemarkung Karlsruhe-Neureut und umfasst das ca. 1,5 ha große 
Altablagerungsgelände sowie den an die Altablagerung anschließenden Abstrombereich 
(siehe Abbildung 3.1). Im südwestlichen Randbereich der Altablagerung befinden sich ein 
Kinderspielplatz und eine kleine Sportanlage. Die im Nordwesten und Norden an die Altabla-
gerung angrenzende Freifläche dient derzeit der Stadt Karlsruhe als Oberbodenzwischenla-
ger und ist größtenteils mit Bäumen und Gebüsch bewachsen. Der nordöstlich zur Altablage-
rung gelegene Teil ist durch eine Naturwiese bzw. durch landwirtschaftlich genutztes Acker-
land (siehe Foto Abbildung 3.1) geprägt. 
Beim Altablagerungsgelände (gestrichelte Linie) handelt sich um eine ehemalige Sandgrube, 
die von der Stadt Karlsruhe in der Zeit von 1925-1956 zur Verfüllung mit Bauschutt, Haus- 
und Gewerbemüll genutzt wurde. Von 1949 bis ca. 1955 wurden zusätzlich Rückstände aus 
der Gas- und Benzolerzeugung eingelagert, wobei die flüssigen Gaswerksabfälle direkt in 
den bereits vorhandenen Deponiekörper bzw. in die offene Sandgrube gepumpt wurden 
[G.M.F. 1997]. Die Mächtigkeit der Auffüllung schwankt zwischen 1,30 m im Böschungsbe-
reich der verfüllten Sandgrube und 8,20 m im tiefsten Teil der Sandgrube. Aus den Ergeb-
nissen früherer Untersuchungen lässt sich näherungsweise ein Ablagerungsvolumen von ca. 
90.000 m3 – 105.000 m3 errechnen [G.M.F. 1997]. Die prozentualen Mengenanteile der ein-
gelagerten Materialien, die bei Bohrungen auf der Altablagerung angetroffen wurden, setzen 
sich aus 30-35 % Brandschutt, 35-45 % Bauschutt, 10-15 % Erdaushub, 15-20 % Hausmüll 
und 5-10 % Industrie-/Gewerbeabfälle zusammen [G.M.F. 1997]. 
Aufgrund der Einlagerung von Rückständen aus der Gas- und Benzolerzeugung besteht das 
Schadstoffspektrum am Standort überwiegend aus den gaswerkstypischen Substanzen der 
PAK, BTXE und Phenole. Des Weiteren konnten am Standort MKW und LHKW im Boden 
bzw. Grundwasser nachgewiesen werden. Die höchsten Belastungen an PAK und BTXE 
konzentrieren sich auf den mittleren und nordwestlichen Bereich der Altablagerung, in dem 
Teeröl in Phase sowie ein pastöses Teer-Feststoffgemisch vorliegen. Mit PAK-Gehalten von 
größer 1000 mg/kg und einem Volumen von ungefähr 2500 m3 stellt dieser Abschnitt den 
eigentlichen Hauptschadensherd der Altablagerung dar (siehe schraffierte Fläche in 
Abbildung 3.1) [G.M.F. 1997]. Da die Teerölkontamination bis unter die Deponiesohle hinein-
reicht (~ 14-15 m u. GOK) und daher im direkten Kontakt mit dem Grundwasser steht, wer-
den auch derzeit noch erhebliche Mengen an PAK und BTXE in das Wasser freigesetzt. So 
emittiert die Altlast „Stürmlinger Sandgrube“ gegenwärtig 
• ca. 90 g/d an PAK (16 EPA-PAK ohne Naphthalin) 
• ca. 1000 g/d Naphthalin 
• ca. 2500 g/d BTXE 
• davon ca. 1800 g/d Benzol 
in das Grundwasser und ist damit Ursache einer ins Gewicht fallenden Grundwasserkonta-
mination [Wege et al. 2003]. 
22   
 
 
Abbildung 3.1: Lageplan der Stürmlinger Sandgrube mit Messstellennetz 
 
Oberstromige Messstellen E0/T28 und E0/1
E3/17
E2/11
E3/16
E3/T15
E3/T13
E2/T12
E2/9
E1/7
P67
T23
T26
E2/8
E1/3
Z6
E1/5
E4/19
E4/18
E5/21
Z2
P66
T24
E4/20
E5/T21
E6/22
E6/T22
E7/T27
Grundwasserfließrichtung
Blickrichtung Foto
 
N
E2/10
T25
E1/4
E3/T14
Übersichtsplan zum:
Modellstandort  “Stürmlinger Sandgrube“
in Karlsruhe-Neureut
 Maßstab 1: 2500
Modellstandort „Stürmlinger Sandgrube“  23 
 
3.2 Geologie und Hydrogeologie 
Die etwa 5,5 km vom Rhein entfernte „Stürmlinger Sandgrube“ liegt in der Zone der Nieder-
terasse des Oberrheingrabens im Bereich der zentralen Grabenscholle. Geprägt ist die Nie-
derterasse durch sandig-kiesige Ablagerungen des mittleren und jüngeren Quartärs. Die 
Kiesschüttungen sind durch feinkörnige Ablagerungen (Sande/Schluffe) in mehrere Lagen 
getrennt, wobei die Kieslager während des Glazials, die feinkörnigen Zwischenschichten 
hingegen in den wärmeren Abschnitten (Interglazial) entstanden (siehe Tabelle 3.1) sind. Auf 
der rechtsrheinischen Seite wurden die Zwischenschichten beim Einsetzen der nächsten 
Klimaveränderung weitgehend wieder abgetragen, da die Kiesschüttungen erosiv in das Lie-
gende eingreifen [Trunkó, 1984]. Das Obere Kieslager und das Mittlere Kieslager können 
dadurch zu einem Schotterkörper [Bartz, 1982] verschmelzen. Erst nördlich von Karlsruhe ist 
ein über große Flächen zusammenhängender Oberer Zwischenhorizont als hydraulisch wirk-
samer Feinsedimenthorizont vorhanden [Ellwanger et al. 1995].  
Wie sich bei der Ansprache der Bohrkerne gezeigt hat, konnte nur ein erhöhter Sandanteil 
zwischen 25 und 27 m im durchgehend sandigen Kies des Untergrundes festgestellt werden 
[G.M.F 2002]. Insofern liegt am Modellstandort die Obere Zwischenschicht nicht vor.  
Aufgrund des am Modellstandort fehlenden Oberen Zwischenhorizonts bilden die anstehen-
den Sande und Kiese des Oberen und Mittleren Kieslagers den oberen Grundwasserleiter. 
Die Untere Zwischenschicht wurde im Rahmen von Bohrarbeiten (Errichtung von Tiefen-
messstellenbündel) in einer Tiefe von 40 m bzw. bei zwei Bohrpunkten bei 35,5 und 39 m 
angetroffen und stellt den am Standort vorliegenden oberen Grundwasserstauer dar. Bei 
einem mittleren Flurabstand von ca. 8 m ergibt sich hieraus eine Aquifermächtigkeit von 
ungefähr 32 m.  
Aufbauend auf mehreren Stichtagsmessungen [G.M.F. 2002] ergab sich für das Abstromfeld 
eine Hauptfließrichtung des Grundwassers in nordwestliche Richtung (siehe Abbildung 3.1). 
Die Grundwasserstandsganglinie am Modelstandort wurde in einen Zeitraum von über 
2 Jahren an drei unterschiedlichen Messstellen (E0/1, P 66 und P67) mit Datensammlern 
(Fa. Ott Hydrometrie, Typ Orphimedes) aufgezeichnet. Wie aus Abbildung 3.2 für den Pegel 
Tabelle 3.1: Schematische Gliederung des Quartärs nach Bartz [1982] 
Oberes Kieslager OKL 
Obere Zwischenschicht OZ 
Mittleres Kieslager 
O
bere Kiese MKL 
Untere Zwischenschicht   ZU 
Unteres Kieslager   UKL 
Jungquartär 
  Altquartär 2 
  
AQ2 
  Altquartär 1 
  
AQ1 
A
ltquartär 
 
24   
 
P66 ersichtlich wird, zeigt die Grundwassergangstandslinie saisonal bedingte Schwankun-
gen zwischen 106,35 m bis 106,00 m ü. NN.  
Im Zeitraum 2001 – 2003 standen den großen Flurabständen im Sommer geringe Flurab-
stände während der Wintermonate gegenüber. Diese saisonalen Schwankungen sind im 
Wesentlichen darauf zurückzuführen, dass zwischen März/April – Oktober/November auf-
grund der höheren Verdunstungsraten (direkt über Boden und Pflanzen) weniger Nieder-
schlag bis ins Grundwasser gelangt. Hingegen lassen im Allgemeinen die niedrigeren Tem-
peraturen und das weitgehende Ausbleiben der Pflanzenverdunstung den Grundwasser-
stand von November bis April (2001/2002 und 2002/2003) wieder ansteigen. Der sehr heiße 
Sommer 2003, mit seinen in den Monaten von Juli-September geringen Niederschlagsmen-
gen, führte indes, wie aus Abbildung 3.2 ersichtlich wird, zu einer ausgeprägten Abnahme 
des Grundwasserspiegels.  
Auf die am Modellstandort vorliegende Abstandsgeschwindigkeit, deren Kenntnis zur Be-
schreibung der hydrogeologischen Situation ebenfalls von Wichtigkeit ist, wird in Kapitel 4 
gesondert eingegangen. 
 
3.3 Ausbau des Messstellennetzes 
Um die durch Teeröleinlagerungen bedingte Schadstofffahne dreidimensional zu erfassen, 
wurden auf dem Testfeld insgesamt 28 Messstellen (überwiegend eigens entwickelte Multi-
levelmessstellen), zusätzlich zu den bereits vorhandenen Pegeln (P1 – P5 und 63 – 67), 
installiert. Die dabei im Feld erstellten 18 Multilevelmessstellen (25 m tief, 5fach verfiltert) 
sind, mit Ausnahme der im Zustrom gelegenen Multilevelmessstelle E0/1, in Abbildung 3.3 
dargestellt. Die Multilevelmessstellen sind in fünf Ebenen senkrecht zur Grundwasserfließ-
Abbildung 3.2: Ganglinie des Grundwasserstandes am Standort „Stürmlinger Sandgrube" für 
den Pegel P 66 
Grundwasserstand von Messstelle P66
105,9
106,1
106,3
106,5
106,7
106,9
107,1
107,3
107,5
30.10.01 30.01.02 30.04.02 30.07.02 30.10.02 30.01.03 30.04.03 30.07.03 30.10.03
Zeitraum
G
ru
nd
w
as
se
rs
ta
nd
 ü
 N
N
 [m
]
0
50
100
150
200
01.11.01 01.02.02 01.05.02 01.08.02 01.11.02 01.02.03 01.05.03 01.08.03 01.11.03N
ie
de
rs
ch
la
g 
[m
m
] Monatliche Niederschlagsmenge in Karlsruhe 
Modellstandort „Stürmlinger Sandgrube“  25 
 
richtung angeordnet. Die erste Ebene mit den Multilevelmessstellen E1/3, E1/4, und E1/5 
befindet sich im Randbereich 5 m vom Deponiekörper entfernt. Die zweite Ebene umfasst 
die Messstellen E2/8, E2/9, E2/10, E2/11 und E2/12. Diese Ebene ist im Abstand von 
ca. 15 m parallel zur ersten Ebene angelegt. Die dritte Ebene mit den Multilevelmessstellen 
E3/13, E3/14, E3/15, E3/16 und E3/17 ist weitere 20 m von der zweiten Ebene entfernt. In 
einer Entfernung von 70 m zur dritten Ebene liegt die vierte Ebene mit den Grundwasser-
messstellen E4/18, E4/19 und E4/20. Die letzte Grundwassermessstelle in Form einer Multi-
levelmessstelle (E5/21) ist weitere 60 m von der Ebene 4 entfernt.  
Die am Modellstandort vorhandenen Multilevelmessstellen wurden aus Edelstahl gefertigt 
und besitzen im Gegensatz zu üblichen mehrfach verfilterten Messstellen fünf hydraulisch 
entkoppelte Filtersysteme. Somit konnte ein vertikaler Austausch von Grundwasser aus un-
terschiedlichen Horizonten unterbunden werden. Zudem ermöglichte diese Messstellenkon-
Abbildung 3.3: Lageplan der Multilevelmessstellen mit schematischer Skizze einer Multilevel-
messstelle 
  
Filterebene 
9-10 m 
Filterebene 
12,75-13,75 m 
Filterebene 
16,5-17,5 m
Filterebene 
20,25-21,25 m
Filterebene
24-25 m 
2’’-Rohre
1/2’’-Rohre
  
Ebene 5
Ebene 3
Ebene 4
Ebene 1
Ebene 2
26   
 
zeption eine zeitgleiche Probenahme aller Filterhorizonte mit Hilfe frequenzregelbarer 
Tauchpumpen (Fa. Grundfos, Typ MP1, 2"). Bereits die 17 abstromig positionierten Multile-
velmessstellen mit ihren jeweils fünf Filterhorizonten erlauben somit eine Bestimmung der 
Grundwasserbeschaffenheit an 85 Messpunkten. 
Zusätzlich zu den Multilevelmessstellen wurden am Standort vier mehrfach verfilterte Mess-
stellen in der Altablagerung (PEHD; 25 m tief: E6/22, E1/7, Z2, Z6) sowie sechs Tiefenmess-
stellenbündel (PEHD; 40 m tief: E0/T28; T26, E3/T15, E5/T21, E6/T22, E7/T27) niederge-
bracht (siehe Lageplan Abbildung 3.1). 
Unter Berücksichtigung aller am Standort vorhandenen Messstellen kann daher ein 
Abstrombereich  
• bis zu einer Länge (in GW-Fließrichtung) von ca. 440 m 
• bis zu einer Breite (senkrecht zur GW-Fließrichtung) von ca. 70 m 
• bis zu einer Tiefe von 25 m (Multilevelmessstellen) bzw. 40 m (Tiefenmesstellen) 
untersucht werden.  
 
Markierungsversuch am Modellstandort  27 
 
4 Markierungsversuch am Modellstandort 
Markierungsversuche zählen schon seit Jahrzehnten zu den Standarduntersuchungen in der 
Hydrogeologie, um qualitative und quantitative Erkenntnisse über den Grundwasserleiter zu 
erhalten [GLA 1994]. Insbesondere bei der Beurteilung des Natural-Attenuation-Potentials 
stellen derartige Versuche ein wichtiges Instrumentarium zur Charakterisierung des Ausbrei-
tungsverhaltens von Schadstoffen im Grundwasser dar. So sind Kenntnisse der aus Tracer-
tests ermittelten hydraulischen Parameter, wie Fließrichtung und Abstandsgeschwindigkeit, 
für die Planung und Umsetzung verschiedener Folgeuntersuchungen sowie für die Modellie-
rung der Schadstofffahne unabdingbar.  
Da im Rahmen der Arbeit Konzentrationsverläufe von Schadstoffen an verschiedenen 
abstromig gelegenen Messstellen aufgenommen und miteinander verglichen werden sollten, 
war es nötig, die Fließgeschwindigkeit am Modellstandort mit Hilfe eines Markierungsversu-
ches zu ermitteln. Treten z.B. Änderungen im Schadstoffkonzentrationsprofil an einer nahe 
zur Schadensquelle gelegenen Messstelle auf, sind derartige Effekte aufgrund des primär 
advektiven Schadstofftransports (siehe Kapitel 2.3) erst zeitlich verzögert an den abstromi-
gen Messstellen zu beobachten. Durch die Kenntnis der Abstandsgeschwindigkeit lässt sich 
diese zeitliche Verzögerung zumindest näherungsweise berechnen und bei der Auswertung 
der Konzentrationsverläufe berücksichtigen. Zudem sollte mit dem Markierungsversuch ge-
klärt werden, ob signifikante vertikale Durchmischungseffekte am Modellstandort vorliegen, 
die zu einer starken Aufweitung der Schadstofffahne beitragen. 
Für die Durchführung des Markierungsversuches wurden drei verschiedene Tracerfarbstoffe 
an einer Zugabestelle zeitgleich in unterschiedliche Tiefen in den Aquifer eingebracht. Diese 
sollten als Vergleichsgrundlage zur tiefenabhängigen Bewertung der Schadstoffausbreitung 
am Modellstandort dienen. Die Aufnahme der Durchbruchskurven erfolgte zum einen durch 
automatische Vor-Ort-Messungen mit zwei Messintervallen pro Tag und zum anderen durch 
eine zweimalige manuelle Probenahme pro Woche mit anschließender Analyse der Wasser-
proben im Labor. Zur Beprobung und Messung der Grundwasserproben vor Ort diente eine 
eigens für diesen Tracerversuch entwickelte Messanordnung, die mit einer konzeptionell 
neuartigen Feldfluorometermesszelle zur online Messung der unterschiedlichen Tracerkon-
zentrationen ausgestattet war. Ziel der online Messung sollte es sein, den gegenüber den 
konventionellen Methoden (Probenahme und Analyse von Wasserprobe im Labor) zeitlichen, 
personellen und finanziellen Aufwand zu minimieren und eine bessere zeitliche Auflösung 
der Messungen zu erreichen.  
4.1 Verwendete Tracerfarbstoffe 
Als Tracerfarbstoffe wurden Fluoreszenzfarbstoffe eingesetzt, die sich im Gegensatz zu den 
ebenfalls häufig verwendeten Salztracern [Slg LfW 2002] durch fluorometrische Messungen 
wesentlich empfindlicher nachweisen lassen. Bedingt durch die gute Nachweisempfindlich-
keit der Fluoreszenzfarbstoffe sind damit, anders als bei Salztracern (Nachteil: Auftreten von 
Dichteströmungen), nur vergleichsweise geringe Tracermengen nötig. Des Weiteren bieten 
Fluoreszenzfarbstoffe den Vorteil, dass man verschiedene Fluoreszenztracer nebeneinander 
in der gleichen Probe selektiv nachweisen kann. Diese Möglichkeit kann jedoch nur dann 
genutzt werden, wenn es bei den eingesetzten Tracern zu keinen spektralfluorometrischen 
Überlagerungen während der Analyse kommt (z.B.: Überlagerung der Fluoreszenzmaxima). 
Zu den am häufigsten verwendeten und für Grundwasseruntersuchungen zugelassenen Flu-
28   
 
oreszenzfarbstoffen gehören neben Uranin, Eosin und Natriumnaphthionat auch noch die 
Tracerfarbstoffe aus der Rhodamin-Gruppe [Slg LfW 2002, Käss 1992]. In der Praxis ist Ura-
nin - zumindest in Baden-Württemberg - einer der am meisten genutzten Tracer [GLA 1994]. 
So wurde z.B. Uranin als Tracerfarbstoff neben Eosin und Natriumnaphthionat zur Quantifi-
zierung des Schadstofftransportes an kontaminierten Standorten eingesetzt [Herfort & Ptak 
2002].  
Zur Umsetzung des Multitracerversuchs wurden die Tracerfarbstoffe Uranin, Natrium-
naphthionat und Sulforhodamin B ausgewählt, deren Strukturformeln in Abbildung 4.1 darge-
stellt sind. Die physikalisch-chemischen Eigenschaften der eingesetzten Tracerfarbstoffe 
sind in Tabelle 4.1 wiedergegeben. 
Tabelle 4.1: Zur Wassermarkierung eingesetzte und zugelassene Fluoreszenzfarbstoffe 
Substanz Farbe 
Extinktions-
maximum 
[nm] 
Molare spektrale 
Absorption   
[l*cm-1*mol-1] 
Fluores-
zenzmaxi-
mum [nm] 
Wasserlös-
lichkeit [g/l] 
Uranin Gelb/Gelbgrün 491 84000 1) 512 ~ 600 
Sulforhodamin B Rot 564 89900 2) 583 ~10 
Natriumnaphthionat Violett 320 7870 3) 420 240 
1) bei 491nm; 2) bei 564nm; 3) bei 320nm [Käss 1992] 
Uranin ist die am stärksten fluoreszierende Substanz aller gängigen Tracerfarbstoffe [Käss, 
1992] und tritt nur in geringem Maße in Wechselwirkung mit den Gesteins- oder Mineral-
kornoberflächen. Aufgrund der niedrigen Nachweisgrenze, der geringen Wechselwirkung mit 
dem Grundwasserleiter und den geringen Anschaffungskosten hat Uranin gegenüber allen 
anderen Mitteln, die für die Grundwassermarkierung in Frage kommen, die größten Vorteile 
aufzuweisen [Käss 1992]. Diese Vorteile waren letztendlich ausschlaggebend, weshalb Ura-
nin am Standort eingesetzt wurde. 
Sulforhodamin B zeigt im Vergleich zum Uranin schwach sorptive Eigenschaften, wodurch es 
im Aquifer zu einer erhöhten Retardation kommen kann, die nach Käss [1992] um einen Fak-
tor von 1,4 bzw. 2,0 höher liegt als die des Uranins. Diesem Nachteil steht allerdings die gute 
Nachweisbarkeit neben Uranin gegenüber, da sich das Fluoreszenzmaximum deutlich von 
dem des Uranins unterscheidet.  
Abbildung 4.1: Strukturformeln der Tracerfarbstoffe Uranin, Sulforhodamin B und Natrium-
naphthionat 
SO3Na
SO3
O NN
+
C2H5
C2H5 C2H5
C2H5
Sulforhodamin B
O ONaO
COONa
Uranin
SO3Na
NH2
Natriumnaphthionat
Markierungsversuch am Modellstandort  29 
 
Der Vorteil bei Markierungsversuchen mit Natriumnaphthionat ist die Unauffälligkeit in der 
Natur. Bei Konzentrationen unter 1000 mg/l ist das Markierungsmittel mit dem Auge nicht 
mehr zu erkennen. Berücksichtigt werden muss allerdings der im Vergleich zum Uranin und 
Sulforhodamin B bedeutend höhere Einfluss der natürlichen Hintergrundstörung. Speziell bei 
Standorten mit PAK-Belastungen im Grundwasser kann die Hintergrundfluoreszenz zu einer 
erhöhten Bestimmungsgrenze dieser Tracersubstanz führen [Herfort & Ptak 2002]. Da je-
doch Natriumnaphthionat neben Uranin und den Rhodaminen störungsfrei eingesetzt und 
analysiert werden [Käss 1992] kann, wurde es trotz dieser Einschränkung am Modellstandort 
verwendet. 
 
4.2 Entwicklung einer Fluorometermesszelle zur Multitracer-
bestimmung  
Vor dem Hintergrund, dass am Modellstandort drei verschiedene Tracerfarbstoffe in drei un-
terschiedliche Tiefenhorizonte in den Aquifer eingebracht werden sollten und durch hydro-
geologische Effekte eine Vermischung der drei Tracerfarbstoffe nicht ausgeschlossen wer-
den konnte, wurde eine Fluorometermesszelle zur selektive Bestimmung aller drei Tracer-
farbstoffe auf Basis eines Filterfluorometers entwickelt. Angeknüpft wurde dabei an die Arbeit 
von Barczewski & Marshall [1990], die zur kontinuierlichen in-situ Tracerkonzentrationsmes-
sung ein neu konzipiertes Lichtleiterfluorometer verwendeten.  
Bei einem klassischen Filterfluorometer durchdringt, wie in Abbildung 4.2 dargestellt ist, die 
von einer Lichtquelle fokussierte (Linse) und schmalbandige Strahlung (Anregungsfilter) die 
Probelösung in der Messzelle. Nach Zerlegung (Sperrfilter) und Fokussierung der entste-
henden Fluoreszenzstrahlung erfolgt im Winkel von 90° zur anregenden Strahlung die Fluo-
reszenzmessung mit Hilfe eines Fotodetektors. 
Abbildung 4.2: Schematischer Aufbau eines Fluorometers 
Messzelle
Lichtquelle
Linse
Anregungsfilter
SperrfilterBlende
Linse
Blende
Fotodetektor
30   
 
Die neu konzipierte Feldfluorometermesszelle, die die Anforderungen einer gleichzeitigen 
und selektiven Messung der Fluoreszenzintensitäten aller Tracerfarbstoffe erfüllt, ist in 
Abbildung 4.3 abgebildet. Durch drei Zuläufe im unteren Teil der Messzelle (jeweils 1 Zulauf 
pro Tiefenhorizont) strömt das Grundwasser von unten nach oben durch die Messzelle. Die 
Bildung von störenden Luftblasen während des Messvorganges kann somit ausgeschlossen 
werden. Als Strahlungsquelle dient für Sulforhodamin B eine grüne und für Uranin eine blaue 
Leuchtdiode (LED). Zur Eliminierung störender Wellenlängen im Fluoreszenzbereich zwi-
schen 510 – 680 nm wurde der blauen LED zusätzlich noch ein Farbglasfilter (BG3, Fa. Dr. 
Anders) im Strahlengang nachgeschaltet. Für die Anregung des Natriumnaphthionats wird 
hingegen eine Xenon-Kurzbogen-Blitzlampe (FYD 507 LITE-PAC®, Fa. EG&G Electro-
Optics) verwendet, deren Lichtstrahl durch den Einbau einer Bikonvexlinse (16/18 Bk 7, Fa. 
Linos) zwischen der Blitzlampe und dem Farbglasfilter (UG 1, Fa. Dr. Anders) fokussiert 
wird. 
Um den Einfluss von Anregungslicht zu minimieren, erfolgt die Detektion der Fluoreszenz-
strahlung wie bei kommerziell erhältlichen Fluorometern (siehe Abbildung 4.2) im Winkel von 
90° zur Anregungsquelle. Das Licht durchläuft einen so genannten Sperrfilter, der nur den 
Wellenlängenbereich passieren lässt, der im Bereich der emittierten Fluoreszenzstrahlung 
Abbildung 4.3: Schematischer Aufbau der Fluorometermesszelle 
  
Blitzlampe
LED (grün)
Linse
Filter UG 1
Filter BG 3
Messküvette
Anschlüsse für Lichtleiter
Filter GG 420 
Filter 586,6 nm
Filter 527,6 nm
Draufsicht
Seitenansicht
Abfluss
Wasserprobe 2
Tiefe 12,75-13,75 m
Wasserprobe 1
Tiefe 16,5-17,5 m
Wasserprobe 3
Tiefe 20,25-21,25 m
A
A
LED (blau)
Filter 527,6 nm
A
A
LED (blau)
Frontansicht
Messung von Natriumnaphthionat 
Messung von Sulforhodamin B
Messung von Uranin
Markierungsversuch am Modellstandort  31 
 
liegt. Im Fall von Uranin und Sulforhodamin B wird hierzu ein Interferenzfilter mit einer Wel-
lenlänge von 527,6 nm (Uranin) bzw. 586,5 nm (Sulforhodamin B) und einer Bandbreite von 
~20 nm verwendet, wohingegen bei Natriumnaphthionat ein Farbglas (GG 420) eingesetzt 
wird. Das nach dem Filter noch vorhandene Fluoreszenzlicht gelangt schließlich über ein 
Lichtleiterkabel zum jeweiligen Photomultiplier, mit dem die Fluoreszenzintensität detektiert 
wird. 
Sowohl das Feldfluorometer (siehe 
Abbildung 4.4) als auch die für die Probe-
nahme benötigten Unterwasserpumpen 
werden mittels eines Rechners automa-
tisch angesteuert (Softwareentwicklung Fa. 
Hermes Messtechnik). Nach Initialisierung 
des Softwareprogramms aus dem stand-
by-Modus werden nacheinander die drei 
benötigten Unterwasserpumpen gestartet 
und bei jedem Messvorgang ein Datensatz 
aus Zeit, Wassertemperatur und gemesse-
ner Fluoreszenzintensität aufgezeichnet. 
Gespeichert werden allerdings nur die letz-
ten 10 Datensätze vor Ablauf der voreinge-
stellten Abpumpzeit. Zu diesem Zeitpunkt kann sichergestellt werden, dass ein Austausch 
des evtl. veränderten Standwassers in der Messstelle bereits vollständig stattgefunden hat 
und nur Grundwasser aus den Filterhorizonten gefördert bzw. analysiert wird.  
 
4.3 Durchführung des Markierungsversuchs 
Abbildung 4.5: Schematische Darstellung des Markierungsversuchs 
Abbildung 4.4: Fluorometermesszelle 
Zugabe Natrium-Naphthionat
(16,5- 17,5m)
9-10m
40m
Zugabe Uranin
(12,75-13,75m)
Zugabe Sulforhodamin B
(20,25-21,25m)
Auffüllung
Feinkies-Grobkies
Teeröl in Phase
Feinsand-Grobsand
Filterbereich
GW-Stauer
Beobachtungen der
Tracerkonzentrationen
24-25m
Messzelle mit LEDs und
Blitzlampe
32   
 
Für die Durchführung des Markierungsversuchs wurde als Zugabestelle die Multilevelmess-
stelle E1/3 ausgewählt (siehe Abbildung 4.5 und Abbildung 4.6). Die getrennte Zugabe der 
einzelnen Tracerfarbstoffe erfolgte dabei in Form von hochkonzentrierten Tracerlösungen, 
die mit Hilfe eines Schlauches und einer Peristaltikpumpe in die ausgewählten Filterebenen 
eingebracht wurden (siehe Abbildung 4.6). Somit konnte eine direkte Zugabe der Tracer-
farbstoffe in die Grundwasserströmung sichergestellt werden. Zusätzlich wurde ein jeweils 
20 min Spülvorgang (3 l/min) mit unkontaminierten Grundwasser nachgeschaltet, um ein 
Verbleiben von Restmengen an Tracerlösung in der Messstelle auszuschließen. Die tiefen-
abhängige Tracerzugabe sowie die eingesetzten Tracermengen sind in Tabelle 4.2 darge-
stellt.  
Tabelle 4.2: Details zur Tracerzugabe 
Zugabetiefe u. GOK [m] Tracerfarbstoff Tracermenge [g] Menge Tracerlösung [l] 
12,75 – 13,75 Uranin 70 2 
16,5 – 17,5 Natriumnaphthionat 1400 10 
20,25 – 21,25 Sulforhodamin B 280 30 
 
Als Probenahmeort diente die in 15 m Entfernung gelegene Multilevelmessstelle E2/8 (siehe 
Abbildung 4.5 und Abbildung 4.6) mit einer Messanordnung zur Aufnahme der tiefenabhän-
gigen Durchbruchskurven, die in einer Gerätehütte untergebracht wurde.  
Die Messanordnung bestand aus der oberirdisch positionierten Messzelle, einer Stromver-
sorgung, drei Unterwasserpumpen (Geo-Duplo Plus, Fa. Comet) und einem Laptop zur An-
steuerung der Anlage und Speicherung der Messdaten. Zur Entnahme der Grundwasserpro-
ben wurden die drei Unterwasserpumpen auf ein Tiefe von 9 m u. GOK in die jeweiligen 2“-
Förderrohre der zu untersuchenden Tiefenhorizonte (12,75 – 13,75 m, 16,5 – 17,5 m und 
20,25 – 21,25 m) eingebaut und alle 12 h automatisch angesteuert. Die Abpumpzeit der 
nacheinander angesteuerten Pumpen betrug jeweils 8 min, bei einem geförderten Volumen 
von 1 l/min. Da sich aufgrund des Ausbaus der Multilevelmessstellen mit ½“-Förderrohren 
(siehe Kapitel 3.3) ab einer Tiefe von 9 m u. GOK ein maximal abzupumpendes Standrohr-
Abbildung 4.6: Tracerzugabe an Messstelle E1/3 (links) und Aufbau der Vor-Ort-Messung 
an Messstelle E2/8 (rechts) 
Datenaufnahme/
Ansteuerung Pumpen
Messstelle E2/8
Vorgelöster Tracer
Peristaltikpumpe
Eingabestelle E1/3
Messzelle
Markierungsversuch am Modellstandort  33 
 
volumen von ca. 1,9 l für den tiefsten Beprobungshorizont ergibt, konnte durch die gewählten 
Fördermenge von 8 l ein vollständiger Austausch des Standwassers im Rohr gewährleistet 
werden. Parallel zu den Messungen im Feld wurden bei jedem Austausch der Stromversor-
gung (Batteriewechsel zweimal pro Woche) Wasserproben aus allen drei untersuchten Tie-
fenhorizonten entnommen und im Labor analysiert.  
Die Labormessungen stellten einerseits eine Vergleichsgrundlage dar, mit denen die Ergeb-
nisse der Vor-Ort-Messungen auf deren Plausibilität hin überprüft werden sollten, anderer-
seits dienten sie zusätzlich als Absicherungsmaßnahme bei der Ermittlung der Durchbruchs-
kurven, da technische Probleme mit der neu entwickelten Fluoreszenzmesszelle nicht von 
vornherein ausgeschlossen werden konnten.  
Das Abfüllen der Proben für die Labormessungen erfolgte nach einer 7,5 min Abpumpdauer 
in 100 ml Braunglasflaschen. Für die Analyse im Labor wurden ca. 20 ml abgefüllt und mit 
einem Filterfluorometer (LS-2B, Fa. Perkin Elmer) analysiert. Die verwendeten Emissions-
wellenlängen sowie die verwendeten Bandpassfilter sind in Tabelle 4.3 aufgeführt. 
Tabelle 4.3: Parameter der Fluoreszenzmessung mit dem Filterfluorometer 
 Emissionswellenlänge [nm] Bandpassfilter [nm] 
Uranin 530 488 
Sulforhodamin B 590 560 
Natriumnaphthionat 425 345 
 
4.4 Tracerdurchbruchskurven  
Aufgrund der Messungen, mit denen die spezifischen Fluoreszenzintensitäten der Tracer-
farbstoffe an der Beobachtungsmessstelle E2/8 über alle drei Tiefen bestimmt wurden, lag 
eine Vielzahl von qualitativ unterschiedlichen Messdaten vor. Da sowohl aus den Daten der 
Labor- als auch der Feldmessung Durchbruchskurven zur Auswertung des Markierungsver-
suches erstellt wurden, wird im Folgendem zuerst auf die Labor- und anschließend auf die 
Feldmessung mit dem neu konzipierten Feldfluorometer eingegangen.  
In Abbildung 4.7 sind drei ausgewählte Verläufe der Fluoreszenzintensitäten dargestellt, die 
mit Hilfe der Labormessungen in unterschiedlichen Tiefen ermittelt wurden. Die zeitlichen 
Entwicklungen der Fluoreszenzintensitäten von Sulforhodamin B und Uranin zeigen einen für 
Durchbruchskurven typischen Verlauf. Deutlich zu erkennen ist der relativ rasche Anstieg bis 
zum Intensitätsmaximum und das sich anschließende, länger andauernde Abflachen der 
Tracerdurchbruchskurve. Gegenüber Uranin weist Sulforhodamin B eine leichte zeitliche 
Verschiebung im Kurvenverlauf auf. Zum einen wird die maximale Fluoreszenzintensität im 
Vergleich zu Uranin später erreicht und zum anderen flacht die Fluoreszenz wesentlich lang-
samer ab. Erklärbar ist dieser Befund durch die stärkere sorptive Eigenschaft des Sulforho-
damin B, die im Aquifer zu einer erhöhten Retardation führt (siehe Abschnitt 4.1). Detektiert 
wird das Sulforhodamin B auf dem gleichen Tiefenhorizont, auf dem es auch an der Einga-
bestelle zugegeben wurde (20,25 – 21,25 m). Allerdings trifft dies für Uranin nicht zu, da U-
ranin an der Eingabestelle in einer Tiefe zwischen 12,75 – 13,75 m injiziert wurde, jedoch an 
der Beobachtungsmessstelle E2/8 ausschließlich in einer Tiefe zwischen 16,5 – 17,5 m wie-
der gefunden werden konnte. Ein rein geologisch bedingtes Absinken um fast 4 m innerhalb 
34   
 
einer Entfernung von 15 m ist aufgrund eines durchgehend sandigen Kiesaquifers jedoch 
wenig plausibel. Vielmehr könnte das Absinken im Zusammenhang mit dem an der Eingabe-
stelle vorhandenen Teeröl (zwischen 12 -16 m) stehen, das die hydraulische Leitfähigkeit 
des Aquifermaterials verringert. Durch die geringere Durchlässigkeit in diesem Tiefenbereich, 
könnte der Nachspülvorgang den Tracerfarbstoff Uranin über den hydraulisch gut leitenden 
Filterkies in den mit Teeröl freien, hydraulisch besser leitenden Aquiferbereich (ab 16 m u. 
GOK) verlagert haben. Ob dies der tatsächliche Grund der Verlagerung des Uranins in den 
tieferen Bereich war, lässt sich jedoch anhand der vorhandenen Datenlage nicht gesichert 
ableiten. 
Im Fall von Natriumnaphthionat konnte trotz der der hohen Eingabemenge von 1,4 kg in die 
Tiefe von 16,5 -17,5 m keine signifikante und interpretierbare Durchbruchskurve auf der ent-
sprechenden Zugabetiefe an der Messstelle E2/8 ermittelt werden. Die gemessenen Fluo-
reszenzintensitäten verbleiben über einen längeren Zeitraum auf einem weitgehend gleichen 
Niveau und bilden nicht die charakteristische Verlaufsform einer Tracerdurchbruchskurve. 
Wie aus Abbildung 4.8 zudem ersichtlich wird, kann ein Abtauchen des Natriumnaphthionats 
bis auf den nächst tiefer gelegenen Filterhorizont (20,75 – 21,75 m) der Messstelle E2/8 
ausgeschlossen werden. Auffällig sind allerdings die gegenüber den Tiefenhorizonten 16,5 -
17,5 m und 20,25 -21,25 m deutlich höheren Fluoreszenzintensitäten im Tiefenhorizont 
12,75 m-13,75 m. Ein Effekt, der auf den konstant hohen PAK-Gehalt im vorliegenden Tie-
fenbereich (siehe Kapitel 6.2) zurückgeführt werden kann. Aufgrund der physikalischen Ei-
genschaften der PAK, im Anregungswellenlängenbereich des Natriumnaphthionats ebenfalls 
zu fluoreszieren, resultiert hieraus eine messbare Hintergrundfluoreszenz für das Grundwas-
ser. 
Abbildung 4.7: Durchbruchskurven für ausgewählte Tiefenbereiche der Tracerfarbstoffe Ura-
nin, Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat (Labormessungen) 
0
20
40
60
80
100
120
140
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160
Tage nach Tracerzugabe
Fl
uo
re
sz
en
ze
in
he
ite
n
0
200
400
600
800
1000
1200
Fl
uo
re
sz
en
ze
in
he
ite
n 
U
ra
ni
n
Sulforhodamin B Natriumnaphthionat Uranin 
Tiefe: 16,5 - 17,5 
Tiefe: 20,25 - 21,25 m
Tiefe: 16,5 - 17,5 m
Markierungsversuch am Modellstandort  35 
 
Abbildung 4.8: Fluoreszenzintensitäten für Natriumnaphthionat (Labormessungen) 
Da in allen untersuchten Filterhorizonten keine typischen Tracerdurchbruchskurven für Natri-
umnaphthionat nachgewiesen werden konnten, muss davon ausgegangen werden, dass die 
Natriumnaphthionat-Tracerwolke einen Bereich zwischen den beiden unteren Filterhorizon-
ten (zwischen 18 und 20 m u- GOK) passiert hat. Vor diesem Hintergrund und dem zusätzli-
chen Befund, primär nur die auf einer Tiefe zwischen 12,75 und 13,75 m vorhandene Hinter-
grundfluoreszenz im Grundwasser zu messen, wurden die Labor- wie auch die Vor-Ort-
Messungen nach etwa 100 Tagen eingestellt. 
Die entsprechend mit der neu entwickelten Feldfluorometermesszelle aufgenommenen Fluo-
reszenzintensitäten sind in der Abbildung 4.9 dargestellt. Wie bei der Labormessung konnte 
auch bei der Vor-Ort-Messung eine typische Durchbruchskurve für Uranin festgestellt wer-
den, die durch einen raschen Anstieg und langsameren Abfall der Fluoreszenzintensitäten 
gekennzeichnet ist. Im Gegensatz zu den Labormessungen kann der Anstieg der Durch-
bruchskurve jedoch aufgrund der höheren Datendichte (Messung alle 12 h) wesentlich detail-
lierter wiedergeben werden.  
Die Daten, die die Messzelle für die Tracerfarbstoffe Sulforhodamin B und Natriumnaphthio-
nat lieferte, sind demgegenüber von wesentlich geringerer Qualität. Einerseits traten zum 
Anfang der Messkampagne technische Probleme auf, wodurch die ersten Fluoreszenzinten-
sitäten erst ab dem 35. Tag aufgezeichnet werden konnten. Andererseits führte ein Nager-
verbiss zum Ausfall der gesamten Elektronik, die für die Ansteuerung der Blitzlampe bzw. 
der grünen LED benötigt wurde. 
Nach der erfolgten Reparatur und der erneuten Datenaufnahme (ab dem 60. Tag) kann, wie 
in Abbildung 4.9 abgebildet, ein langsamer Rückgang der Fluoreszenzintensitäten beim Sul-
forhodamin B festgestellt werden. Infolge der großen Datenlücke ist die gemessene Durch-
bruchskurve für eine spätere Auswertung des Tracerversuchs hingegen nicht geeignet. 
 
0
20
40
60
80
100
120
140
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Tage nach Tracerzugabe
Fl
uo
re
sz
en
zi
nt
en
si
tä
te
n
Tiefe (12,75 - 13,75 m)
Tiefe (16,5 - 17,5 m)
Tiefe (20,75 - 21,75 m)
36   
 
Abbildung 4.9: Durchbruchskurven für ausgewählte Tiefenbereiche der Tracerfarbstoffe Ura-
nin, Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat (Feldmessungen) 
Die Aufnahmen der Fluoreszenzintensitäten mit der Messzelle für Natriumnaphthionat er-
brachten wie die Labormessungen ebenfalls keine verwertbaren Messdaten. Zwar ist in 
Abbildung 4.9 ein sichtbarer Rückgang der Intensitäten zu beobachten, dieser konnte aller-
dings auch in einer Tiefe von 12,75 - 13,75 m (nicht abgebildet) festgestellt werden. Da eine 
Fortführung der Messung aufgrund der erhaltenen Messdaten nicht sinnvoll erschien, wurde 
die Datenaufzeichnung vorzeitig eingestellt.  
 
4.5 Auswertung des Tracerversuches  
Vor dem Hintergrund, dass sich im Gegensatz zu den Feldmessungen mit den Labormes-
sungen sowohl für Sulforhodamin B als auch für Uranin lückenlose Durchbruchskurven er-
halten werden konnten, wurden zur Auswertung des Tracerversuchs die Messdaten aus den 
Labormessungen zugrunde gelegt.  
Wie bereits in Kapitel 2.3 erwähnt wurde, wirkt zur Advektion zusätzlich die hydrodynami-
sche Dispersion, weshalb die aus der Filtergeschwindigkeit und der effektiven Porosität ab-
leitbare Abstandsgeschwindigkeit eine nur mittlere Geschwindigkeit darstellt. Aus der Durch-
bruchskurve kann die Zeit zur Berechnung der mittleren Abstandsgeschwindigkeit jedoch 
nicht direkt bestimmt werden, da sie nicht der Zeit des Maximums der Durchbruchskurve 
entspricht. Im Fall von schmalen und steilen Durchbruchskurven unterscheiden sich die Zei-
ten von dominierender und mittlerer Abstandsgeschwindigkeit allerdings nur unwesentlich 
voneinander, so dass der bestehende Unterschied praktisch vernachlässigt werden kann 
[Käss 1992].  
Anstelle der mittleren Abstandsgeschwindigkeit lassen sich verschiedene unterschiedlich gut 
definierte Geschwindigkeiten aus der Durchbruchskurve direkt ermitteln, die zur Ableitung 
der Parameter Advektion und Dispersion genutzt werden können. Eine Möglichkeit der Be-
0
500
1.000
1.500
2.000
2.500
3.000
3.500
0 20 40 60 80 10
0
12
0
14
0
16
0
18
0
Tage nach Tracerzugabe
Fl
uo
re
sz
en
zi
nt
en
si
tä
te
n 
U
ra
ni
n 
un
d 
Su
lfo
rh
od
am
in
 B
0
5.000
10.000
15.000
20.000
25.000
Fl
uo
re
sz
en
zi
nt
en
si
tä
te
n 
N
at
riu
m
na
ph
th
io
na
t
Uranin (16,5 - 17,5 m) Sulforhodamin B (20,25 - 21,25 m)
Natriumnaphthionat (16,5 -17,5 m)
Technische Probleme bei der Detektion von 
Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat
Markierungsversuch am Modellstandort  37 
 
stimmung, stellt die Ermittlung der dominierenden Abstandsgeschwindigkeit vdom dar, die 
durch den Zeitpunkt tdom [d] und dem Abstand s [m] zwischen Eingabestelle und Messstelle 
charakterisiert wird.   
dom
dom t
sv =           (Gl. 4.1) 
Diese Geschwindigkeit stellt, wie bereits oben erwähnt wurde, bei schmalen und steilen 
Durchbruchskurven eine gute Näherung der Abstandsgeschwindigkeit va dar. Bei breiten und 
flachen Durchbruchskurven ist der Unterschied der beiden Zeitpunkte ta und tdom dagegen zu 
groß, so dass mit der dominierenden Abstandsgeschwindigkeit nicht exakt die wirkliche Ab-
standsgeschwindigkeit widergegeben wird. 
Ein weiteres Verfahren bestimmt die mediane Abstandsgeschwindigkeit vmed, bei dem die 
Zeit tmed [d] aus der Summenkurve der Durchbruchskurve abgeleitet wird. Diese Zeit ent-
spricht dem 50%-igen Tracerdurchgang an der Beobachtungsmessstelle. 
med
med t
sv =           (Gl. 4.2) 
Wie die dominierende Abstandsgeschwindigkeit stellt auch die mediane Geschwindigkeit 
einen ebenso guten Schätzwert bei schmalen und steilen Durchbruchskurven für die Ab-
standsgeschwindigkeit va dar. 
Am schwierigsten anzugeben ist die maximale Geschwindigkeit vmax, die sich aus dem Zeit-
punkt tmax [d] des ersten Nachweises des Markierungsstoffes ergibt, da diese im Wesentli-
chen durch die Nachweisempfindlichkeit des Verfahrens bestimmt wird. 
max
max t
sv =           (Gl. 4.3) 
Die Berücksichtigung von vmax ist insbesondere dann sinnvoll, wenn es gilt Schutzzonen fest-
zulegen, bei dem das erste Auftreten von Substanzen das entscheidende Merkmal ist (z.B. 
pathogene Keime) [Käss 1992]. 
Aufbauend auf den Gleichungen (4.1 – 4.3) ergeben sich mit den verschiedenen Zeiten (sie-
he Beispiel in Abbildung 4.10) die in Tabelle 4.4 zusammengefassten Geschwindigkeiten. 
Tabelle 4.4: Ergebnisse der verschiedenen Auswertemethoden 
 s [m] tmax [d] tdom [d] tmed [d] vmax [m/d] vdom [m/d] vmed [m/d] 
Uranin 15,6 11 32 34 1,42 0,49 0,46 
Sulforhodamin B 15,0 25 43 60 0,60 0,35 0,25 
 
Deutlich zu erkennen sind die im Vergleich zum Uranin niedriger ausfallenden Abstandsge-
schwindigkeiten vmax, vdom, vmed beim Sulforhodamin B. Ursache für diesen Befund sind aller-
dings nicht hydrogeologische Effekte, sondern die gegenüber Uranin stärker sorptiven Ei-
genschaften des Sulforhodamin B. Dies äußert sich unter anderem auch durch den gegen-
über Uranin langsameren Rückgang der Fluoreszenzintensitäten (siehe Durchbruchskurve 
Sulforhodamin in Abbildung 4.7). 
38   
 
Vor dem Hintergrund, dass sich Uranin gegenüber dem Aquifermaterial weitgehend konser-
vativ verhält und die Durchbruchskurve einen steilen und schmalen Verlauf aufzeigt, wurde 
für den Modellstandort in erster Näherung die dominierende Geschwindigkeit vdom als Ab-
standsgeschwindigkeit va (~ 0,5 m/d) für den Modellstandort zugrunde gelegt. Demnach er-
gibt sich basierend auf Gleichung 2.9 und den ermittelten Werten aus der Summenkurve für 
Uranin (siehe Abbildung 4.10) ein longitudinaler Dispersionskoeffizient von: 
( )
( ) d
m 0,60
2t
∆tv0,25
D
2
50
2
dom
l =⋅⋅=  
und entsprechend Gleichung 2.8 (va wiederum durch vdom ersetzt) eine longitutinale Disper-
sivität von: 
 
m 1,20
v
D
α
dom
l
l ==  
für den betrachteten Untersuchungsraum. 
 
Abbildung 4.10: Durchgangs- und Summenkurve für Uranin (Labormessung) 
0
200
400
600
800
1000
1200
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
Tage nach Tracerzugabe (Uranin)
Fl
uo
re
sz
en
zi
nt
en
si
tä
te
n
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
Su
m
m
e 
Fl
uo
re
sz
en
zi
nt
en
si
tä
te
n
50% Durchgang des Tracerfarbstoffes 
tdom
tmax
tmed
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  39 
 
5 Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK 
5.1 Hintergrund 
Soll das Schadstoffpotential im Rahmen von MNA an einem kontaminierten Standort beur-
teilt werden, erfordert dies je nach Fragestellung eine Unterscheidung zwischen dem in der 
Schadensquelle (Phasenkörper) und dem im Abstrom vorhandenen Schadstoffmassenanteil. 
So ist zur Abschätzung der Emissionsdauer bzw. des Emissionsverhaltens der Schadstoff-
massenanteil relevant, der in der Schadensquelle vorliegt. Stehen Untersuchungen zu den 
Abbau- und Rückhalteprozessen im Vordergrund, müssen demgegenüber die aus der Scha-
densquelle herausgelösten und im Aquifer gelöst und sorbiert vorliegenden Schadstoffmas-
sen berücksichtigt werden. Obwohl dieser Massenanteil, verglichen zur Schadensquelle, im 
Allgemeinen deutlich geringer ist, kommt ihm dennoch bei NA-Betrachtungen ein hoher Stel-
lenwert zu, da er 
• die Ausdehnung der Schadstofffahne festlegt 
• den zu untersuchenden Reaktionsraum definiert 
• dem reaktiven Stofftransport unterliegt 
• verglichen mit der Schadensquelle (Schadstoffphase) leichter mikrobiologischen Ab-
bauprozessen zugänglich ist. 
Der Schadstoffmassenanteil, der im Aquifer gelöst vorliegt, wird dem bioverfügbaren Schad-
stoffanteil zugeschrieben [Thomas et al. 1986, Harms & Zehnder 1995, Bouchez et al. 1995]. 
Aufgrund dessen gilt, dass für biologisch abbaubare Schadstoffe die mikrobiologische Aktivi-
tät unter optimalen Randbedingungen mit der gelösten Schadstoffmasse in der wässrigen 
Phase ansteigt. Andererseits stellt der reversibel an die Aquifermatrix gebundene Schad-
stoffanteil den für Transport- und Abbauprozesse potentiell verfügbaren Massenanteil im 
Aquifer dar. Hierzu zählt allerdings nicht der Schadstoffmassenanteil, der irreversibel (siehe 
Abschnitt 5.2) an Bestandteile der Feststoffmatrix gebunden ist. 
Wie hoch der unterschiedlich gut freisetzbare bzw. mobilisierbare Anteil letztendlich ist, 
hängt bei organischen, hydrophoben Schadstoffen von der Art und Größe der Feststoffober-
fläche, dem Anteil der organischen Materie im Feststoff und der Löslichkeit der organischen 
Schadstoffe im Wasser ab. Speziell bei den sehr hydrophoben, gering wasserlöslichen PAK 
ist die Frage der Verfügbarkeit von besonderer Bedeutung und darf bei allen In-Situ-
Sanierungen sowie bei Natural-Attenuation Anwendungen nicht ausgeklammert werden. 
Denn schon alleine die geringe Löslichkeit der PAK, die mit dem Anellierungsgrad immer 
mehr abnimmt (siehe Tabelle 2.1) bewirkt, dass nur ein geringer Teil gelöst und damit auch 
bioverfügbar in der mobilen Phase vorliegen kann.  
Wegen ihrer starken hydrophoben Eigenschaften haben die PAK in der Regel eine starke 
Neigung zur Adsorption an Feststoffoberflächen, die mit Zunahme der organischen Matrix in 
einem Aquifer steigt (siehe Kapitel 2.3). Dies hat zur Folge, dass bei Corg-reichen Aquifern 
vielfach nur ein geringer Anteil der PAK, basierend auf stark sorptiven Wechselwirkungen 
z.B. mit Huminstoffen, desorbiert [Fu et al., 1994] und im Wasser gelöst und somit bioverfüg-
bar vorliegt. Bei vielen Typen von Altlasten kann daher die PAK-Verfügbarkeit zum entschei-
denden Faktor für den biologischen Abbau werden. Nimmt hingegen der Anteil der organi-
40   
 
schen Materie im Feststoff ab, führt dies zu einer Erniedrigung der für die Desorption erfor-
derlichen Aktivierungsenergie und damit zu einem höheren Massenanteil der PAK in der 
mobilen Phase. Gosh und Talley [2000] verglichen zwei Fraktionen miteinander, die aus ei-
nem mit PAK-belasteten Hafensediment gewonnen wurden und sich in ihrem organischen 
Anteil unterschieden. Im Vergleich zu der Corg-reichen Fraktion zeigte sich, dass die an die 
tonig-sandige, Corg-ärmere Fraktion gebundenen PAK infolge der für die Desorption aufzu-
bringenden geringeren Aktivierungsenergien schneller freigesetzt wurden. Diese Beobach-
tungen decken sich auch mit denen von Parthen [1993], der den unterschiedlichen biologi-
schen Abbau der PAK in Böden auf deren unterschiedliche Bindung an die Bodenmatrix zu-
rückführte. So konnte Parthen [1993] in einem Sandboden einen 85%igen, hingegen in ei-
nem bindigen Schluffboden nur einen 33%igen PAK-Abbau feststellen.  
Neben den unterschiedlichen Feststoffmatrizes üben auch Alterungsprozesse einen ent-
scheidenden Einfluss auf die Verfügbarkeit aus. Vielfach konnte in Bioverfügbarkeitsstudien 
beobachtet werden, dass mit einer zunehmenden Kontaktzeit der PAK mit einem Feststoff 
deren Eluierbarkeit bzw. Bioverfügbarkeit sank [Northcott 2001 (Part I), White 1996, Hatzin-
ger et al. 1995]. Besonders deutlich werden solche Alterungsprozesse, wenn Teeröle in Bo-
denporen eindringen und die nach außen abschließende Grenzschicht durch den primären 
Austrag der wasserlöslicheren Komponenten altert und „verharzt“ [Ghoshal et al. 1996]. 
Die Ermittlung der Verfügbarkeit der PAK in einem Aquifer wird daher nicht nur von der Was-
serlöslichkeit der jeweiligen PAK bestimmt, sondern vielmehr auch von den Ausprägungen 
der am Standort vorliegenden Randbedingungen, wie z.B. vom Kohlenstoffgehalt der Fest-
stoffmatrix, den Alterungsprozessen und der Feststoffoberfläche. Sie ist damit standortab-
hängig und muss im Einzelfall untersucht werden. 
Vor diesem Hintergrund ist im vorliegenden Kapitel eine Extraktionssequenz mit definierten 
Verfügbarkeitsklassen erstellt worden, mit der die PAK-Verfügbarkeit und damit indirekt das 
Mobilisierungsverhalten der PAK für den Modellstandort beschrieben werden kann. Auf Ba-
sis einer Modellannahme mussten hierzu eine Reihe von Extraktionsmethoden entwickelt 
und Messungen, z.B. zur Bestimmung der Oberfläche, den PAK- und Feststoff-TOC-
Gehalten durchgeführt werden. Unter anderem wurde dabei eine neuartige Extraktionsvor-
richtung konzipiert, die die Bestimmung von Freisetzungsraten feststoffgebundener Kompo-
nenten aus einem Flüssigkeits-Feststoffgemisch ermöglicht. Die Prüfung der Extraktionsse-
quenz auf ihre Übertragbarkeit erfolgte schließlich mit einem PAK-belasteten Corg-reichen 
Boden, der von einem ehemaligen Gaswerkstandort aus Mannheim stammte. 
 
5.2 Methodischer Ansatz und Vorgehensweise 
Wie schon in dem vorherigen Abschnitt erläutert wurde, wird das Ausmaß der Verfügbarkeit 
der sedimentgebundenen PAK durch die vorliegenden Sorptionsphänomene (reversibel – 
irreversible Sorption), der Löslichkeit in der mobilen Phase, der Oberflächenstruktur und Po-
larität des Feststoffes geprägt. Dies hat zur Folge, dass bewusst und gezielt vorgenommene 
Veränderungen bei den verfügbarkeitsprägenden Größen einen Unterschied in dem mobil-
sierbaren bzw. eluierbaren PAK-Anteil bewirken. So können durch die Verwendung eines 
anderen Lösungsmittels, das eine höhere Elutionskraft als Wasser besitzt, die stärker mit der 
Feststoffoberfläche wechselwirkenden PAK eluiert und verfügbar gemacht werden. Das 
Prinzip der Erhöhung der Elutionskraft findet vielfach bei flüssigkeitschromatographischen 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  41 
 
Trennungen (HPLC) mittels Gradientenelution Anwendung. Bei dieser Art der Trennung kön-
nen stärker mit dem Säulenmaterial wechselwirkende Stoffe, die mit einem schwachen Lö-
sungsmittel nur schwer  aus der Säule zu eluieren sind, durch eine schrittweise oder kontinu-
ierliche Änderung hin zu einem elutionsstärkeren Lösungsmittel, herausgelöst werden. Für 
die chromatographische HPLC-Trennung von 15-EPA-PAK (keine Bestimmung des Ace-
naphthylens) wird gemäß DIN 38414-S23 beispielhaft eine Gradientenelution vorgeschlagen, 
bei der das Volumenverhältnis von Acetonitril-Wasser von anfangs 60 : 40 innerhalb von 
12 min auf 100 % Acetonitril erhöht wird.  
Basierend auf dem Prinzip der Veränderung der Elutionskraft wird versucht, Verfügbarkeits-
unterschiede von Schadstoffen durch Variation der Extraktionsmittelstärke zu ermitteln. Ein 
klassisches Anwendungsfeld stellen die Mobilitätsuntersuchungen von Schwermetallen dar. 
Bei diesen Untersuchungen werden z.B. Böden oder Sedimente mit verschieden starken 
Extraktionsmitteln (unterschiedlich starke Säuren, unterschiedlich oxidativ wirkende Säuren) 
sequentiell extrahiert. Die Schwermetalle werden in die jeweiligen Lösungsmitteln, denen 
man definierte Bindungsformen der Schwermetalle operationell zuordnet, freigesetzt und 
können in gelöster Form quantitativ bestimmt werden [Förstner 1983, Czurda 1997, 
Kaltschmidt 2002]. 
Die Anwendung der Veränderung der Elutionskraft beschränkt sich aber nicht nur auf anor-
ganische Schadstoffe. Auch im Fall von organischen Schadstoffen versucht man derzeit ver-
stärkt mit verschiedenen Extraktionsmitteln Verfügbarkeitsunterschiede zu ermitteln. Speziell 
vor dem Hintergrund, dass für eine Gefährdungsabschätzung an einem kontaminierten 
Standort weniger die absolute Schadstoffmenge, sondern eher deren Mobilität bzw. Verfüg-
barkeit von Bedeutung ist. So werden z.B. zur Ermittlung des bioverfügbaren PAK-Anteils 
verschiedene Extraktionsverfahren eingesetzt, die mit unterschiedlichen Elutionsmitteln ar-
beiten [Reid 2000; Jason 1997]. Genutzt werden hierbei vor allem schwächere Elutionsmittel, 
von denen per Definition ausgegangen wird, dass sie den für Mikroorganismen verfügbaren 
Massenanteil weitgehend widerspiegeln und nicht wie im Gegensatz zu den konventionellen 
Extraktionsverfahren den im Feststoff vorliegenden PAK-Gesamtgehalt. Bei den dabei häufig 
angewendeten schwachen Elutionsmitteln handelt es sich um Alkohole, Alkohol-Wasser-
gemische oder aber auch um Cyclodextrine. 
Diese vielfach in der Literatur beschriebene Vorgehensweise zur Verfügbarkeitsuntersu-
chung bildet den methodischen Ansatz, um die am Modellstandort vorliegende PAK-
Verfügbarkeit und die sie prägenden Sorptionsphänomene detaillierter zu bestimmen. Aus-
gehend von einer Modellannahme (siehe Abbildung 5.1), die davon ausgeht, dass die Bin-
dung der PAK an den Feststoff verschieden stark ausfällt, ist eine Extraktionssequenz aus-
gearbeitet worden, mit deren Hilfe sich die unterschiedlich gut verfügbaren PAK-Anteile cha-
rakterisieren und quantifizieren lassen. 
Entsprechend der Modellannahme nach Abbildung 5.1, stellen z.B. die auf einer anorgani-
schen, polaren Feststoffoberfläche fixierten hydrophoben PAK infolge ihrer schwachen Bin-
dungsstärke mit dem Feststoff den gut verfügbaren Anteil dar. Dieser PAK- Anteil sollte da-
her schon mit relativ elutionsschwachen polaren Lösungsmitteln unter moderaten Extrakti-
onsbedingungen (Kaltextraktion) mobilisiert werden können. Schwerer verfügbar sind hinge-
gen die PAK, die aufgrund advektiv-diffusiver Vorgänge im Porenwasser auf den inneren 
Feststoffoberflächen sorbiert vorliegen. Aufgrund der länger zurückzulegenden Wegstrecke 
sollte dieser PAK-Anteil einer stärkeren Retardation unterliegen. Zur Mobilisierung werden in 
42   
 
diesem Fall stärkere Lösungsmittel und drastischere Extraktionsbedingungen (Heißextrakti-
on, Mahlung des Feststoffes) benötigt, um den Stofftransport aus den Poren zu beschleuni-
gen und die Elutionszeiten zu verkürzen. 
Den sehr schwer verfügbaren Anteil stellen nach dem Modell die PAK dar, die an organische 
Bestandteile wie Huminstoffe, sorptiv gebunden werden. Entsprechend der stärkeren Wech-
selwirkungen mit den organischen Feststoffkomponenten (z.B. Van-der-Waals-Wechsel-
wirkungen, siehe Kapitel 2.3.3), können diese PAK nur mit Lösungsmitteln verfügbar ge-
macht werden, die sehr unpolar sind und ein hohes Lösungsvermögen aufzeigen.  
Auf Basis der Elutionskraftveränderungen können durch die schrittweise vorgenommenen 
Erhöhungen der Lösungsmittelstärke die immer schwerer verfügbareren PAK von dem Fest-
stoff eluiert und von dem besser verfügbaren PAK-Anteil getrennt werden. Die Auswahl der 
dazu geeigneten Lösungsmittel (Gewährleistung der Zunahme der Lösungsmittelstärke) er-
folgt dabei zum einen über die Bewertung ihrer Polaritäten und zum anderen über Versuche 
zum Teeröllösungsvermögen. Wie im Fall der Mobilitätsuntersuchungen von Schwermetallen 
werden den jeweiligen Extraktionsschritten operationell definierte Klassen, so genannte Ver-
fügbarkeitsklassen, zugeordnet. Auf Grundlage dieser in den verschiedenen Klassen quanti-
tativ ermittelten PAK-Mengen kann somit eine Aussage getroffen werden, wie unterschied-
lich gut verfügbar die PAK am Feststoff und somit am Modellstandort vorliegen. 
Insgesamt können bei dieser Art der Verfügbarkeitsuntersuchung allerdings nicht die irrever-
sibel, kovalent gebundenen PAK (bond residues) bestimmt werden, da sie aufgrund ihrer 
nicht desorbierbaren und eluierbaren Eigenschaften für Lösungsmittelextraktionen unzu-
gänglich sind. Nach der Definition der International Union for Pure and Applied Chemistry 
(IUPAC) versteht man unter bound residues den Teil anthropogener Stoffe in einem Umwelt-
kompartiment, der weder mit polaren noch unpolaren Lösungsmitteln extrahiert werden kann. 
Im Allgemeinen liegen diese in ihrer Struktur nicht definierbaren Rückstände in verschiede-
nen Bindungsformen in der Fulvo- oder Huminsäure und in der Huminfraktion vor [Fritsche 
1999]. Wie hoch das Ausmaß dieser Bindungsformen ist, kann nur durch den Einsatz von 
14C-markierten PAK nachgewiesen werden. Dabei ist die Bildung stark von der Art der PAK 
Abbildung 5.1: Modellvorstellung zur PAK-Sorption 
Stärke der PAK-Bindung
 zum Feststoff
Schwer zugängliche
Feststoffpore
Bereiche mit höherem
Anteil an organischem
Kohlenstoff
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  43 
 
und den vorherrschenden Bodenbedingungen abhängig. So konnte Eschenbach [1997] in 
einem Modellversuch über 14C nachweisen, dass unter den gewählten Versuchsbedingun-
gen bei dem zudotierten Pyren etwa 20%, bei Anthracen hingegen unter vergleichbaren Be-
dingungen 45 % der Ausgangsaktivität in die gebundenen Reste eingehen. Die Einbindung 
der PAK in die Humusmatrix wird auf kovalente Bindungen zurückgeführt, die sich zwischen 
PAK-Metaboliten und funktionellen Gruppen der Humusmatrix ausbilden [Mahro & Kästner 
1993a, Eschenbach 1998, Kästner 1999, Richnow, 2000]. Insbesondere die Ausbildung von 
Ether- und Esterbindungen scheinen einen wichtigen Prozess bei der Entstehung dieser ge-
bundenen Rückstände darzustellen [Richnow 1994, Richnow 1998, Käcker 2000].  
Aus chemischer Sicht dürfen solche kovalent gebundene PAK, wie auch schon die PAK-
Metabolite, per IUPAC Nomenklatur, nicht mehr zu den reinen PAK gezählt werden. Insofern 
ist der häufig in der Literatur anzutreffende Ausdruck von irreversibel gebundenen PAK irre-
führend. Zumal die Spaltung z.B. huminstoffgebundener PAK-Abbauprodukte (1) nach einer 
Hydrolysereaktion der Etherbindung gemäß Abbildung 5.2 
wieder zum Ausgangsmetaboliten (2) = 1,2-Dihydroxyphenanthren und nicht zu einem poly-
cyclischen aromatischen Kohlenwasserstoff führt. Die Ergebnisse aus den Radioaktivitäts-
messungen spiegelt daher vielmehr nur die Menge an 14C aktivem Kohlenstoff wider, die 
ursprünglich als  PAK vorgelegen hatte und nun in einem neuen Makromolekül eingebunden 
ist.  
Aus diesem Grund und wegen der Bewertungsrelevanz bei Monitored Natural Attenuation 
beschränkt sich die Verfügbarkeitsuntersuchung nur auf den tatsächlich frei verfügbaren 
PAK-Anteil, der auf einem Feststoff sorbiert vorliegt, und unterscheidet nicht zwischen dem 
so genannten irreversibel gebunden PAK-Anteil und dem am Ende der Extraktionssequenz 
noch vorliegenden organischen Kohlenstoffanteil. Um eine semiquantitative Aussage über 
den schwer zugänglichen organischen Kohlenstoffanteil zu erhalten und um zusätzlich die 
Extraktionseffizienz zu überprüfen, wird der Anteil des Gesamtkohlenstoffs am Ende der Ex-
traktionssequenz durch eine Feststoff-TOC Analyse bestimmt.  
Parallel zu den Untersuchungen zur Verfügbarkeit werden ergänzend Oberflächen-
messungen zu den jeweiligen Extraktionsschritten durchgeführt. Ziel dieser Messungen ist 
es festzustellen, ob die Entfernung der organischen Substanzen von der Feststoffoberfläche 
innerhalb der Extraktionssequenz zu einer signifikanten Vergrößerung der spezifischen   
Oberfläche führt. Diese Fragestellung ist speziell bei teerölkontaminierten Feststoffproben 
von Relevanz, da Teeröle in Feststoffporen eindringen, eine verharzte Grenzschicht ausbil-
den und die frei zugängliche Porenoberfläche verringern. Erfolgt in einem Extraktionsschritt 
hingegen die Entfernung des in den Poren eingelagerten Teeröls, sollte sich der Anteil an 
der frei verfügbaren Feststoffoberfläche innerhalb der Extraktionssequenz erhöhen. Infolge-
Abbildung 5.2: Spaltung von huminstoffgebundenem 1,2-Dihydroxyphenanthren 
OH
O
CH2 R(-Huminstoff)
OH
OH
OH
CH2 R(-Huminstoff)
H2O+
H+
+
H+
(1) (2) (3)
44   
 
dessen könnte durch eine Oberflächenmessung der Extraktionsschritt charakterisiert wer-
den, der maßgeblich für die Mobilisierung der PAK aus den mit Teeröl gefüllten Poren bei-
trägt. Dabei wird von der Annahme ausgegangen, dass die ersten (moderateren) Extrakti-
onsschritte überwiegend den oberflächlich gebundenen PAK-Anteil erreichen und die späte-
ren (quantitativeren) Extraktionsschritte die im Korn gebundenen PAK erfassen. 
 
5.3 Auswahl des sandigen Versuchsmaterials 
Um bei der Ausarbeitung der Extraktionssequenz für die PAK-Verfügbarkeitsstudie bei allen 
Experimenten miteinander vergleichbare Daten zu erhalten, wurden alle Untersuchungen mit 
dem gleichen sandigen Material durchgeführt. Für die Ausarbeitung der sequentiellen Extrak-
tion wurde ein mit Teeröl kontaminiertes Sediment aus dem Randbereich der Altablagerung 
des Modellstandortes “Stürmlinger Sangrube” ausgewählt, dessen PAK-Gehalt mit 
~100mg/kg (Summe 16 EPA-PAK) im Bereich des früher geltenden PM-3 Wertes lag (PM-3 
Wert: früherer Prüfwert für Gewerbeflächen [LFU 1997]). Die Probenahme des Aquifermate-
rials aus einer Tiefe von 9 – 10 m unter GOK erfolgte während der Bohrung für die Errich-
tung der Messstelle E1/7 im Juni 2000. 
Für die Ausarbeitung und Durchführung der Verfügbarkeitsuntersuchung wurde bewusst auf 
das mit Teeröl kontaminierte Sediment des Modellstandortes zurückgegriffen, da künstliche 
mit PAK hergestellte Kontaminationen nicht zu den gewünschten Langzeit-, Sorptions- und 
Alterungsprozessen führen, die den Stoffaustausch erschweren. Daher sind Ergebnisse, die 
mit künstlichen Kontaminationen erzielt werden, nur bedingt auf reale Kontaminationen über-
tragbar [Fritsche 1999; Hatzinger et al. 1995]. Das real kontaminierte Material stellt durch 
sein gealtertes PAK-Spektrum daher ein geeignetes Versuchsmaterial dar, mit dem sich die 
standortspezifische PAK-Verfügbarkeit und damit das PAK-Bindungsverhalten detailliert für 
den Modellstandort bestimmen lässt.  
 
5.4 Herstellung und Charakterisierung des Versuchsmaterials. 
Damit zur Durchführung der PAK-Verfügbarkeitsstudie genügend Versuchsmaterial vom Mo-
dellstandort vorlag, wurden während der Bohrmaßnahme im Juni 2000 ca. 60 kg des konta-
minierten Sedimentes in ein 60 l Fass abgefüllt, luftdicht verschlossen und für die spätere 
Aufbereitung im Kühlraum bei 8°C gelagert.  
Wie in Abbildung 5.3 zu erkennen ist, handelt es sich bei dem Ausgangsmaterial um ein 
(grau)-schwarzes, mit Teeröl kontaminiertes, grobkörniges Material. Ziel der Aufarbeitung 
war es nun, eine genügend große Menge an Versuchsmaterial bereitzustellen, das folgende 
Kriterien erfüllte: 
1.  Homogene Schadstoffverteilung, damit die Vergleichbarkeit der Experimente gewähr-
leistet ist. 
2. Korngrößenfraktion, die für ASE-Extraktionen (ASE-Kartuschen) und Feststoff-TOC 
Analysen akzeptabel ist (Beschreibung der ASE-Technik siehe Abschnitt 5.5.2). 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  45 
 
Zur genauen Klassifizierung des feuchten Materials wurde eine Korngrößenbestimmung 
nach DIN 18123 (Trocknung bei 105°C bis zur Gewichtskonstanz) vorgenommen. 
Entsprechend der gemessenen Sieblinie (siehe Abbildung 5.4) besteht das Ausgangsmateri-
al überwiegend aus einem Sand- (80%) und Kieskornanteil (20%), der gemäß DIN 40222 als 
kiesiger Sand bezeichnet wird. In Anlehnung an gängige Probenvorbereitungsschritte für 
Feststoffe wurde für die Verfügbarkeitsstudie eine Korngrößenfraktion von < 2 mm ausge-
wählt. Diese Korngrößenfraktion wurde als geeignet angesehen, da sie in vielen Versuchs-
vorschriften und Merkblättern bei der Herstellung einer repräsentativen, homogenen Teil-
menge für die analytische Bestimmung von Schadstoffen vorgeschlagen wird [LUA-NRW-
Merkblatt Nr.1 1994, LfU-LfW-Merkblatt Nr. 3.8/5 2002, Brunn et al. 1996]. Um die ge-
Abbildung 5.3: Ausgangsmaterial 
Abbildung 5.4: Sieblinienkurven des Ausgangs- und Versuchsmaterials 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,01 0,1 1 10 100
Korndurchmesser d in mm
KieskornSchluffkorn Sandkorn
feinfein mittel grob mittel grob
sandiges
Versuchsmaterial Ausgangsmaterial
grob
46   
 
wünschte Korngrößenfraktion in einer ausreichend großen Menge zu erhalten wurden ca. 
15 kg des orginalfeuchten Materials von Hand gesiebt, homogenisiert und bis zur jeweiligen 
Verwendung bei -18°C aufbewahrt. Gegenüber dem orginalfeuchtem Ausgangsmaterial be-
steht das aufgearbeitete Versuchsmaterials zu über 60% aus einem Mittelsand (siehe 
Abbildung 5.4). Die wichtigsten Kenndaten zu den Siebanalysen des Ausgangs- und des 
aufgearbeiteten Materials sind in Tabelle 5.1 zusammengefasst. 
Tabelle 5.1: Kenndaten des eingesetzten Ausgangs- und Versuchsmaterials 
 Ausgangsmaterial Versuchsmaterial 
d10 [mm] 0,13 0,14 
d30 [mm] 0,15 0,20 
d60 [mm] 0,27 0,31 
U = d60/d10 2,07 2,20 
Benennung nach DIN 4022 fS-gS, m’g-f’g fS-gS 
 
Zur Charakterisierung des PAK-Schadstoffgehalts des Versuchsmaterials wurde ein Teil des 
orginalfeuchten Materials gefriergetrocknet und mit einem nach dem Stand der Technik gän-
gigen Verfahren extrahiert. Verwendet wurde hierbei ein subkritisches Extraktionsverfahren 
unter Verwendung eines Lösungsmittelgemisches (Hexan/Ethylacetat 80:20 (V:V)). Auf die 
Optimierung dieses Extraktionsverfahrens, dessen Durchführung sowie deren Überprüfung 
mit einem Referenzmaterial von der Bundesanstalt für Materialforschung (BAM) für PAK-
kontaminierte Feststoffe wird in Abschnitt 5.5.2 näher eingegangen. Die Bestimmung der 
PAK-Gehalte des gefriergetrockneten Versuchsmaterials beruhte auf einer 3-fachen Doppel-
extraktion. Die Analyse der 16 EPA-PAK erfolgte mittels GC-MS unter folgenden chroma-
tographischen Bedingungen (Tabelle 5.2): 
Tabelle 5.2: GC-MS Bedingungen 
Gerät HP 5890 mit MSD HP 5972 
Säule 
HP 5 ms (Crosslinked 5 % PH ME Siloxane) 30 m x 0,25 mm x 
0,25 µm 
Temperatur-
programm 
50°C isotherm 2 min; 30°C/min von 50°C auf 140°C; 140°C isotherm 
2 min; 7,5°C/min von 140°C auf 290°C; 290°C  isotherm 8 min; 
Injektortemperatur 320°C 
 
Ein typisches Chromatogramm eines solchen Extraktes vom sandigen Versuchsmaterial ist 
in Abbildung 5.5 dargestellt. Mit Ausnahme von Dibenzo(a,h)anthracen konnten in den 
Extrakten alle 16 EPA-PAK nachgewiesen werden (Benzo(b)- und Benzo(k)fluoranthen 
wurden im Chromatogramm zu Benzo(b,k)fluoranthen zusammengefasst). 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  47 
 
Die auf das Trockenmaterial bezogenen PAK-Schadstoffkonzentrationen reichen von etwa 
5 – 50 mg/kg (siehe Abbildung 5.6), wobei Phenanthren mit 84 mg/kg am stärksten im Ver-
suchsmaterial vertreten ist. 
Insgesamt dominieren die zwei- bis dreikernigen und damit die wasserlöslichsten PAK. Ent-
sprechend der Verteilung der Einzelkomponenten ist das PAK-Spektrum des Versuchsmate-
Abbildung 5.5: GC-Chromatogramm eines ASE-Extraktes des eingesetzten Versuchsmaterials 
Abbildung 5.6: PAK-Gehalte des aufgearbeiteten Versuchsmaterials 
 
10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
80000
90000
100000
110000
120000
130000
140000
150000
160000
170000
Time-->
Abundance
5
31 30 29
52
34
19 19
24
13
5 6
50
84
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Py
ren
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Ch
rys
en
Be
nz
o(b
)flo
ura
nth
en
Be
nz
o(a
)py
ren
Ind
en
o(1
,2,
3-c
d)p
yre
n
Be
nz
o(g
hi)
pe
ryl
en
G
eh
al
t [
m
g/
kg
]
48   
 
rials nach Püttmann [2001] typisch für eine Herkunft aus Kokereien, Rußfabriken sowie mit 
Einschränkungen aus Gaswerken und Holzimprägnierungen. Dies deckt sich auch mit den 
historischen Befunden des am Modellstandort eingelagerten Schadstoffs. 
Neben der Bestimmung des PAK-Schadstoffgehaltes wurde der organische Gesamtkohlen-
stoffgehalt des Versuchsmaterials untersucht. Dieser Parameter stellt insbesondere bei der 
Verfügbarkeitsuntersuchung eine wichtige Kenngröße dar. Durch eine direkte Gegenüber-
stellung des organischen Gesamtkohlenstoffanteils vor und nach Anwendung der Extrakti-
onssequenz kann zumindest eine semiquantitative Aussage über den schwer zugänglichen 
organischen Kohlenstoffanteil erhalten werden, der nicht durch die unterschiedlichen Extrak-
tionen entfernt werden kann.  
Zur Ermittlung des organischen Gesamtkohlen-
stoffes wurde eine Feststoff-TOC (Total Organic 
Carbon) Analyse durchgeführt, bei der der organi-
sche Kohlenstoff (TOC bzw. Corg) mittels einer 
Differenzmethode aus dem Gesamtkohlenstoff 
und dem anorganischen Kohlenstoff bestimmt 
wurde (Shimadzu TOC 5000 mit SSM-5000A). 
Das zugrunde liegende Messprinzip beruht dabei 
auf einer Überführung der im Probenmaterial vor-
liegenden Kohlenstoffkomponenten in Kohlendi-
oxid, das wiederum über eine nichtdispersive Inf-
rarot-Messung quantifiziert wird. Im Fall des Ge-
samtkohlenstoffs wird durch eine Verbrennung 
des Versuchsmaterials in reinem Sauerstoff (bei 
900°C) sowohl der organische als auch anorgani-
sche Kohlenstoff in CO2 überführt. Die Umsetzung 
des rein anorganischen Kohlenstoffanteils (Car-
bonate) zu CO2 erfolgt demgegenüber durch an-
säuern mit Phosphorsäure (bei 200°C). Insgesamt 
müssen zur Ermittlung des organischen Kohlen-
stoffs zwei Analysen durchgeführt werden. Hierbei wird eine definierte Menge an Versuchs-
material in ein Keramikschälchen eingewogen und in die Verbrennungskammer (Gesamtkoh-
lenstoff) bzw. in die Ansäuerungskammer eingeführt (siehe Abbildung 5.7). Die aus den 
Messungen ermittelten Kohlendioxidgehalte werden schließlich auf Kohlenstoffanteile (ppm) 
umgerechnet.  
Abbildung 5.8: TC-Verlauf (linkes Bild) und TIC-Verlauf (rechtes Bild) des Versuchsmaterials 
Abbildung 5.7: Feststoff TOC mit Kera-
mikschälchen 
S
ig
na
l [
%
]
Time [min] Time [min]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  49 
 
Die für das sandige Versuchsmaterial ermittelten Kohlendioxidverläufe für den anorgani-
schen (TIC) und gesamten (TC) Kohlenstoff sind in Abbildung 5.8 dargestellt. Im Rahmen 
einer Zweifachbestimmung wurde aus den TC und TIC-Messungen ein mittlerer Wert von 
2.580 ppm an organischem Kohlenstoff (TOC) ermittelt. 
Da die Bestimmung der spezifischen Oberfläche im Verlauf der Extraktionssequenz verfolgt 
werden sollte (siehe Abschnitt 5.2) wurden zusätzlich Oberflächenmessungen vom Ver-
suchsmaterial basierend auf der BET-Methode (siehe Brunauer et al. 1938) durchgeführt. 
Die Messungen erfolgten mit einem Oberflächenmessgerät der Firma CoulterTM (SA 3100TM), 
wobei das zugrunde liegende Messprinzip und die gewählten Messbedingungen in Abschnitt 
5.8.2 detaillierter beschrieben werden. Zur Charakterisierung des Versuchsmaterials wurden 
eine Entgasungstemperatur von 100°C und eine Entgasungszeit von 60 min gewählt. Durch 
die moderaten Bedingungen sollte gewährleistet werden, dass zwar eventuell noch vorhan-
denes Restwasser, nicht aber das in den Poren befindliche Teeröl, durch die Bedingungen 
während der Entgasung entfernt wird. Die spezifische Oberfläche beträgt unter den gewähl-
ten Randbedingungen für das sandige Versuchsmaterial 0,16 m2/g. Mit diesem Wert wurden 
schließlich die im Verlauf der Extraktionssequenz ermittelten spezifischen Oberflächen ver-
glichen, um festzustellen, ob sich der Anteil an frei verfügbarer Feststoffoberfläche innerhalb 
der Extraktionssequenz erhöht hat. 
Die Ergebnisse der charakteristischen Kenngrößen des Versuchsmaterials sind in Tabelle 
5.3 noch einmal zusammengefasst. 
Tabelle 5.3: Charakteristische Kenngrößen des Versuchsmaterials 
 
Σ 16 EPA-PAK 
[mg/kg] 
TC TIC TOC 
AO 
[m2/kg] 
Versuchsmaterial 400 8350 5770 2580 0,16 
 
5.5 Extraktionsvorversuche 
Ausgehend von der in Abschnitt 5.2 formulierten Vorgehensweise, die Verfügbarkeit der am 
Modellstandort vorliegenden PAK mit einer sequentiellen Extraktion zu bestimmen, waren 
verschiedene Vorversuche nötig. Die Vorauswahl der in den Versuchen eingesetzten Lö-
sungsmittel und Extraktionsverfahren erfolgte dabei unter dem Gesichtspunkt, dass sich die 
Extraktionskraft der einzelnen Extraktionsschritte schrittweise erhöhen sollte. Ausgehend von 
diesem Anspruch wurden Extraktionsverfahren ausgewählt und mit entsprechenden Lö-
sungsmitteln kombiniert. Die ermittelten Extraktionsausbeuten aus den jeweiligen Extraktio-
nen des Versuchsmaterials und deren PAK-Verteilungsmuster dienten schließlich als Aus-
wahlkriterien für die Zusammenstellung der Extraktionssequenz.  
5.5.1 Vorauswahl der Lösungsmittel und Extraktionsverfahren 
Entsprechend der Zielstellung, mit den verschiedenen Extraktionsversuchen eine Extrakti-
onssequenz zu konzipieren, wurden im Vorfeld grundlegende Voraussetzungen definiert, um 
wichtige Aspekte und Ansprüche bei der Umsetzung der Sequenz zu berücksichtigen. Insbe-
sondere sollten bei der Auswahl der Lösungsmittel und Extraktionsverfahren folgende Aus-
gangskriterien beachtet werden: 
50   
 
• Verwendung verschiedener Lösungsmittel, die sich in ihren PAK-Elutionskraft unter-
scheiden 
• Verzicht auf halogenierte Lösungsmittel aus Gründen des Umweltschutzes (Entsorgung) 
• Verzicht auf Aceton, um Schädigung der Dichtungen am MS-Detektor zu vermeiden 
• Verwendung möglichst geringer Lösungsmittelmengen 
• Vermeidung von Verlusten des Feinkornanteiles während der Extraktionssequenz, da 
auf diesem prozentual der höchste Anteil der PAK sorbiert ist 
• Vermeidung eines Eintrages von Fremdmaterial mit einer großen spezifischen Oberflä-
che (Filtermaterial, Adsorbermaterial) 
• Verzicht von Filtermaterialien bei der Extraktaufreinigung von polaren Lösungsmitteln 
(PAK-Minderbefunde durch Sorptionseffekte) 
• Verwendung einer großen Ausgangsmenge an Versuchsmaterial bei der Extraktion mit 
dem polarsten Lösungsmittel, da infolge der beschränkten Löslichkeit der PAK bzw. der 
schwachen Elutionskraft nur ein geringer Anteil der PAK in dem Lösungsmittel vorliegt 
und aufgrund dessen eine starke Aufkonzentrierung nötig wird 
• Verwendung verschiedener, zunehmend drastischerer Extraktionsbedingungen 
• Verwendung eines Extraktionsverfahrens, das dem Stand der Technik für PAK-
Extraktionen aus Feststoffen entspricht  
Da sich die Lösungsmittel in ihrem PAK-Elutionsvermögen entsprechend der o.g. Kriterien 
unterscheiden sollten, wurde für die Vorauswahl ein Vorgehen ähnlich der Laufmittelauswahl 
in der Flüssigkeitschromatograhphie gewählt. Bei dieser werden Polaritätsunterschiede bei 
den Lösungsmitteln genutzt, um das für eine Trennung eines polaren bzw. unpolaren Sub-
stanzgemisches geeignete Laufmittel zu ermitteln. Zur Bewertung der Polaritäten wird häufig 
der Polaritätsindex nach Snyder [1974] herangezogen. Auf Basis dieses Indexes erfolgte 
auch eine erste Vorauswahl der aliphatischen Lösungsmittel für die Extraktionsvorversuche, 
da in erster Näherung davon ausgegangen wurde, dass das Elutionsvermögen mit Abnahme 
des Polaritätsindexes steigt. 
Tabelle 5.4: Verwendete Lösungsmittel für die Extraktionsvorversuche 
Lösungsmittel-
abfolge 
Lösungsmittel Elutionsmittel 
Polaritätsindex P nach 
Snyder [1974] 
1 Wasser Gering 10,2 
2 Methanol Gering - Mittel 5,1 
3 Isopropanol Mittel - Stark 4,3 
4 
Hexan/Ethylacetat 
80:20 (V:V) 
Stark 0,96* 
5 Toluol Sehr stark 2,4 
*Berechnet nach Snyder [1974]: 
Pn-Hexan/Ethylacetat = Volumenateil*Pn-Hexan+Volumenanteil*PEthylacetat = 0,8*01+0,2*4,4 = 0,96 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  51 
 
Die Einordnung des Elutionsvermögens erfolgte hingegen für das Toluol unabhängig vom 
Polaritätsindex. Toluol weist zwar gegenüber Hexan/Ethylacetat eine höhere Polarität auf, 
jedoch besitzt Toluol Ähnlichkeiten mit der chemischen Struktur der PAK (Vorliegen eines 
aromatischen Ringsystems). Entsprechend dem Prinzip „simila similibus solvuntur“ (Gleiches 
löst sich in Gleichem) wird daher für Toluol angenommen, dass es die PAK besser löst als 
die anderen in der Tabelle 5.4 aufgeführten Lösungsmittel. 
Zur Überprüfung des theoretischen Ansatzes zum PAK-Elutionsvermögen wurden Teeröl-
Lösungsversuche mit den ausgewählten Lösungsmitteln durchgeführt. Wie aus Abbildung 
5.9 zu erkennen ist, kommt es nach einer 5 minütigen Kontaktzeit mit dem Teeröl zu einer 
unterschiedlichen Verfärbung der Lösungsmittel, wobei die Verfärbung entsprechend der in 
Tabelle 5.4 vorgenommenen Abstufung zunimmt. 
Um bei der später anzuwendenden Extraktionssequenz zusätzlich zu den verwendeten Lö-
sungsmitteln eine Steigerung der Extraktionsbedingungen zu gewährleisten, wurden ver-
schiedenen Extraktionsbedingungen ausgewählt und auf die Lösungsmittelabfolge abge-
stimmt. Hierbei erfolgte eine Kombination der mittel-schwachen Elutionsmittel mit Extrakti-
onsbedingungen, die bei Raumtemperatur arbeiten. Die elutionsstarken Lösungsmittel wur-
den hingegen mit Verfahren gekoppelt, bei denen höhere Extraktionstemperaturen ange-
wendet werden sollten. 
Für den Extraktionsschritt mit Wasser wurde eine zur DEV-S4 Methode alternative Methode 
ausgearbeitet, die unter Einsatz einer neuartigen Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung die mit 
Wasser extrahierbaren PAK innerhalb eines festgelegten Zeitraumes mit einem Adsorpti-
onsmittel (XAD-2®) erfasst. Bei dem XAD-2® handelt es sich um ein Amberlitharz, das auf 
einem Polystyrol-Divinylbenzol-Polymer basiert und für die Extraktion von PAK aus Wasser 
verwendet wird. Auf die Erstellung und Durchführung dieses Extraktionsverfahrens wird in 
Abschnitt 5.5.2 gesondert eingegangen. Die Extraktionsversuche mit Methanol und Isopro-
panol erfolgten mit einer Ultraschallextraktion (USE), die eine entsprechend der o.g. Kriterien 
gängige Extraktionstechnik darstellt. Auf den Einsatz der Soxhlett-Extraktion wurde aus fol-
genden Gründen verzichtet: 
Abbildung 5.9: Vergleich der Lösungsmittelverfärbung bei Kontakt mit Teeröl 
Methanol ToluolHexan / Ethylacetat
80:20 (V:V)
52   
 
• Unvermeidbares Anhaften von Feinpartikeln an den Extraktionshülsen während der Ex-
traktion bewirkt Änderungen der Gesamtoberfläche und verfälscht somit die Oberflä-
chenmessung 
• Hoher Lösungsmittelverbrauch 
• Höherer Zeitaufwand 
• Sorption von PAK an Extraktionshülsen (Verwendung elutionsschwacher Extraktionsmit-
tel (Methanol, Isopropanol) zu Beginn der Extraktionssequenz) 
Die Extraktionen mit den starken, unpolaren Lösungsmitteln (Hexan/Ethylacetat und Toluol) 
erfolgten mit einem automatisierbaren subkritischen Extraktionsverfahren auf Grund folgen-
der Vorteile: 
• Erhöhte Temperatur ermöglicht günstigere Extraktionskinetik 
• Viskositätserniedrigung des Lösungsmittels 
• Geringere Oberflächenspannung 
• Reproduzierbare Extraktionsbedingungen durch Festlegung extraktionsrelevanter Pa-
rameter 
• Automatisierbarkeit 
Verwendet wurde hierzu ein Gerät des Herstellers DIONEX (Accelelerated Solvent Extracti-
on 200, ASE 200). Die Extraktion mit dem unpolarsten Lösungsmittel unter Anwendung der 
ASE stellt hierbei das nach dem Stand der Technik gängige Verfahren dar, mit dem gewöhn-
lich der Gesamtgehalt der 16 EPA-PAK aus Feststoffen ermittelt wird. 
Des Weiteren wurde versucht die Extraktionsbedingung der Verfügbarkeitsuntersuchung 
durch einen zusätzlichen Probenaufarbeitungsschritt weiter zu verschärfen. Ziel dieser Auf-
arbeitung war es, die in dem Feststoff vorhandenen Poren durch einen Mahlvorgang aufzu-
brechen und die Porenoberflächen bzw. das eventuell für Lösungsmittel unzugängliche 
Teeröl besser für das Extraktionsmittel zugänglich zu machen (siehe Abbildung 5.1). Die 
Extraktion des gemahlenen Materials erfolgte schließlich mit einem unpolarem Lösungsmittel 
unter Anwendung der ASE. 
Insgesamt wurden sechs Extraktionsverfahren mit unterschiedlichen Extraktionsbedingungen 
für die Extraktionsvorversuche ausgewählt, optimiert und deren PAK-Extraktionsausbeuten 
und -muster miteinander verglichen. Die hierarchische Einordnung der verschiedenen unter-
suchten Extraktionsverfahren, in Abhängigkeit ihrer vorab vermuteten Extraktionsstärke, ist 
in Abbildung 5.10 schematisch zusammengefasst und stellt die vorläufige sequentielle Ex-
traktion dar. Zunächst erfolgt eine Extraktion mit Wasser als Lösungsmittel. Darauf aufbau-
end schließen sich Extraktionen mit polaren und schließlich unpolaren Lösungsmittel an. Der 
in der Sequenz vorgesehene siebte Schritt dient hierbei speziell der Bestimmung des noch 
im Versuchsmaterial vorhandenen organischen Restkohlenstoffanteils, der nicht extrahierbar 
und eventuell auf irreversibel gebundene PAK zurückzuführen ist. 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  53 
 
Im Fall der Ausarbeitung und Durchführung der separaten Extraktionsversuche erfolgte die 
analytische Trennung und Quantifizierung der Extrakte im Gegensatz zu den nachfolgenden 
chromatographischen Trennungen der PAK nicht über ein GC- sondern über ein HPLC-
System. Insbesondere aus zeitlichen und wartungstechnischen Gründen bot sich diese Me-
thode, trotz der Nachweisgrenze von < 5µg/l pro PAK, wegen des großen Probenaufkom-
mens für die Voruntersuchungen an. Die chromatographischen Bedingungen für die Tren-
nung und Analyse der PAK sind im Folgenden (siehe Tabelle 5.5) zusammengefasst: 
Tabelle 5.5: HPLC-Bedingungen für die analytische Bestimmung der PAK 
Gerät Thermo Separation Products (TSP) mit einem UV/VIS und Fluores-
zensdetektor 
Säule Enviro PAH 6µm  125 x 3 mm (Bischoff Chromatography) 
Gradientenprogramm Zeit [min] 
0 
6 
21,5 
21,55 
23 
H2O [%] 
58 
49 
7 
0 
57 
Acetonitril [%] 
42 
51 
93 
100 
43 
Flussrate 1 ml/min 
 
 
 
Abbildung 5.10: Schematische Darstellung der vorläufigen sequentiellen Extraktion 
ASE-Extraktion (Accelerated-Solvent-Extraktion)
(Hexan-Ethylacetat; gängiges Extraktionsmittel)
Mahlung des Bodens und ASE-Extraktion
(Hexan-Ethylacetat)
ASE-Extraktion
(Toluol)
Feststoff-TC (Ermittlung irreversibel gebundener PAK)
4.
5.
6.
7.
Extraktion der in Wasser gelösten PAK mit 
Amberlitharz XAD-2
DEV-S4 (Wasserextraktion)
Ultraschallextraktion (Methanol)
1.
2.
Ultraschallextraktion (Isopropanol)
3.
polare organische 
Lösungsmittel
unpolare organische 
Lösungsmittel
Verbrennung des organischen Restkohlenstoffanteils
54   
 
5.5.2 ASE-Extraktionsversuche 
Für die Durchführung der Extraktionsversuche mit den Lösungsmitteln Hexan/Ethylacetat 
und Toluol wurde, wie im Abschnitt 5.5.1 erwähnt, die ASE-Technik (siehe Abbildung 5.11) 
ausgewählt. Bei dieser Technik wird das Lösungsmittel über die bei Normaldruck herrschen-
de Siedetemperatur erhitzt und bleibt infolge des in den Stahlkartuschen aufgebauten Über-
druckes im flüssigen Zustand. Für die Extraktionen werden die Feststoffproben in druckfeste 
Extraktionszellen (Stahlkartuschen) eingefüllt, diese anschließend unter Druck mit dem Ex-
traktionsmittel gefüllt und auf die Extraktionstemperatur aufgeheizt.  
Die für die Lösungsmittel (Hexan/Ethylacetat und Toluol) ausgewählten Extraktionsbedin-
gungen sind in Tabelle 5.6 dargestellt und basieren auf bereits vorhandene Applikations-
schriften (DIONEX ASE - Applikationsnote 133 und 323) des Herstellers, die für die durchzu-
führenden Extraktionen angepasst wurden.  
Tabelle 5.6: ASE-Extraktionsbedingungen für die unterschiedlichen Extraktionsmittel 
Toluol Hexan/Ethylacetat 
Heat: 7 min Pressure 140 bar Heat: 5 min Pressure 140 bar 
Static: 5 min Temperature: 
150°C 
Static: 5 min 
Temperature: 100°C 
Flush%: 60 vol. Solvent A: Toluol Flush%: 60 vol. Solvent A: Ethylacetat (20%) 
Purge: 100 sec Solvent B: - Purge: 200 sec Solvent B: Hexan (80%) 
Cycles: 2  Cycles: 2  
 
Die Wiederfindungsrate des nach dem Stand der Technik gängigen Extraktionsverfahrens 
(siehe Abschnitt 5.5.1) wurde anhand eines PAK belasteten Referenzmaterials überprüft. 
Abbildung 5.11: ASE-Apparatur zur Extraktion der Feststoffproben 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  55 
 
Hierbei handelte es sich um einen Boden (Bezeichnung: RM-Boden), der im Rahmen des 
BMBF-Förderschwerpunktes „Ableitung von Verfahren für die Sickerwasserprognose“ von 
der Bundesanstalt für Materialforschung und -prüfung bereitgestellt wurde. Für den Versuch 
wurden in einem Zweifachansatz ca. 30 g des trockenen BAM-Referenzmaterials in die Ex-
traktionszellen der ASE eingewogen und unter der in Tabelle 5.6 für Hexan/Ethylacetat be-
schriebenen Bedingung extrahiert. Die dabei erhaltenen ASE-Extrakte wurden anschließend 
auf ein definiertes Volumen aufgefüllt und mittels GC-MS (Bedingung siehe Tabelle 5.7 ) 
analysiert. Die PAK - Analysenergebnisse des Wiederfindungsversuches sind im Folgenden 
mit den von der BAM erhobenen Daten zum Referenzmaterial dargestellt. 
Tabelle 5.7: Wiederfindung von PAK aus dem kontaminierten BAM-Referenzmaterial 
Alle Werte in 
[mg/kg] 
ASE (n=2) BAM 
Alle Werte in      
[mg/kg] 
ASE (n=2) BAM 
Naphthalin < NWG < NWG Benzo(a)anthracen 2 1-5 
Acenaphthylen 1 < NWG Chrysen 2 1-5 
Acenaphthen 28±2 10-50 Benzo(b,k)fluoranthen 2 0-1 
Fluoren 15,5±0,5 10-50 Benzo(a)pyren 1 0-0,5 
Phenanthren 26±1 10-50 Dibenzo(a,h)anthracen < NWG < NWG 
Anthracen 13,5±9,5 1-5 Indeno(1,2,3-cd)pyren < NWG 0,1-0,5 
Fluoranthen 17±1 10-50 Benzo(g,h,i)perylen < NWG < NWG 
Pyren 9,5±0,5 5-10    
 
Wie aus Tabelle 5.7 ersichtlich wird, liegen die Wiederfindungen mit Ausnahme von Inde-
no(1,2,3-cd)pyren und Anthracen im Bereich der Werte des Referenzmaterials und verdeutli-
chen, dass die ASE-Extraktion mit Hexan/Ethylacetat als Lösungsmittel den Anforderungen 
einer gängigen Extraktionsmethode genügt. Aufbauend auf diesen Ergebnissen wurden die 
im Rahmen der Sequenzerstellung vorgesehenen Extraktionsversuche mit Hexan / Ethylace-
tat für das gemahlene und ungemahlene Versuchsmaterial durchgeführt. 
Das ungemahlene Versuchsmaterial wurde genauso behandelt wie bei den Versuchen zur 
Wiederfindung. Für den Extraktionsversuch mit dem gemahlenen Versuchsmaterial musste 
hingegen die Probenvorbereitung durch den Mahlungsschritt erweitert werden. Entsprechend 
der Zielvorstellung, mit dem Mahlvorgang die im Feststoff vorhandenen Poren aufzubrechen 
und die Porenoberfläche für das Extraktionsmittel zugänglich zu machen, wurde ein Mahlver-
fahren mit einer Kugelmühle (Firma Retsch Typ S 100) ausgewählt. Jeweils 40 g des Ver-
suchsmaterials wurden zusammen mit einer kleinen Menge an Trockeneis in den Mahlbe-
cher (125 ml) überführt und im Reverse-Modus bei 350 U/min 25 min gemahlen. Ziel der 
Zugabe des Trockeneises war, das Versuchsmaterial während des Mahlvorganges zu küh-
len, um Minderbefunde durch Ausgasungsverluste bei den niedrig anellierten PAK zu ver-
meiden. 
Insgesamt wurden bei beiden Versuchen fünfmal je 30 g des gefriergetrockneten Versuchs-
materials in die Extraktionskartuschen eingewogen, extrahiert und die Extrakte auf ein defi-
niertes Volumen mit dem Extraktionsmittel aufgefüllt. Da im Unterschied zu dem Wiederfin-
56   
 
dungsversuch für die analytische Bestimmung eine HPLC-Trennung angewendet wurde, 
musste ein Aliquot von dem unpolaren Extrakt für die Analyse mit Acetonitril verdünnt wer-
den. Nur so konnte gewährleistet werden, dass nach der Probeninjektion in das polare 
Laufmittel keine chromatographische Störung (Mischungslücke) auftrat.  
Basierend auf den Erkenntnissen, die durch die ASE-Extraktionen mit Hexan/Ethylacetat bei 
der Probenvorbereitung und Extraktionsdurchführung gewonnen worden waren, konnte die 
in der Applikationsnote 323 beschriebene ASE-Bedingung für den Extraktionsversuch mit 
Toluol als Lösungsmittel angepasst werden (siehe Tabelle 5.6). Wie bei den Extraktionen mit 
Hexan/Ethylacetat erwies sich eine Probenmenge von 30 g als günstig. Allerdings führten die 
aus dem fünffachen Ansatz erhaltenen Toluol-Extrakte auch nach einer Verdünnung mit Ace-
tonitril bei den PAK zu Retentionszeitverschiebungen, wodurch eine zuverlässige Auswer-
tung der einzelnen PAK nicht mehr gesichert möglich war. Aus diesem Grund musste das 
Toluol-Extrakt für eine HPLC-Trennung in einem Rotationsverdampfer bis fast zur Trockene 
eingeengt und mit einem neuen Lösungsmittel (Acetonitril) wieder aufgenommen werden. 
Dieser Probenaufbereitungsschritt könnte auch gleichzeitig erklären, weshalb die Naphtha-
linkonzentration bei der Toluolextraktion im Vergleich zu den anderen beiden ASE-
Extraktionen niedriger ausfiel (siehe Abbildung 5.12). Bedingt durch den im Vergleich zu den 
übrigen PAK höheren Dampfdruck des Naphthalins ist dieser Aufreinigungsschritt immer mit 
einem Massenverlust verbunden. 
Abbildung 5.12: PAK-Extraktionsausbeuten der drei ASE-Extraktionsvorversuche 
In Abbildung 5.12 sind exemplarisch für 7 unterschiedliche PAK die Extraktionsausbeuten 
aus den drei durchgeführten ASE-Extraktionsversuchen zusammengestellt. Auffällig ist, dass 
sich trotz der unterschiedlichen Extraktionsbedingungen, die Extraktionsausbeuten nur un-
wesentlich voneinander unterscheiden. So können verglichen mit dem ungemahlenen Ver-
suchsmaterial gegenüber dem gemahlenen Material keine höheren PAK-Anteile in den Ex-
trakten nachgewiesen werden. Auch die Verwendung von Toluol als stärkstes Extraktions-
mittel führt zu keiner signifikanten Erhöhung der PAK-Ausbeute. Dieser Befund ist zumindest 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Na
ph
tha
lin
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Be
nz
o(a
)py
ren
Ind
en
o(1
,2,
3-c
d)p
yre
n
K
on
ze
nt
ra
tio
n 
[m
g/
kg
]
Hex./Ethylacetat (ASE-ohne Mahlung)
Hex./Ethylacetat (ASE-mit Mahlung)
Toluol (ASE)
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  57 
 
für die höher anellierten PAK, die eine stärkere Wechselwirkung mit dem Feststoffmaterial 
aufweisen sollten, überraschend. Aller Vorrausicht nach liegen die PAK relativ gut zugänglich 
für die Lösungsmittel an der Feststoffoberfläche sorbiert vor, so dass auch ein Mahlvorgang 
zu keiner Erhöhung in der Extraktionsausbeute führt. 
5.5.3 Ultraschall-Extraktionsversuche 
Die bei Raumtemperatur vorgesehenen Extraktionsversuche mit Methanol und Isopropanol 
(siehe Abschnitt 5.5.1) erfolgten mittels Ultraschall. Dieses Verfahren zeichnet sich durch 
einen geringen Lösungsmittelverbrauch (wie in Abschnitt 5.5.1 gefordert) und eine schnelle 
und hohe Extraktionseffizienz (Kavitationseffekte und Druckspitzen) aus. Da eine 
Temperaturregulierung während der Ultraschallextraktion mit dem verwendeten 
Ultraschallgerät (Fa. Bandelin RK 100; Frequenzbereich 35 KHz) nicht möglich war, 
beschränkten sich die Versuche auf die Optimierung der Extraktionszeiten, mit denen die 
höchsten Extraktionsausbeuten erzielt werden können. 
Hierfür wurden in einem Dreifachansatz 10 g des gefriergetrockneten Versuchsmaterials mit 
25 ml Methanol bzw. Isopropanol versetzt und im Ultraschallgerät bei Raumtemperatur un-
terschiedlich lange extrahiert (15 min; 30 min; 45 min; 60 min; 75 min). Die erhaltenen Ex-
trakte wurden anschließend dekantiert und über einen 0,45 µm Membranfilter filtriert, wobei 
die ersten 5 ml des Filtrates (Vermeidung von Minderbefunden durch Sorptionseffekte) ver-
worfen wurden. Die Bestimmung der PAK-Gehalte in den jeweiligen Extrakten erfolgte wie 
bei den ASE-Extraktionsversuchen über einer HPLC-Trennung mit einem Fluoreszenz- und 
UV-Detektor. 
6
16
26
36
46
56
66
76
15min 30min 45min 60min 75min
Extraktionszeiten
K
on
ze
nt
ra
tio
n 
[m
g/
kg
]
Naphthalin
Phenanthren
Anthracen
Benzo(a)pyren
Sowohl bei der Versuchsreihe mit Methanol als auch bei der mit Isopropanol fiel der Einfluss 
der Extraktionszeit auf die PAK-Extraktionsausbeuten deutlich geringer aus als erwartet. Wie 
Abbildung 5.13: PAK-Extraktionsausbeuten der Ultraschallextraktion mit Isopropanol für un-
terschiedliche Extraktionszeiten 
58   
 
in der Abbildung 5.13 beispielhaft für die Versuchsreihe mit Isopropanol anhand einiger aus-
gewählter PAK dargestellt ist, konnte nur ein leichter Anstieg in den Extraktionsausbeuten 
innerhalb von 60 min bei den im Versuchmaterial am stärksten vertretenen PAK, Naphthalin 
und Phenanthren, beobachtet werden. Eine Steigerung der Extraktionszeit auf 75 min führte 
indes zu keiner Erhöhung der Extraktionsausbeuten. Vor diesem Hintergrund wurde die op-
timale Dauer der Ultraschallextraktionen sowohl für die Methanol- als auch für die Isopropa-
nolextraktion auf 60 min festgelegt. Sie entspricht damit gleichfalls der Extraktionsdauer, die 
auch für eine Ultraschallextraktion der PAK im Rahmen der DIN 38414-S23 für die Matrix 
Klärschlamm zugrunde gelegt wird. 
Die im Rahmen der Vorversuche für die unterschiedlichen Extraktionsmethoden erhaltenen 
Extraktionsausbeuten sind in Abbildung 5.14 für einige ausgewählte PAK zusammengestellt.  
Insgesamt zeigen die ersten Ergebnisse der Extraktionsvorversuche mit den organischen 
Lösungsmitteln, dass sich trotz der postulierten verschiedenen Extraktionsstärken die Extrak-
tionsausbeuten nur gering voneinander unterscheiden. Lediglich die Extraktion mit Toluol 
scheint für die höher anellierten PAK (≥ 4-Ring-PAK) effizienter zu sein.  
Da mit den polaren Lösungsmitteln fast der gleiche Massenanteil an PAK von dem Ver-
suchsmaterial entfernt werden konnte, weist dieser Befund auf eine gute Mobilisierbarkeit 
der PAK hin. Sollte sich dieser Hinweis einer guten Mobilisierbarkeit bzw. Verfügbarkeit bes-
tätigen, müsste ein relativ hoher Anteil der PAK schon innerhalb der ersten Sequenzschritte 
eluiert werden können. Weiterhin führte die Mahlung des Versuchsmaterials im Vergleich zu 
den anderen Extraktionsverfahren zu keinem signifikanten Anstieg der Extraktionsausbeu-
ten. Die in den Poren gebundenen PAK scheinen somit für die Extraktionsmittel zugänglich 
zu sein. Möglich wäre aber auch, dass der in den Poren gebundene und mit dem Mahlvor-
gang freisetzbare PAK-Anteil zu niedrig ist. Durch den hohen Anteil an gut verfügbaren PAK 
Abbildung 5.14: Gegenüberstellung der PAK-Extraktionsausbeuten der unterschiedlichen 
Extraktionsvorversuche 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Na
ph
tha
lin
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Be
nz
o(a
)py
ren
Ind
en
o(1
,2,
3-c
d)p
yre
n
K
on
ze
nt
ra
tio
n 
[m
g/
kg
]
Iso-Prop (60min-USE)
MeOH (60min-USE)
Hex./Ethylacetat (ASE-ohne
Mahlung)
Hex./Ethylacetat (ASE-mit
Mahlung)
Toluol (ASE)
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  59 
 
würde dieser, in den Poren fixierte Anteil, überlagert und damit in den dargestellten Extrakti-
onsausbeuten nicht erkennbar werden. Im Fall der Extraktionssequenz sollten solche Über-
lagerungseffekte nicht auftreten, da dem Mahlvorgang Extraktionsschritte vorangestellt wer-
den, die den leicht zugänglichen PAK-Anteil entfernen. 
 
5.6 Konzeption eines innovativen Extraktionsverfahrens für wäss-
rige Eluate 
Zur Ermittlung und Abschätzung des mit Wasser extrahierbaren PAK-Anteils wurde eine Me-
thode entwickelt, bei der unter Einsatz einer neuartigen Extraktionsvorrichtung die in den 
wässrigen Eluaten vorliegenden PAK in Verbindung mit einem Adsorptionsmittel (XAD-2®) 
erfasst werden können.  
Nach dem derzeitigen Stand der Technik werden zur Abschätzung des mit Wasser aus ei-
nem Feststoff freisetzbaren Schadstoffanteils maßgeblich zwei Verfahren verwendet. Das 
eine Verfahren beruht auf der Anwendung so genannter statischer Schüttel- oder Batchtests, 
bei denen ein mit den Komponenten beladener Feststoff unter definierten Bedingungen in-
nerhalb eines festgelegten Zeitraumes mit einem Lösungsmittel (Wasser) extrahiert wird 
[DIN 38414-S4]. Aus der in dem Eluat gelöst vorliegenden Menge wird dann der freigesetzte 
und somit für Wasser verfügbare Anteil ermittelt. Im Gegensatz zu den statischen Batchtests 
werden bei der zweiten Standardmethode Säulenversuche zur Ermittlung des Freisetzungs-
potentials angewendet. Dieses Verfahren basiert auf einem Säulenversuchskonzept [DIN V 
19736], bei dem der mobilisierbare Anteil über die zeitliche Entwicklung der Komponenten-
konzentration im Säuleneluat bestimmt wird. 
Beide angewendete Verfahren werden allerdings von dem im Wasser bereits gelösten Mas-
senanteil limitiert. Bedingt durch die Aufsättigung des Wassers nimmt der Konzentrations-
gradient kontinuierlich ab und wirkt der Freisetzung entgegen. Speziell im Fall von höher 
belasteten Feststoffproben, mit gering wasserlöslichen organischen Schadstoffkomponenten, 
versucht man diese Einschränkung beim DEV-S4-Versuch durch so genannte Kaskaden-
tests [LfU, 1994] zu umgehen, damit die maximale Wasserlöslichkeit nicht zum begrenzen-
den Faktor wird. Hierbei werden die Feststoffproben mehrmals hintereinander extrahiert, bis 
die im Wasser gelösten Schadstoffkomponenten nicht mehr nachweisbar sind. Die aus allen 
Teilschritten eluierten Massenanteile werden anschließend aufsummiert und stellen den ma-
ximal mit Wasser eluierbaren Schadstoffanteil dar. Besonders bei Feststoffproben mit hohen 
Gehalten an gering wasserlöslichen Schadstoffkomponenten führt dies zu einer zeitaufwen-
digen Vielzahl von Extraktionsschritten.  
Zudem besitzen beide Verfahren den Nachteil, dass die analytische Bestimmung der gelös-
ten Komponenten aus einem schwebstofffreien Eluat zu erfolgen hat. Erfolgt eine Bestim-
mung der Komponenten aus einem schwebstoffreichen Eluat, führt dies aufgrund der Mitex-
traktion von Schwebstoffen zu Überbefunden und damit einhergehend zu einer Überschät-
zung der Freisetzungsraten. Beide Verfahren müssen somit einen nachgeschalteten Aufrei-
nigungsschritt beinhalten, der eine Schwebstoffabtrennung zur genauen Ermittlung der Frei-
setzungsraten gewährleistet. Derzeitig gängige und angewendete Methoden zur Schweb-
stofftrennung stellen die Filtration oder Zentrifugation dar. Im Fall von gelöst vorliegenden 
unpolaren organischen Verbindungen wirkt sich die Filtration jedoch oft nachteilig auf das 
Analysenergebnis aus. Es kommt zu Sorptionsverlusten auf dem Filtermaterial, wodurch 
60   
 
Minderbefunde bei den organischen Verbindungen zu verzeichnen sind [Herbert 1992]. Die 
Zentrifugation weist insbesondere den Nachteil auf, dass durch den Zentrifugationsvorgang 
feinste Schwebstoffanteile nur ungenügend abgetrennt werden können, wodurch es zu 
Mehrbefunden der trübstoffsorbierten Komponenten kommen kann [Bethmann et al. 1996]. 
Beide Aufreinigungsarbeiten führen somit bei der Bestimmung der in einem Eluat gelösten 
Komponenten infolge von   Über- bzw. Minderbefunden häufig zu wenig reproduzierbaren 
Ergebnissen.  
Speziell für gering wasserlösliche und stark an Filtermaterialien adsorbierende PAK sind 
daher die derzeitigen Extraktionsverfahren zur Ermittlung des mit Wasser extrahierbaren 
PAK-Anteils aus einem Feststoff aus o.g. Gründen nur bedingt geeignet. Daher wurde ein 
neues Verfahren ausgearbeitet, das durch die Ausbildung eines konstant hohen Konzentrati-
onsgradienten die Bestimmung freisetzbarer organischer Schadstoffe aus einem Feststoff 
mit Wasser - ohne eine gesonderte Schwebstoffabtrennung - unter idealen Verhältnissen 
ermöglicht. Angeknüpft wurde hierbei an den methodischen Ansatz von Northcott & Jones 
[2001 Part 2], die mit einem „infinite sink“ Prinzip unter Verwendung von XAD-2® die Freiset-
zungskinetik von PAK und PCB aus einem Feststoff bestimmten. Da das „infinite sink“ Prin-
zip durch den hohen Konzentrationsgradient zwischen Sorptionsmaterial („unendliche Sen-
ke“) und Wasser einen kontinuierlichen Entzug der aus dem Feststoff in das Wasser freige-
setzten Komponenten gewährleistet, wurde für die vorliegende Fragestellung dieses Prinzip 
nach entsprechender Modifikation in die neue Extraktionssequenz integriert. Durch die Ver-
wendung des XAD-2® Amberlitharzes kann sichergestellt werden, dass das Verteilungs-
gleichgewicht zwischen gelösten und an der Senke sorbierten Stoffen eindeutig auf Seiten 
der sorbierten Spezies (XAD-2®) liegt. Somit wird die Löslichkeit eines gelösten Stoffes nicht 
zum begrenzenden Faktor und ermöglicht unter anderem auch eine Langzeitprognose zu 
den jeweiligen Emissionsraten unterschiedlicher Komponenten aus einem Feststoff. 
5.6.1 Aufbau der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung 
Um die aus dem Versuchsmaterial in das Wasser freigesetzten PAK aus dem Flüssigkeits-
Feststoffgemisch kontinuierlich mit dem XAD-2® Amberlitharz zu entziehen, wurde eine ge-
eignete Extraktionsvorrichtung konzipiert. Der schematische Aufbau der Vorrichtung ist in 
Abbildung 5.15 dargestellt. 
Sie besteht aus einem Gefäßaufsatz mit einem verschließbaren perforierten Rohr (2), in das 
eine mit dem Sorbensmaterial gefüllte Gewebehülse aus Edelstahl (1) eingeführt wird. Für 
die Extraktion wird der Gefäßausatz einschließlich der Gewebehülse auf den Rand einer 
Glasflasche (3) aufgesetzt, mit einem Schraubverschluss (6) fixiert und in das Feststoff-
Flüssigkeitsgemisch eingetaucht. Durch eine erzwungene konvektive Strömung (7) gelangt 
das Wasser (5) durch das perforierte Rohr in die Gewebehülse, wobei die aus dem Fest-
stoff (4) freigesetzten PAK (8) durch das Adsorbermaterial dem Wasser kontinuierlich entzo-
gen werden. Nach erfolgter Extraktion kann die Gewebehülse gegebenenfalls einfach und 
schnell mit einer nicht eluierenden Flüssigkeit (Wasser) schwebstofffrei gewaschen werden, 
bevor die Komponenten vom Adsorbermaterial mit einem Lösungsmittel eluiert werden. 
Durch die direkte Adsorption der gelösten Komponenten an das Adsorbermaterial ist das 
Verfahren reproduzierbar, erlaubt aufgrund variabel einsetzbarer Mengen an Adsorbermate-
rial eine große Extraktionskapazität und durch den wiederholten Austausch des Adsorberma-
terials die Aufnahme von Desorptionskinetiken. 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  61 
 
5.6.2 Optimierung der Infinite-Sink-Extraktion 
Basierend auf der technischen Konzeption und Auslegung der Infinite-Sink-Extraktions-
technik waren verschiedene Vorversuche nötig, um extraktionsrelevante Randbedingungen 
zu optimieren. Insbesondere im Hinblick auf die zu verwendende Maschenweite der Gewe-
behülse und der Erzeugung konvektionsbedingter Strömungen für eine gute Durchströmung 
des Adsorbermaterials wurden mehrere Vorversuche durchgeführt. Weiterhin musste ein 
Aufarbeitungsprozess ausgearbeitet werden, um ein konditioniertes, monomerfreies Polysty-
rol-Divinylbenzol-Polymer mit einer definierten Korngröße zu erhalten. 
Bei dem XAD-2® Amberlitharz handelt es sich um ein kostengünstiges, unaufgereinigtes Po-
lystyrol-Divinylbenzol-Polymer (Amberlite XAD-2® der Firma Supelco), das aufgrund des 
Herstellungsprozesses noch monomere Rückstände aufweist. Zur Entfernung der monome-
ren Bestandteile sowie zur Abtrennung von Feinstpartikeln erwies sich folgende Aufarbeitung 
des Rohmaterials als geeignet: 
1. XAD-2® in Becherglas einfüllen und zur Konditionierung mit Methanol überschichten 
(15 min einwirken lassen) 
2. Methanol abdekandieren und XAD-2® mit Wasser aufschlämmen 
3. Aufgeschlämmtes XAD-2® auf Sieb bringen (0,63 mm) und Feinanteil mit Wasser 
auswaschen 
4. Nachwaschen mit Methanol 
Abbildung 5.15: Schematischer Aufbau der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung 
 
4.
6.
5.
3.
7.
2.
8.
1.
62   
 
5. XAD-2® in Becherglas überführen, anschließend mit Toluol überschichten und 15 min 
rühren 
6. Toluol abdekantieren, mit Methanol waschen und anschließend über Nacht trocknen 
Das so gereinigte XAD-2® wurde schließlich für die weitere Verwendung in einem luftdicht 
verschlossenen Glasgefäß (Exsikator) gelagert. 
Zur Auswahl der Draht-Gewebehülsen und der Anströmungsart wurden Versuche mit der 
Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung durchgeführt. Hierzu wurden zwei verschiedene Gewe-
behülsen unterschiedlicher Maschenweite (Versuchsbedingungen siehe Tabelle 5.8) mit dem 
vorgereinigten XAD-2® gefüllt, mit Methanol konditioniert und anschließend in der Vorrich-
tung einer wässrigen PAK-Lösung für unterschiedlich langen Zeiten ausgesetzt. Die Erzeu-
gung konvektionsbedingter Strömungen erfolgte durch einen Horizontalschüttler (Fa. Ger-
hardt, Typ LS-5) bzw. durch einen Rollenmischer (Fa. IDL, Typ TRM 56).  
Tabelle 5.8: Versuchsbedingungen für die Auswahl der Gewebehülsen und Anströmungsart 
 Versuchsbedingungen 
Versuchsreihe 1 feine Maschenweite (0,1 mm); 0,5 g XAD-2® Rollenmischer 
Versuchsreihe 2 grobe Maschenweite (0,5 mm); 0,5 g XAD-2® Rollenmischer 
Versuchsreihe 3 grobe Maschenweite (0,5 mm); 0,5 g XAD-2® Horizontalschüttler 
 
Zur Bestimmung der jeweiligen Extraktionsausbeuten wurden die mit den Adsorbern gefüll-
ten Gewebehülsen nach der Extraktion aus der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung entfernt, 
im N2-Strom getrocknet und das trockene Adsorbermaterial in der ASE mit Hexan / Ethylace-
tat eluiert. Die Aufkonzentrierung der in dem Wasser verbliebenen PAK-Anteile erfolgte nach 
einer Festphasenextraktion mit C18-Material. Sowohl die PAK-Gehalte der ASE-Extrake als 
auch die der Festphaseneluate wurden über GC-MS ermittelt.  
In den Versuchsreihen mit der engmaschigen Gewebehülse zeigte sich, dass die PAK-
Extraktionsausbeuten geringer ausfielen als bei der Verwendung der grobporigen Gewebe-
hülse. Wie sich durch eine weitere Versuchsreihe mit angefärbtem Wasser (Farbstoff Sul-
forhodamin B) nachwiesen ließ, war die Ursache für diesen Befund eine fehlende Durch-
strömung der engmaschigen Gewebehülsen. Anders als bei der grobporigen Gewebehülse 
erfolgte bei dieser nur eine Anfärbung des Adsorbermaterials an der äußeren Schicht der 
Gewebehülse. 
Wie aus Abbildung 5.16 für die Versuchsreihe 3 für einige ausgewählte PAK ersichtlich wird, 
wird die in dem Wasser gelöste Menge an PAK innerhalb weniger Stunden durch das Am-
berlitharz extrahiert. Auf Basis dieser Vorversuche wurden für die weiteren Untersuchungen 
die Infinite-Sink-Extraktionen mit dem Horizontalschüttler unter Verwendung von Gewebe-
hülsen mit einer Maschenweite von 0,5 mm durchgeführt. 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  63 
 
Die Prüfung des Infinite-Sink-Extraktionsverfahrens auf seine Praxistauglichkeit erfolgte mit 
einer 24-stündigen Extraktion des Versuchsmaterials vom Modellstandort. Die dabei erhalte-
nen Extraktionsausbeuten wurden mit denen eines DEV-S4-Eluats verglichen. Bei der Infini-
te-Sink-Extraktion wurden 800 mg des XAD-2® Harzes in die Gewebehülse eingefüllt, ver-
schlossen und anschließend in den Gefäßaufsatz eingeführt. Da das Amberlitharz wegen 
seiner sehr großen Oberfläche (300-400 m2/g) eine hohe Kapazität besitzt (10-15 % der Sor-
bensmasse laut Herstellerangaben) wurde eine Überladung des XAD-2® Harzes während 
des Versuches ausgeschlossen. Der Gefäßaufsatz wurde auf den Gewindekopf einer Extrak-
tionsflasche, in der sich das Versuchsmaterial (100 g) und Wasser als Lösungsmittel 
(500 ml) befand, aufgesetzt und mit einem Schraubverschluss fixiert. Zur Gewährleistung 
konvektiver Strömung wurde die komplette Vorrichtung auf einen Horizontalschüttler positio-
niert und bei der festgelegten Frequenz von 100 Bewegungen / min geschüttelt. Nach der 
Expositionsdauer von 24 h wurde die Gewebehülse mit dem Adsorbermaterial aus dem Ge-
fäßaufsatz entfernt, mit destilliertem Wasser von anhaftenden Schwebstoffen befreit und die 
auf dem Harz sorbierten PAK nach deren Elution analysiert.  
Die Vorgehensweise für die Elution nach DIN 38414-S4 erfolgte bei einem Feststoff-zu-
Wasser-Verhältnis von 1:10, wobei 50 g Boden mit 500 ml Wasser 24 h in einem Über-
kopfschüttler extrahiert wurden. Das nach 24 h erhaltene Wasser-Feststoff-Gemisch wurde 
dekantiert und anschließend bei 4000 U/min (20°C) 15 min (Hereaus Megafuge 3.0 R) zentri-
fugiert. 100 ml des Zentrifugates wurden abgenommen und mit 10 ml Hexan in einem Schei-
detrichter extrahiert. Auf eine Filtration des Wasser-Feststoffgemisches mit einem 0,45 µm 
Membranfilter aus Celluloseacetat wurde aufgrund von Sorptionseffekten verzichtet. Zwar 
konnte dieser Effekt bei der Zentrifugation weitestgehend ausgeschlossen werden, jedoch 
zeigte sich, dass trotz vorsichtiger Arbeitsweise ein gewisser Schwebstoffanteil bei der Über-
führung des Zentrifugates aus den Zentrifugengläsern in den Scheidetrichter erfolgte. Somit 
Abbildung 5.16: Verlauf der relativen PAK - Gehalte im Wasser und auf dem XAD-2 Harz (grob-
porige Gewebehülse) 
0
20
40
60
80
100
120
140
0 5 10 15 20 25 30
Zeit [h]
PA
K
 G
eh
al
t  
m
/m
0 [
%
]
Acenaphthylen (XAD-2)
Acenaphthylen (Wasser)
Pyren (XAD-2)
Pyren (Wasser)
Phenanthren (Wasser)
Phenanthren (XAD-2)
64   
 
fallen die ermittelten Freisetzungsraten für die DEV-S4 Methode eher zu hoch als zu niedrig 
aus. Diese Problematik der Schadstoffabtrennung konnte mit dem neuen Verfahren vollstän-
dig umgangen werden, da der auf der Gewebehülse befindliche Schwebstoffanteil einfach 
und schnell mit destilliertem Wasser entfernt werden konnte. Die Analyse des Hexan-
Extraktes erfolgte nach einer Trocknung über Natriumsulfat mittels GC-MS.  
Sowohl für die neue Extraktionsmethode als auch für die Extraktion gemäß DEV-S4 wurde 
eine Dreifachbestimmung durchgeführt. Die Ergebnisse der beiden Versuche sind in Tabelle 
5.9 wiedergegeben.  
Tabelle 5.9: Vergleich der PAK-Freisetzungsraten aus dem Versuchsmaterial 
 
Beide Methoden zeigen für eine 24-stündigen Extraktion Freisetzungsraten in der gleichen 
Größenordnung. Allerdings können im Gegensatz zur DEV-S4 Methode für die geringer 
wasserlöslichen PAK mit der Infiniten-Sink-Methode höhere Freisetzungsraten bei einer 
niedrigeren absoluten Standardabweichung beobachtet werden. Ein Befund der gegebenen-
falls bei der DEV-S4-Methode auf eine Löslichkeitslimitierung hindeuten kann. Berücksichtigt 
man zusätzlich die Art der Extraktion und die Aufarbeitung, zeigen sich die weiteren Vorteile 
der Infinite-Sink-Methode. So findet bei der neuen Extraktionsmethode kein Überkopfschüt-
teln der Probe statt, bei der es zum Abrieb bei den Feststoffteilchen kommen kann. Weiterhin 
lassen sich, anders als bei der DEV-S4 Methode, die PAK aus dem Wasser-Feststoff-
gemisch einfach und ohne aufwändige Aufarbeitung bestimmen. Im Vergleich zur gängigen 
DEV-S4 Methode stellt die Methode auf Basis des Infiniten-Sink-Prinzips somit eine praxis-
taugliche Verfahrensweise zur Bestimmung des mit Wasser eluierbaren Schadstoffanteils 
dar. 
 
 Freisetzungsraten [µg/100g/24h] 
 DEV-S4 Methode (n=3) Infinite-Sink-Methode (n=3) 
Naphthalin 4196 ± 395 3694 ± 661 
Acenaphthylen 35 ± 3 34 ± 8 
Acenaphthen 450 ± 38 548 ± 128 
Fluoren 238 ± 22 338 ± 65 
Phenanthren 261 ± 22 442 ± 117 
Anthracen 58 ± 6 90 ± 34 
Fluoranthen 54 ± 6 72 ± 22 
Pyren 33 ± 5 51 ± 17 
Benzo(a)anthracen 5 ± 5 5 ± 1 
Chrysen 4 ± 3 3 ± 1 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  65 
 
5.6.3 Desorptionskinetik zur Festlegung einer praxistauglichen Extrakti-
onsdauer für die Extraktionssequenz 
Um für die Extraktionssequenz einen Anhaltspunkt zu bekommen, wie sich die Extraktions-
dauer bei einer längeren Exposition des Amberlitharzes auf die PAK-Extraktionsausbeuten 
auswirkt, wurden zwei unterschiedliche Versuchsreihen zum Langzeitdesorptionsverhalten 
durchgeführt. Anhand dieser Ergebnisse sollte eine für die Extraktionssequenz praxistaugli-
che Extraktionsdauer ausgewählt werden, die den sehr gut verfügbaren PAK-Anteil wider-
spiegelt. 
Der experimentelle Ansatz der ersten Versuchsreihe hatte zum Ziel, die PAK-Verteilung im 
System Feststoff-Wasser-Amberlitharz während der Extraktion für unterschiedliche Desorpti-
onszeiträume näher zu untersuchen, um eine differenzierte Aussage zum PAK-Desorptions-
verhalten zu erhalten. Für die Umsetzung dieser Versuchsreihe wurden in Dreifachansätzen 
für verschiedene Zeiten jeweils 100 g des Versuchsmaterials in die Extraktionsvorrichtung 
überführt und mit 500 ml destilliertem Wasser versetzt. Wie bei der Prüfung des Infinite-Sink-
Extraktionsverfahrens wurden im zweiten Fall ebenfalls 800 mg des XAD-2® Amberlitharzes 
in die Gewebehülsen eingefüllt.  
Um mikrobiologische Abbauprozesse auszuschließen, wurde zusätzlich zu allen Versuchs-
ansätzen ca. 1 g Natriumazid hinzugegeben. Die Überprüfung der Wirksamkeit der Azidzu-
gabe erfolgte anhand einer Gesamtkeimzahlbestimmung aus dem Feststoff des Blindansat-
zes. Für die mikrobiologischen Untersuchungen wurden dazu einige Gramm des Versuchs-
materials nach Beendigung des Blindversuches entnommen und im Technologie Zentrum 
Wasser (TZW) in Karlsruhe untersucht.  
Insgesamt wurden acht verschiedene Extraktionsversuche mit Desorptionszeiten von bis zu 
35 Tagen durchgeführt (Tage: 1; 3; 7; 14; 21; 28; 35; 35 Blindansatz). Zur Bestimmung der 
nach der entsprechenden Expositionsdauer noch im Boden, im Wasser und XAD-2® Amber-
litharz befindlichen PAK-Menge musste in einem ersten Aufarbeitungsschritt die Gewebehül-
se mit dem XAD-2® Amberlitharz vom Feststoff-Wassergemisch entfernt werden. In einem 
zweiten Schritt erfolgte die Trennung des Feststoff-Wasser-Gemisches durch ein erstes Ab-
dekantieren. Durch eine anschließende Zentrifugation und ein nochmaliges Dekantieren des 
Zentrifugats konnte weitgehend gewährleistet werden, dass das Wasser frei von Schweb-
stoffen war. Der nach der Zentrifugation angefallene feine Feststoffanteil wurde der Fest-
stoffprobe wieder zugeführt. Die Quantifizierung der im Feststoff noch verbliebenen PAK-
Menge erfolgte nach Gefriertrocknung und Extraktion aus dem ASE-Extrakt über GC-MS. 
Für die Ermittlung der im Wasser befindlichen PAK-Massenanteile wurde die aufgearbeitete 
Wasserprobe mit einer Festphasenextraktion über RP-Phase (C18 -Material) aufkonzentriert 
und das Eluat entsprechend analysiert. Die Gewebehülsen mit dem Amberlitharz wurden mit 
destilliertem Wasser von noch vorhandenen Schwebstoffen befreit und das Adsorbermaterial 
anschließend nach Trocknung über N2 mit Hexan/Ethylacetat eluiert, um die auf dem Harz 
sorbierten PAK-Anteile zu bestimmen. 
Die im Rahmen der ersten Versuchsreihe erhaltene PAK-Verteilung zwischen Feststoff, 
Wasser und XAD-2® Amberlitharz aus dem Langzeitdesorptionsversuch ist in Abbildung 5.17 
dargestellt. 
66   
 
Da die Keimzahlbestimmung des Blindansatzes negativ war, kann davon ausgegangen wer-
den, dass die Versuchsreihe nicht durch mikrobiologische Abbaureaktionen beeinflusst wur-
de. Man erkennt deutlich die Verlagerung der PAK (Summe der 16 EPA-PAK) vom Feststoff 
in Richtung des Amberlitharzes mit Zunahme der Expositionsdauer. Der im Wasser vorhan-
dene PAK-Anteil bleibt hingegen während der gesamten Versuchsreihe auf einem konstant 
niedrigen Niveau (etwa 1% bezogen auf die PAK-Gesamtmasse bzw. für Naphthalin im Mit-
tel 0,2 % der max. Wasserlöslichkeit). Einzig im Vergleich zum 35 tägigen Blindansatz ohne 
XAD-2® Amberlitharz werden 5% der PAK-Gesamtmenge im Wasser (für Naphthalin = 
11,7 % der max. Wasserlöslichkeit) vorgefundenen. Auffällig ist, dass sich die anfänglich 
starke Sorptionstendenz der PAK zum Amberlitharz ab dem 7. Tag verringert und sich nach 
14 Tagen ein PAK-Mengenverhältnis zwischen Feststoff und Amberlitharz von etwa 
60%:40% einstellt.  
Das Auftreten, der in Abbildung 5.17 beobachtbaren Verteilungsform, kann durch zweierlei 
Ursachen hervorgerufen worden sein. Einerseits könnte es sich bei dem auf dem Feststoff-
material verbliebenen PAK-Anteil um stark sorbierte PAK handeln, die mit Wasser nicht elu-
ierbar sind. Andererseits könnte die Möglichkeit bestehen, dass das beobachtete Abflachen 
des Stoffübergangs der PAK vom Feststoff auf das XAD-2® Harz auf eine Erschöpfung der 
Sorptionskapazität des Amberlitharzes zurückzuführen ist. Da eine solche Ursache auch im 
Zusammenhang mit den Ergebnissen aus den Voruntersuchungen (siehe Abschnitt 5.5) we-
sentlich plausibler erschien, wurde eine zweite Versuchsreihe durchgeführt, bei der das 
XAD-2 Harz in der Infinite-Sink-Extraktionsvorrichtung in festgelegten Zeitabständen (Tage: 
1; 3; 7; 14; 21; 28; 35; 50) ausgetauscht wurde. Eine Limitierung durch Erschöpfung der 
Sorptionskapazität konnte bei dieser Vorgehensweise ausgeschlossen werden. 
Insgesamt wurden für diese zweite Versuchsreihe drei Ansätze mit jeweils 100 g Versuchs-
material, 500 ml destilliertem Wasser und 1 g Natriumazid vorbereitet. Im Gegensatz zur 
Abbildung 5.17: Verteilung der PAK während des Langzeitdesorptionsversuches 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34
Extraktionsdauer [Tage]
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
PAK in Wasser
PAK in XAD-2
PAK in Boden
Blindansatz 
ohne 
Amberlitharz
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  67 
 
ersten Versuchsreihe erfolgte jedoch nach den festgelegten Zeiträumen nicht eine komplette 
PAK-Massenbilanzierung für das System Feststoff-Wasser-Amberlitharz, sondern nur der 
Austausch des Adsorptionsmittels. Die nach den entsprechenden Extraktionszeiträumen 
ausgetauschten Gewebehülsen mit dem XAD-2® Harz wurden, wie in der ersten Versuchs-
reihe, vorgereinigt und anschließend extrahiert. Die nach der Langzeitdesorption noch im 
Wasser und Feststoff befindlichen Rest-PAK-Gehalte wurden hingegen erst mit Beendigung 
der Untersuchung am 50. Tag ermittelt. Zusammen mit den aus den einzelnen Extraktions-
zeiträumen auf dem Adsorbermaterial vorliegenden PAK-Mengen bilden diese Gehalte die 
für die Versuchsreihe entsprechende Gesamtmasse m0.  
In Abbildung 5.18 sind die während des Versuches ermittelten PAK-Mengenanteile auf dem 
XAD-2® Harz relativ zur PAK-Gesamtmasse in Form einer Summenkurve über die Zeit auf-
getragen. Anders als in der Versuchsreihe 1 zeigte sich, dass die durch das Wasser desor-
bierbare und auf dem Amberlitharz fixierte PAK-Menge kontinuierlich und deutlich mit der 
Extraktionsdauer ansteigt. Naphthalin, Acenaphthen und Fluoren können innerhalb von 50 
Tagen zu über 90% aus dem Versuchsmaterial allein mit Wasser unter Anwendung der Infi-
nite-Sink-Technik entfernt werden. Im Fall der höher kondensierten, geringer wasserlöslichen 
PAK nimmt der auf dem XAD-2® Harz sorbierte Mengenanteil hingegen ab. So werden z.B. 
von Chrysen und Benzo(a)anthracen nach 50 Tagen nur etwa 10% der ursprünglich in dem 
Versuchsmaterial vorliegenden Masse auf das XAD-2® Harz übertragen. 
Basierend auf der zeitlichen Darstellung lässt sich mit Ausnahme der Komponente Ace-
naphthylen eine Abhängigkeit des Desorptionsverhaltens der einzelnen PAK feststellen, die 
entsprechend dem derzeitigen Kenntnisstand mit der Wasserlöslichkeit bzw. dessen Anellie-
rungsgrad korreliert (Tabelle 2.2). Die stärkste Freisetzung mit asymptotisch verlaufender 
Kurvenform und Ausbildung eines Plateaus ist bei den gut wasserlöslichen PAK zu beobach-
ten. Mit Erhöhung des Annelierungsgrad bzw. mit Verringerung der Wasserlöslichkeit nimmt 
Abbildung 5.18: Zeitliche Darstellung des durch das XAD-2 sorbierten PAK-Mengenanteils 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40 50
Zeit [Tage]
PA
K
-M
en
ge
na
nt
ei
l a
uf
 X
A
D
-2
 m
/m
0 [
%
]
Acenaphthylen Acenaphthen Fluoren
Phenanthren Anthracen Flouranthen
Pyren Benz(a)anthracen Chrysen
Naphthalin
68   
 
der freigesetzte Mengenanteil ab. Der asymptotische Verlauf fällt schwächer aus und geht 
bei den am geringsten wasserlöslichen PAK in eine fast lineare Verlaufsform über. Dieser 
Befund weist auf eine reduzierte Freisetzungsrate hin, die maßgeblich durch die geringe 
Wasserlöslichkeit der PAK und den damit verbundenen stärker ausgebildeten Wechselwir-
kungskräften zwischen den höher anellierten PAK und der Feststoffoberfläche bestimmt 
wird.  
Wie bereits oben angedeutet, bildet die Komponente Acenaphthylen eine Ausnahme inner-
halb der Desorptionsstudie. Acenaphthylen liegt in dem sandigen Versuchsmaterial in einer 
Menge von 5 mg/kg (vergleichbar mit der von Indeno(1,2,3-cd)pyren) vor und weist zudem 
eine im Vergleich zu den 16 EPA-PAK gute Wasserlöslichkeit von 16,1 mg/l auf (siehe 
Tabelle 2.2). Dennoch wird es gegenüber den anderen gut wasserlöslichen PAK nur schwer 
von dem Versuchsmaterial freigesetzt. Eventuell bewirken in diesem Fall stärkere Wechsel-
wirkungskräfte mit dem Versuchsmaterial eine geringere Freisetzung. Sollte dies der Fall 
sein, müsste sich die stärkere sorptive Wirkung im Rahmen der Verfügbarkeitsuntersuchun-
gen mit der sequentiellen Extraktion ebenfalls bestätigen lassen. 
Abbildung 5.19: Sorbierte PAK-Menge auf dem XAD-2 Harz der einzelnen ausgetauschten Ge-
webehülsen 
Dass der Desorptionsversuch maßgeblich durch die Lösekinetik und damit verbunden durch 
die Wasserlöslichkeit der PAK beeinflusst wird, zeigt sich insbesondere durch die in 
Abbildung 5.19 dargestellte sorbierte PAK-Menge. Die nach den jeweils festgelegten Zeitab-
ständen ausgetauschten Gewebehülsen mit dem XAD-2® Harz weisen eine deutliche Ab-
nahme der PAK-Gesamtmenge auf, wobei die anfänglich hohe PAK-Menge primär auf die 
Komponente Naphthalin zurückzuführen ist.  
Wie sich dabei die auf dem XAD-2® Harz sorbierten PAK prozentual zueinander während der 
Versuchsdauer verhalten, ist in dem Verteilungsmuster in Abbildung 5.20 dargestellt. Zu Be-
ginn des Desorptionsversuches befindet sich auf dem XAD-2® Harz überwiegend Naphthalin 
(90 %) und nur ein geringer Anteil von Phenanthren und Fluoranthen, obwohl diese beiden 
19
1
18
726
731
457
4
14
78
20
12
52
79
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
1 3 7 14 21 28 35 50
Extraktionsdauer [Tage]
so
rb
ie
rt
e 
PA
K
-M
en
ge
 a
uf
 X
A
D
-2
 
[µ
g/
10
0g
 V
er
su
ch
sm
at
er
ia
l]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  69 
 
Komponenten im Vergleich zu Naphthalin im Versuchsmaterial am stärksten vertreten sind 
(136 mg/kg = 34 % der PAK-Gesamtmasse). 
Abbildung 5.20: PAK Verteilungsmuster auf dem XAD-2 Harz während der Desorptionsstudie 
Der anfänglich hohe prozentuale Naphthalinanteil nimmt mit der Zeit deutlich ab, da das 
Naphthalin wegen seiner guten Wasserlöslichkeit und dem damit begünstigten Stoffüber-
gang (Feststoff => Wasser) verstärkt durch das XAD-2® Harz entfernt wird. Deshalb werden 
nach ca. 28 Tagen aus dem Versuchsmaterial nur noch geringe Mengen an Napthahlin frei-
gesetzt. Im Gegensatz dazu steigt der prozentuale Anteil an Phenanthren, Fluoranthen und 
den anderen, geringer wasserlöslichen PAK kontinuierlich an und bewirkt, dass die höher 
anellierten PAK immer stärker in den Vordergrund treten. Die Abfolge der dabei aus dem 
Versuchsmaterial freigesetzten PAK, in Abhängigkeit ihrer Wasserlöslichkeit, führt somit zur 
Änderung des PAK-Verteilungsmuster auf dem XAD-2® Harz. Bedingt durch diese Änderung 
kann eine maßgebliche Limitierung der PAK-Freisetzung z.B. durch Diffusionsvorgänge oder 
durch das Vorliegen sehr starker Wechselwirkungskräfte zwischen den PAK und dem Ver-
suchsmaterial ausgeschlossen werden. Für eine diffusionslimitierte PAK-Freisetzung erfolgt 
entsprechend dem ersten Fick’schen Gesetz (siehe Gleichung 2.4) ein Teilchenfluss, der 
dem Konzentrationsgradienten proportional ist. Unter den gegebenen Randbedingungen, 
dass das XAD-2® Harz (PAK-Senke) einen konstanten Konzentrationsgradient erzeugt und 
die PAK aus dem Versuchsmaterial kontinuierlich freigesetzt bzw. nachgeliefert werden, 
dürfte sich die PAK-Verteilung zumindest innerhalb der ersten Versuchszeiträume bei einer 
Diffusionslimitierung nicht ändern. Liegen hingegen starke Wechselwirkungskräfte zwischen 
PAK und dem Feststoff vor, würden diese zu einer weitgehend gleich bleibend niedrigen 
PAK-Konzentration im Wasser führen und nur zu einer geringen PAK-Abreicherung im Fest-
stoff. Die Freisetzungsraten würden in diesem Fall nicht ausreichen, um innerhalb des unter-
suchten Zeitraumes z.B. bei den schwach sorbierten PAK einen deutlichen Rückgang und 
eine damit einhergehende Verschiebung im PAK-Gesamtmuster auf dem XAD-2® Harz zu 
beobachten. 
0%
20%
40%
60%
80%
100%
1 3 7 14 21 28 35 50
Extraktionsdauer [Tage]
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
 [%
]
Naphthalin
Acenaphthen
Phenanthren
Flouranthen
Pyren
Chrysen
70   
 
Summiert man die während des Desorptionsversuchs auf das XAD-2® Harz sorbierten PAK-
Mengen auf und bilanziert diese mit den noch im Wasser und im Feststoff nach 50 Tagen 
verbliebenen PAK-Mengen, so zeigt sich (siehe Abbildung 5.21), dass der überwiegende Teil 
der gut löslichen und am stärksten im Versuchsmaterial vertretenen PAK durch die Infinite-
Sink-Technik mit Wasser eluiert wird. In der Summe entspricht dies etwa 62% der auf dem 
Versuchsmaterial sorbierten absoluten PAK-Gesamtmasse. Die hoch anellierten, sehr gering 
wasserlöslichen PAK von Benzo(b,k)fluoranthen bis Benzo(ghi)perylen verbleiben hingegen 
im Versuchsmaterial und konnten innerhalb der jeweiligen Extraktionszeiträume auf dem 
XAD-2® Harz nicht nachgewiesen werden. Dies führt zu einer sehr geringen absoluten Mas-
se der hoch anellierten PAK auf dem XAD-2® Harz, die unterhalb der Nachweisgrenze des 
Analysenverfahrens liegt. Untermauert wird dies im Rahmen der ersten Versuchsreihe, bei 
der das XAD-2® Harz bis zu 35 Tagen dem Versuchsmaterial-Wasser-Gemisch ausgesetzt 
war. In diesem Fall konnten Benzo(a)pyren und Benzo(b,k)fluoranthen quantitativ bestimmt 
werden, wobei sie zu 0,9 % (Benzo(a)pyren) und zu 1 % (Benzo(b,k)fluoranthen) vom Fest-
stoff entfernt werden konnten. 
Zusammengefasst zeigen die Ergebnisse aus den beiden Versuchsreihen zum Langzeitde-
sorptionsverhalten eine typische und erwartete Abhängigkeit der PAK-Freisetzung von den 
unterschiedlichen Wasserlöslichkeiten der PAK. Zu Beginn des Desorptionsversuches wer-
den zunächst die wasserlöslicheren PAK vom Versuchsmaterial in das Wasser freigesetzt, 
die den sehr gut verfügbaren PAK-Anteil darstellen. Erst mit zunehmender Extraktionsdauer 
treten verstärkt die geringer wasserlöslichen PAK in den Vordergrund. Die Versuche belegen 
- aufgrund der guten Freisetzung der PAK - weiterhin, dass die Wechselwirkungskräfte zwi-
schen den besser wasserlöslichen PAK und dem sandigen Versuchsmaterial vergleichswei-
se schwach ausgebildet sind.  
Abbildung 5.21: Bilanzierung der PAK-Verteilung nach 50-tägiger Extraktionsdauer mit dem 
XAD-2 Harz 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
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hth
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Flu
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n
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PA
K
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te
ilu
ng
 [%
] 
na
ch
 5
0 
Ta
ge
n
Feststoff XAD-2 Wasser
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  71 
 
Da im Rahmen der Extraktionssequenz mit der Infinite-Sink-Extraktionstechnik der sehr gut 
verfügbare PAK-Anteil charakterisiert werden soll, ist die Extraktionsdauer daher möglichst 
kurz zu wählen. Aufgrund der Tatsache, dass Naphthalin im Vergleich zu den übrigen 15 
EPA-PAK fast vollständig und am schnellsten von dem Versuchsmaterial freigesetzt wurde, 
wurde Naphthalin als Leitparameter zur Festlegung der Extraktionsdauer ausgewählt. Naph-
thalin wird bereits nach 7 Tagen zu ca. 80 % von dem Versuchsmaterial mit der Infinite-Sink-
Technik entfernt (siehe Abbildung 5.18). Daher wurde die Extraktionsdauer für die Extrakti-
onssequenz auf 7 Tage festgelegt. 
 
5.7 Festlegung der Extraktionssequenz und Verfügbarkeitsklassen 
Basierend auf den Ergebnissen, der in den Abschnitten 5.5 und 5.6 durchgeführten Vorver-
suchen, wurde die bereits entwickelte vorläufige Extraktionssequenz (siehe Abbildung 5.10) 
mit den verschiedenen Extraktionsverfahren und Extraktionsbedingungen überarbeitet. So 
hatte sich in den Vorversuchen zu den Ultraschallextraktionen gezeigt, dass die Verwendung 
der beiden unterschiedlich polaren Lösungsmittel Methanol und Isopropanol zu keinen Un-
terschieden in den PAK-Extraktionsausbeuten führten. Eine Anwendung beider Lösungsmit-
tel würde aus diesem Grund keinen zusätzlichen Informationsgewinn im Rahmen der Ver-
fügbarkeitsstudie bringen. Im Gegensatz zu Isopropanol repräsentiert Methanol in der Polari-
tätsabstufung aufgrund seines Polaritätsindex von 5,1 den Mittelwert zwischen dem in der 
Sequenz verwendeten polarsten (Wasser) und unpolarsten Lösungsmittel (Hexan-
Ethylacetat). Daher wurde auf Isopropanol als Lösungsmittel im Rahmen der Extraktionsse-
quenz verzichtet. 
Des Weiteren konnte aufbauend auf den Vorversuchen die Versuchsdurchführung und die 
Extraktionsdauer hinsichtlich des Infinite-Sink-Extraktionsverfahrens festgelegt und optimiert 
werden, mit der der sehr gut verfügbare PAK-Anteil bestimmt werden soll. Die endgültige 
Extraktionssequenz mit den einzeln aufeinander aufbauenden Extraktionsschritten ist - ohne 
den Extraktionsschritt mit Isopropanol - in Abbildung 5.22 dargestellt.  
Im ersten Schritt der Sequenz wird das Versuchsmaterial mit Wasser extrahiert, um die gut 
verfügbaren PAK zu ermitteln. Hierzu findet das Infinite-Sink-Extraktionsverfahren Anwen-
dung, das im Gegenteil zum ebenfalls mit Wasser arbeitenden DEV-S4 Verfahren die in Ab-
schnitt 5.6 beschriebenen Vorteile eines konstanten Konzentrationsgradienten besitzt. Nach 
der Extraktion mit Wasser schließt sich die Ultraschallextraktion mit dem polaren organi-
schen Lösungsmittel Methanol an, das gleichzeitig dazu dient, die Extraktionssequenz auf 
die unpolaren Lösungsmittel umzustellen. Durch diesen Sequenzschritt soll der Anteil der 
PAK erfasst werden, der zwar unter natürlichen Randbedingungen gut verfügbar aber nicht 
schnell freisetzbar ist und mit der Feststoffoberfläche stärker in Wechselwirkung steht. Die 
Freisetzung der noch stärker an das Versuchsmaterial sorbierten PAK erfolgt mit dem dritten 
Extraktionsschritt. Dieser repräsentiert ein nach dem Stand der Technik angewendetes Ex-
traktionsverfahren, mit dem der PAK-Gesamtgehalt von Feststoffen derzeitig bestimmt wird. 
Die Mobilisierung eventuell sehr schwer verfügbarer PAK, die beispielsweise aufgrund der im 
Porenwasser stattgefundenen advektiv-diffusiven Vorgänge auf den inneren Feststoffober-
flächen sorbiert vorliegen, erfolgt durch den vierten Extraktionsschritt. Ziel dieses Extrakti-
onsschrittes ist es, durch den Mahlvorgang die im Feststoff vorhanden Poren aufzubrechen 
und die Porenoberflächen bzw. das eventuell für Lösungsmittel unzugängliche Teeröl besser 
72   
 
für das Extraktionsmittel zugänglich zu machen. Um zudem sicherzustellen, dass auch die 
an organische Makromoleküle (z.B. Huminstoffe) sorptiv gebundenen PAK miterfasst wer-
den, wurde Toluol im letzten Extraktionsschritt in Verbindung mit der ASE-Extraktionstechnik 
verwendet.  
Der in der Sequenz vorgesehene letzte Schritt der Feststoff-TOC Analyse dient der Bestim-
mung des noch im Versuchsmaterial vorhandenen Restkohlenstoffanteils, der nicht extra-
hierbar (z.B. Huminstoffe) und eventuell auf irreversibel gebundene PAK zurückzuführen ist. 
Natürlich kann bei diesem Schritt die Art des organischen Kohlenstoffs nicht aufgeklärt wer-
den. 
Basierend auf dieser sequentiellen Extraktion wurden verschiedene Verfügbarkeitsklassen 
definiert, die in Tabelle 5.10 aufgeführt sind.  
Tabelle 5.10: Abgeleitete PAK-Verfügbarkeitsklassen aus der sequentiellen Extraktion 
Klassen Verfügbarkeit PAK-Entfernung vom Feststoff 
1 Gut verfügbar Extraktionsschritt 1-2 
2 Mäßig verfügbar Extraktionsschritt 3 (Stand der Technik) 
3 Schlecht verfügbar Extraktionsschritte 4 – 5 (6) 
 
Ziel der Einteilung ist es, PAK-kontaminierte Feststoffmaterialen nach deren PAK-
Verfügbarkeiten mit Hilfe der angewendeten Extraktionssequenz einzuordnen. Somit kann 
speziell für die Entscheidung über die Anwendung von Monitored Natural Attenuation eine 
objektive und auch vergleichbare Aussage zur PAK-Verfügbarkeit getroffen werden. Diese 
spielt speziell als Randbedingung bei der Simulation der PAK-Fahnenausbreitung eine wich-
tige Rolle, da die Verfügbarkeit einen Einfluss auf die mobilisierbare Schadstoffmenge und 
damit auf den mikrobiologischen Abbau hat (siehe Abschnitt 5.1). 
Abbildung 5.22: Schematische Darstellung der ausgearbeiteten sequentiellen Extraktion 
Wasserextraktion mit Amberlitharz XAD-2
ständiger Entzug der in Wasser gelösten PAK 
Wasserextraktion mit Amberlitharz XAD-2
ständiger Entzug der in Wasser gelösten PAK 
DEV-S4 (Wasserextraktion)DEV-S4 (Wasserextraktion)
Ultraschallextraktion 
(Methanol)
Ultraschallextraktion 
(Methanol)
ASE-Extraktion (Accelerated-Solvent-Extraktion)
(Hexan-Ethylacetat; gängiges Extraktionsmittel)
ASE-Extraktion (Accelerated-Solvent-Extraktion)
(Hexan-Ethylacetat; gängiges Extraktionsmittel)
Mahlung des Bodens und ASE-Extraktion
(Hexan-Ethylacetat)
Mahlung des Bodens und ASE-Extraktion
(Hexan-Ethylacetat)
ASE-Extraktion
(Toluol)
ASE-Extraktion
(Toluol)
1.
Feststoff-TC (Ermittlung irreversibel gebundener PAK)Feststoff-TC (Ermittlung irreversibel gebundener PAK)
Extraktionsstärke
Gängiges 
Extraktionsverfahren
2.
3.
4.
5.
6.
O
berflächenzunahm
e ?
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  73 
 
Die in den ersten beiden Extraktionsschritten durch die polaren Lösungsmittel Wasser und 
Methanol freisetzbaren PAK-Mengen stellen nach Tabelle 5.10 den unter natürlichen Rand-
bedingungen gut für mikrobiologische Abbauprozesse verfügbaren Anteil dar. Als mäßig ver-
fügbar wird der im 3. Extraktionsschritt eluierbare PAK-Anteil definiert. Die in diesem Extrak-
tionsschritt extrahierbaren PAK stehen mit dem Aquifermaterial deutlich stärker in Wechsel-
wirkung und sollten daher für mikrobiologische Prozesse deutlich schwieriger zugänglich 
sein. Innerhalb von NA-Zeiträumen praktisch immobil ist der PAK-Anteil, der als schlecht 
verfügbar eingeordnet wird. Dieser Anteil kann nur unter sehr drastischen Bedingungen ext-
rahiert werden und müsste, da er unter Feldbedingungen nicht in hohen Mengen freigesetzt 
wird, bei der Simulation der PAK-Fahnenausbreitung nicht berücksichtigt werden. 
 
5.8 Oberflächenmessungen 
Wie bereits in Abschnitt 5.2 beschrieben und in Abbildung 5.22 angedeutet, sollen parallel zu 
den Verfügbarkeitsuntersuchungen ergänzend Oberflächenmessungen zu den jeweiligen 
Extraktionsschritten durchgeführt werden. Ziel ist es mit diesen Untersuchungen festzustel-
len, ob die Entfernung der organischen Substanzen von der Feststoffoberfläche und aus den 
Feststoffporen innerhalb der Extraktionssequenz zu einer signifikanten Vergrößerung der 
spezifischen Oberfläche führt. Sollte dies der Fall sein, könnte mit den Oberflächenmessun-
gen der Extraktionsschritt charakterisiert werden, der maßgeblich für die Mobilisierung der 
PAK aus den mit Teeröl gefüllten Poren beiträgt.  
5.8.1 Messverfahren der Oberflächenmessung 
Die Bestimmung der spezifischen Oberfläche 
basierte auf Messungen der Gasadsorption mit 
einem Oberflächenmessgerät SA 3100TM (sie-
he Abbildung 5.23) der Firma CoulterTM. Zur 
Anwendung kommt dabei ein Messverfahren, 
bei dem Gasmoleküle bekannter Größe (N2) 
auf die unbekannten Probenoberflächen kon-
densiert (adsorbiert) werden. Die Menge des 
kondensierten Gases und des resultierenden 
Drucks werden für diskrete Wertepaare bei 
einer konstanten Temperatur aufgezeichnet 
und zur Berechnung einer Isotherme genutzt. 
Mit Hilfe der Messapparatur wurden insgesamt 
10 diskrete Datenpunkte pro Messvorgang er-
mittelt, die für das Berechnungsmodell nach 
Brunnauer et. al [1938] der spezifischen Ober-
fläche zugrunde gelegt wurden. Dieses Modell 
geht davon aus, dass nach einem Evakuieren 
der Probe sich bei der anschließenden Druck-
erhöhung eine weitgehend monomolekulare 
Stickstoffbelegung aller Oberflächen ausbildet. 
Abbildung 5.23: Oberflächenmessgerät  
 
74   
 
Die monomolekulare Belegung ist größtenteils abgeschlossen, wenn die Isotherme aus dem 
steilen Anstieg im unteren Druckbereich in einen relativ flachen, linearen Anstieg im mittleren 
Druckbereich übergeht (siehe Abbildung 5.24).  
Zur Ausbildung von Mehrfachschichten kommt es erst dann, wenn die Bindungsenergie der 
adsorbierten Moleküle zur Feststoffoberfläche klein und in der gleichen Größenordnung wie 
die Wechselwirkungsenergien der Moleküle untereinander ist. Bei dem vorliegenden Mess-
verfahren mit dem Oberflächenmessgerät SA 3100TM  wird diese Ausbildung von Mehrfach-
schichten nicht berücksichtigt. Die spezifische Oberfläche lässt sich aus der Menge der auf 
der Feststoffoberfläche adsorbierten Gasmoleküle und deren benötigten Platzbedarf errech-
nen. Hierbei wird vom Gerätehersteller für die BET-Messungen mit Stickstoff eine mittlere 
Fläche der Adsorbatmoleküle von 0,162 nm2 zugrunde gelegt. 
5.8.2 Optimierung der Oberflächenmessung 
Für die im Rahmen der sequentiellen Extraktion geplanten Oberflächenmessungen wurde 
zunächst die optimal einzusetzende Bodenmenge bestimmt. Optimale Ergebnisse werden 
nach Angaben des Geräteherstellers erreicht, wenn die gesamte Oberfläche der Probe zwi-
schen 3 und 30 m2 liegt und als Adsorbat Stickstoff verwendet wird. Beträgt die spezifische 
Oberfläche deutlich weniger als 1 m2/g und ist das für eine minimale Gesamtoberfläche von 
3 m2 benötigte Probenvolumen zu groß für den Probenbehälter, kann die Gesamtoberfläche 
auf ein Minimum von 1 m2 reduziert werden. Dabei wird allerdings die Messgenauigkeit re-
duziert.  
Zur Festlegung der optimalen Probenmenge des Versuchsmaterials wurde unbelastetes  
Aquifermaterial vom Feldstandort (Messstelle E0/1; Tiefe 13-14 m unter GOK) eingesetzt 
und auf eine Korngröße < 2 mm gesiebt bzw. anschließend zur Herstellung eines gemahle-
nen Versuchsmaterials mit einer Kugelmühle (Firma Retsch Typ S 100) entsprechend zer-
kleinert. Dabei wurden die gleichen Mahlbedingungen zugrunde gelegt, die auch bei der Ex-
traktionssequenz verwendet wurden (40 g im Reverse-Modus bei 350 U/min, 25 min). Um 
die Ergebnisse der Oberflächenmessungen miteinander vergleichen zu können, erfolgte eine 
Entgasung aller Proben über 60 min bei 300°C. 
Abbildung 5.24: Stickstoffisotherme des ungemahlen Versuchsmaterials 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  75 
 
Die aus den mit verschiedenen Probeneinwaagen durchgeführten Oberflächenmessungen 
zeigten, dass 
1. mit zunehmender Probenmenge die Oberflächenbestimmung - aufgrund der höheren 
Korrelation mit der idealen BET-Isotherme - genauer werden. 
2. bei zu großer Probenmenge die Oberflächenmessungen nicht mehr durchführbar 
waren, da es zu Problemen mit dem Oberflächenmessgerät bei der Gleichge-
wichtseinstellung der Gasdrücke kam. 
Basierend auf den ersten beiden Punkten wurden als ideale Mengen zur Oberflächenbe-
stimmung für den gemahlenen Boden 2 g und für den ungemahlenen Boden 7,5 g ermittelt. 
Zwar wird durch eine Entgasungszeit von 60 min bei 300°C (laut Gerätehersteller) sicherge-
stellt, dass die Proben vollständig entgast werden, jedoch führen derartig hohe Temperatu-
ren auch zu einer undefinierten Entfernung von Schadstoffanteilen/Teeröl von der Kornober-
fläche und ggf. zu einer Veränderung der Kornstruktur. Um diesen Effekt weitgehend auszu-
schließen, wurden die anstehenden Oberflächenmessungen bei einer moderateren Entga-
sungstemperatur von 100°C mit einer Entgasungszeit von 60 min auf einer externen Entga-
sungseinheit (Coulter SA-PREP) durchgeführt. 
Die unter den optimierten Randbedingungen mit der BET-Methode ermittelten spezifischen 
Oberflächen des Versuchsmaterials (gemahlen und ungemahlen) bei einer Entgasungstem-
peratur von 100°C sind in Tabelle 5.11 zusammengestellt. 
Tabelle 5.11: Ergebnisse der spezifischen Oberflächen für das gemahlene und ungemahlene 
Versuchsmaterial (BET-Methode) 
Entgasungsparameter: 
(100°C; 60min) 
Versuchsmaterial ungemahlen 
(n=3); Einwaage 7,5 g 
Versuchsmaterial gemahlen 
(n=3); Einwaage 2 g 
Spezifische Oberfläche 
[m2/g] 
0,16 ± 0,02 1,00 ± 0,01 
 
Sowohl beim gemahlenen als auch ungemahlenen Versuchsmaterial liegt die Gesamtober-
fläche des eingesetzten Probenvolumens nicht im idealen Messbereich einer Gesamtober-
fläche von 3 – 30 m2. Aus diesem Grund wurden die mit der BET-Methode ermittelten Er-
gebnisse mit einem anderen unabhängigen Verfahren auf deren Plausibilität überprüft. An-
gewendet wurde hierbei ein Verfahren, bei dem die Bestimmung der spezifischen Oberfläche 
über Ethylenglykolmonoethylether (EGME) erfolgt [Carter, 1965]. Zur Durchführung des Ver-
fahrens wird eine Probe mit EGME benetzt und anschließenden über einem EGME-CaCl2 
Gemisch (Molverhältnis genau 3 : 2) bis zur Gewichtskonstanz evakuiert. Über die Gleichung 
5.1 lässt sich schließlich die spezifische Oberfläche ermitteln, wobei 2,86*10-4 g EGME eine 
Oberfläche von 1 m2 einnehmen. 
][g/m100,286[g]beTrockenpro
[g]beTrockenpro[g]beTrockenprost.gewichtkonEGME/g]2[mOberfläche 23−⋅⋅
−=  (5.1) 
Wie die Vergleichsuntersuchungen zeigten, konnten die mit der BET-Methode bestimmten 
spezifischen Oberflächen für das gemahlene und ungemahlene Versuchsmaterial mit der 
unabhängigen EGME-Methode zumindest im Hinblick auf deren Größenordnungen bestätigt 
werden. Speziell beim gemahlenen Versuchsmaterial stimmten die ermittelten spezifischen 
76   
 
Oberflächen beider Verfahren gut überein. So wurde mit der EGME-Methode ebenfalls eine 
Oberfläche von 1,00 ± 0,01 m2/g ermittelt. Der bestehende Unterschied im Fall des unge-
mahlenen Versuchsmaterials zwischen der BET (0,16 ± 0,016 m2/g) und EGME (0,79 ± 
0,11 m2/g) Methode ist demgegenüber sicherlich auf die zeitaufwendige EGME-Messung 
zurückzuführen, die speziell bei der Bestimmung der Gewichtskonstanz ein sehr genaues 
Arbeiten erfordern und leicht zu Fehlern führen kann. 
Beide Verfahren untermauern die sehr geringe spezifische Oberfläche des Versuchsmateri-
als, die auch durch den Mahlvorgang nur vergleichsweise gering vergrößert werden konnte. 
Für die geplanten Oberflächenmessungen im Rahmen der Extraktionssequenz könnte sich 
dies nachteilig auswirken. Denn verglichen mit der mechanischen Beanspruchung sollte die 
Entfernung der organischen Substanzen von der Feststoffoberfläche bzw. aus den Feststoff-
poren mit einer geringen Oberflächenzunahme verbunden sein, die sich eventuell messtech-
nisch mit dem Oberflächenmessgerät nicht mehr erfassen lässt. 
 
5.9 Durchführung der Extraktionssequenz und Oberflächenmes-
sungen 
Nachdem die experimentellen Arbeiten zur Festlegung der jeweiligen Versuchsbedingungen 
abgeschlossen waren, wurde die Extraktionssequenz entsprechend dem in Abbildung 5.22 
dargestellten Ablaufschema auf das Versuchsmaterial angewandt. Die Umsetzung der se-
quentiellen Extraktion erfolgte dabei gemäß dem schematisch veranschaulichten Fließdia-
gramm (siehe Abbildung 5.25) mit fünf Versuchsansätzen. Im ersten Schritt wurde das ge-
friergetrocknete Versuchsmaterial (100 g) 7 Tage lang nach dem Infinite-Sink-Prinzip extra-
hiert und die im Wasser und auf dem XAD-2® Harz befindlichen PAK-Gehalte anschließend 
mittels GC-MS bestimmt. Der nach der Wasserabtrennung noch feuchte Feststoff musste für 
die darauf folgende Ultraschallextraktion gefriergetrocknet werden. Nur so konnte eine auf 
die Trockenmasse bezogene Einwaage gewährleistet werden, die zudem eine direkte Ge-
genüberstellung der ermittelten PAK-Gehalte aus den einzelnen Extraktionsschritten ermög-
lichte. Insgesamt wurden für die Methanol-Extraktion jeweils 50 g des gefriergetrockneten 
Feststoffmaterials aus der Infinite-Sink-Extraktion mit 100 ml Methanol überschichtet und im 
Ultraschallbad 60 min extrahiert. Nach Abtrennung des Methanolextraktes (Zentrifugation 
und Filtration des Methanolextraktes über 0,45 µm Teflonfilter) wurde das erhaltene Extrakt 
analysiert und das abgetrennte Feststoffmaterial an der Luft getrocknet. Die Bestimmung des 
nach dem Trocknungsvorgang auf dem Feststoff verbliebenen PAK-Anteils aus dem nicht 
entfernten Restmethanol erfolgte dabei rechnerisch und ist bei dem nächsten Extraktions-
schritt berücksichtigt worden. Das so nach der Methanolextraktion erhaltene Feststoffmateri-
al wurde schließlich für den nächsten Sequenzschritt in eine ASE-Kartusche überführt, mit 
Hexan/Ethylacetat extrahiert und anschließend, wie in Abschnitt 5.5.2 erläutert, für die letz-
ten beiden Extraktionsschritte gemahlen. Infolge der geringen Probenmenge zum Ende der 
Extraktionssequenz wurden die Extraktionsschritte 4 und 5 ohne ein erneutes Umfüllen des 
Feststoffes aus den gleichen Extraktionskartuschen durchgeführt. Um eine Aussage zum 
noch im Feststoff verbliebenen organischen Anteil zu erhalten, musste das restliche Toluol 
entfernt werden. Dies erfolgte durch eine 24 stündige Lagerung des Feststoffmaterials im 
Trockenschrank bei 100°C. 
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  77 
 
Für die im Rahmen der Sequenzuntersuchungen vorgesehenen Oberflächenbestimmungen, 
wurden die jeweils benötigten Feststoffmengen nach den erfolgten Extraktionsschritten ab-
genommen und nach Beendigung des Extraktionsverfahrens analysiert. Im Gegensatz zu 
den 5-fach Bestimmungen der einzelnen Extrakte sowie der Feststoff-TOC Bestimmungen 
basieren diese Bestimmungen nur auf einer Einfachbestimmung. 
 
Abbildung 5.25: Vorgehensweise und Umsetzung der sequentiellen Extraktion 
Die nach der Anwendung der sequentiellen Extraktion ermittelten PAK-Gehalte aus den un-
terschiedlichen Extraktionen sind für die Summe der 16 EPA-PAK in Abbildung 5.26 zusam-
mengestellt. Die dabei dunkel hervorgehobene Gesamtsumme entspricht dabei dem auf-
Feststoff nach 
Infinite-Sink-Extr.
2.  Schritt: Methanol-Extraktion
50g Feststoff mit 100ml; 60min
5-fach Ansatz
100g Versuchsmaterial
(gefriergetrocknet)
Feststoff nach 
Methanol-Extraktion
  Entfernung Restwasser
(Gefriertrocknung)
Feststoff nach 
Hex./Ethyl.-Extraktion
Gemahlener Feststoff
nach Hex./Ethyl-Extr.
3.  Schritt: ASE-Extraktion mit 
Hexan/Ethylacetat; 40g Feststoff 
in 33ml ASE-Kartusche
5.  Schritt: ASE-Extraktion
mit Toluol
12g gemahlener Feststoff
Oberflächenmessung
(BET-Methode)
Trocknung und Berück-
sichtigung des PAK-
Restmethanolanteils
Feststoff nach 
Toluol-Extraktion
Geglühter Feststoff
COrg-frei
4.  Schritt: ASE-Extraktion
mit Hexan/Ethylacetat 
15g gemahlener Feststoff
Entfernung von Rest-Toluol 
(Trockenschrank)
6.  Schritt: Feststoff-TC 
TIC- und TC-Messungen
Mahlung und Umfüllen 
in 11ml ASE-Kartuschen
Kein Umfüllen in neue 
11ml ASE-Kartuschen
PAK-Bestimmung
GC-MS
Methanol-Extrakt
Zugabe von 
500ml Wasser Wasserextrakt und
 XAD-2 Extrakt
Toluol-Extrakt
Hexan/Ethylacetat
Extrakt
1.  Schritt: 7 tägige Infinite-Sink-
Extraktion
(Horizontalschüttler)
Hexan/Ethylacetat
Extrakt
78   
 
summierten PAK-Anteil der einzelnen Extraktionsschritte und dient gleichzeitig als Bezugs-
größe für die nähere Beurteilung der Verfügbarkeitsuntersuchung. 
Abbildung 5.26: Summe der 16 EPA-PAK der einzelnen Extraktionsschritte 
Aus dieser Darstellungsweise wird die bereits aus den Vorversuchen beobachtete gute Ver-
fügbarkeit der PAK deutlich. Innerhalb der ersten beiden Extraktionsschritte wird der über-
wiegende PAK-Massenanteil vom Versuchsmaterial entfernt (33 % mit Wasser und 53 % mit 
Methanol). Nur ein verhältnismäßig geringer Anteil kann erst durch die Anwendung der stär-
keren Extraktionsverfahren extrahiert werden. Ein Aufmahlen des Versuchsmaterials führt 
des Weiteren nicht zu einem verstärkten bzw. zusätzlichen Freisetzen von in den Sediment-
poren gebundenen PAK und weist somit auf gut für die Lösungsmittel zugängliche PAK hin. 
Die in den letzten beiden Extraktionsschritten vorgefundenen PAK-Mengen sind im Verhält-
nis zu den Extraktionsschritten 1 – 3 fast zu vernachlässigen und betragen in der Summe nur 
1,4 %. 
Vergleicht man die PAK-Massenanteile der beiden ersten Extraktionsschritte miteinander 
(siehe Abbildung 5.27), mit denen über 87 % der Gesamtmasse extrahiert werden, so ist 
eine deutliche Veränderung in dem PAK-Muster zu erkennen. Wie auch bei den Infinite-Sink-
Extraktionen beobachtet werden konnte (siehe Abschnitt 5.6.3), werden im ersten Extrakti-
onsschritt die primär gut wasserlöslichen PAK entfernt, zu denen insbesondere Naphthalin, 
Acenaphthen und Fluoren gehören. Die Entfernung der weniger gut wasserlöslichen, höher 
anellierten PAK ab etwa Fluoranthen erfolgt hingegen primär im zweiten Extraktionsschritt 
und untermauert deren geringere Verfügbarkeit bzw. starke Wechselwirkung mit dem Fest-
stoff. Speziell bei den 4-Ring Aromaten wird dieser Effekt sehr deutlich. Die Ergebnisse der 
ersten beiden Extraktionsschritte zeigen aber auch, dass schon sehr polare Lösungsmittel 
ausreichen, um die hoch anellierten PAK aus dem Versuchsmaterial verfügbar zu machen.  
17
0
26
8
96
26
.1
03
8.
81
8 13
.8
76
2.
86
2
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
Se
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PA
K
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00
g]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  79 
 
Abbildung 5.27: Extraktionsausbeuten der ersten beiden Extraktionsschritte 
Summiert man die aus den einzelnen Extraktionsschritten extrahierten PAK-Massen auf und 
normiert diese substanzspezifisch auf 100 % wird der bereits in Abbildung 5.27 beobachtete 
Effekt wesentlich deutlicher (siehe Abbildung 5.28). Nur ein sehr geringer Anteil kann erst 
durch die Anwendung drastischer Extraktionsbedingungen vom Feststoff eluiert werden. 
Abbildung 5.28: PAK-Massenverteilung der einzelnen Extraktionsschritte  
Die im Fall des Acenaphthylens schon bei den Infinite-Sink-Extraktionsversuchen beobachte-
te und vermutete schwerere Zugänglichkeit bestätigt sich bei der Extraktionssequenz eben-
falls. Erst unter Anwendung der sehr unpolaren Extraktionsmittel konnte diese Substanz von 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Py
ren
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Ch
rys
en
Be
nz
o(b
,k)
flo
ura
nth
en
Be
nz
o(a
)py
ren
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
Wasser
XAD-2
USE-Methanol
ASE-H-E
ASE-H-E (Mahlung)
Toluol 
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Py
ren
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Ch
rys
en
Be
nz
o(b
,k)
flo
ura
nth
en
PA
K
-G
eh
al
t [
µg
/1
00
g 
B
od
en
] XAD-2
USE-Methanol
80   
 
dem Versuchsmaterial entfernt werden. Diese unerwartete schlechte Verfügbarkeit bei 
gleichzeitig guter Wasserlöslichkeit des Acenaphthylens kann speziell im Hinblick auf die 
gute Löslichkeit in Alkohol, Ether und Benzin [Beilsteins Handbuch, 1922] vermutlich nur 
durch stärker ausgebildete Wechselwirkungskräfte mit dem Feststoff erklärt werden, die ei-
ner schnellen Freisetzung entgegenwirken. 
Insgesamt untermauern die Ergebnisse der Extraktionssequenz die bereits bei den Extrakti-
onsvorversuchen beobachteten Befunde, dass mit den polaren Lösungsmitteln ein sehr ho-
her PAK-Anteil extrahiert bzw. mobilisiert werden kann. Da die Mahlung des Versuchsmate-
rials nicht zu einem signifikanten Anstieg der PAK-Extraktionsausbeute führt, deutet vieles 
auf eine primär oberflächliche Sorption oder auf eine gute Lösungsmittelzugänglichkeit der in 
den Porenräumen fixierten PAK hin. Sollte der überwiegende Teil der PAK in Form von 
Teerölresten in Poren gebunden sein, müsste dies speziell nach dem 2. Extraktionsschritt 
(80 % Entfernung der PAK) mit einer deutlichen Oberflächenvergrößerung verbunden sein.  
Wie Abbildung 5.29 zeigt, ist diese signifikante Oberflächenzunahme jedoch nicht zu beo-
bachten. Zwar nimmt mit jeder Bestimmung der spezifischen Oberfläche sowohl des gemah-
lenen als auch ungemahlenen Feststoffs die Oberfläche geringfügig zu, jedoch ist dieser 
Effekt der Oberflächenzunahme - immer unter Berücksichtigung der in diesem Messbereich 
geringeren Messgenauigkeit des Systems - eher auf mechanische Effekte zurückzuführen. 
So wird die Oberflächenzunahme innerhalb des zweiten Extraktionsschrittes sehr wahr-
scheinlich durch die bei der Ultraschallextraktion hervorgerufene Zerkleinerung von Agglo-
meraten bewirkt. Die aus dem dritten Extraktionsschritt resultierende Zunahme der spezifi-
schen Oberfläche ist ebenfalls nicht mit einer Entfernung von Teerölresten aus den Poren-
räumen erklärbar, da in diesem Extraktionsschritt nur noch geringe PAK-Mengen im Extrakt 
vorhanden sind. Vielmehr könnte die manuelle Probenverdichtung in diesem Fall die Ursa-
Abbildung 5.29: Auswirkungen der Extraktionssequenz auf die spezifische Oberfläche 
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
Au
sg
an
gs
ma
ter
ial
 (u
ng
em
ah
len
)
1. 
W
as
se
r-u
ng
em
ah
len
2. 
Me
tha
no
l-u
ng
em
ah
len
3. 
He
xa
n/E
thy
lac
eta
t-u
ng
em
ah
len
4. 
He
xa
n/E
thy
lac
eta
t-g
em
ah
len
5. 
To
luo
l-g
em
ah
len
Au
sg
an
gs
ma
ter
ial
 (g
em
ah
len
)
sp
ez
ifi
sc
he
 O
be
rf
lä
ch
e 
[m
2 /g
]
GemahlenUngemahlen
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  81 
 
che gewesen sein, die zum Füllen der ASE-Kartusche mit genügend Probenmaterial not-
wendig war. 
Aufgrund der guten PAK-Verfügbarkeit und der damit verbundenen schnellen PAK-
Entfernung von dem Versuchsmaterial innerhalb der ersten beiden Extraktionsschritte wer-
den jedoch nicht die tatsächlich vorhandenen Unterschiede in den Extraktionsbedingungen 
deutlich. Dass dennoch in der Extraktionssequenz eine Steigerung in der Extraktionsstärke 
besteht, kann in Abbildung 5.30 anhand der Verfärbung der Sequenzextrakte aufgezeigt 
werden. 
Im ersten Extraktionsschritt (Wasser- XAD-
2® Harz = 1) liegt ein farbloses Extrakt vor, 
das beim zweiten Extraktionsschritt mit den 
höchsten PAK-Konzentrationen eine Gelb-
färbung annimmt und deutlich fluoresziert. 
Wesentlich dunkler (orange) wird das Ex-
trakt im 3. Extraktionsschritt (Hexan / Ethyl-
acetat). Ein Effekt der darauf hindeutet, 
dass zunehmend höhermolekulare Verbin-
dungen (mit z.B. mehreren konjugierten π-
Bindungen), eluiert werden, die die Fähig-
keit besitzen, im längerwelligen Bereich 
Licht zu absorbieren. Untermauert wird dies 
durch den Vergleich der beiden Extrakte aus 
Schritt 4 und 5. Bei der zweiten ASE-Extraktion mit Hexan/Ethylacetat (4. Extraktionsschritt) 
sieht das Extrakt nur noch schwach gelblich aus. Die anschließende Extraktion mit Toluol 
führt jedoch wieder zu einer Farbvertiefung, da Toluol im Gegensatz zu Hexan/Ethylacetat 
eine höhere Elutionskraft besitzt und z.B. höhermolekulare Verbindungen mit aromatischen 
Ringsystemen besser eluieren kann. Aufgrund des Hinweises, dass auch höhermolekulare 
organische Komponenten entfernt wurden, sollte der auf dem Feststoff verbliebene organi-
sche Kohlenstoffgehalt deutlich niedriger sein als vor der Anwendung. 
Vergleicht man die Feststoff-TC Messungen vor und nach der Extraktionssequenz (siehe 
Abbildung 5.31) miteinander, so zeigt sich bei den Signalverläufen ein charakteristischer 
Unterschied. Im Fall des kontaminierten Versuchsmaterials treten bei der TC-Messung zwei 
Peaks bei etwa 2,5 min und 5 min auf, wohingegen beim sequentiell extrahierten Versuchs-
material der erste Peak fehlt. Dass dieser Unterschied durchaus plausibel ist, konnte anhand 
eines Vergleichs der Signalverläufe eines Glucose- und Natriumcarbonatstandards qualitativ 
nachgewiesen werden. So lag das Peakmaximum beim Glucosestandard (organischer Koh-
lenstoff) bei 2,5 min und beim Natriumcarbonatstandard (anorganischer Kohlenstoff) bei et-
wa 5 min. Das Fehlen des ersten Peaks kann auf die Entfernung organischer Komponenten 
zurückgeführt werden und spiegelt sich in der Abnahme des TOC-Gehaltes von ursprünglich 
2.580 ppm auf 740 ppm (extrahiertes Versuchsmaterial) wider. Aufgrund der starken Ab-
nahme (~ 70 %) und unter der Berücksichtigung eventuell noch vorhandener Toluol-
Restgehalte kann eine ins Gewicht fallende Schadstoffsenke durch irreversibel gebundene 
PAK für das Versuchsmaterial ausgeschlossen werden. 
Abbildung 5.30: Sequenzextrakte der einzelnen 
Extraktionsschritte 
XAD-2Wasser
21 3 4 5
82   
 
Abbildung 5.31: Feststoff TC des Versuchsmaterials vor (links) und nach der Extraktionsse-
quenz (rechts) 
Vergleicht man die prozentualen Anteile (siehe Tabelle 5.12), die durch jeden Extraktions-
schritt vom Versuchsmaterial extrahiert wurden, so sind entsprechend der in Abschnitt 5.7 
definierten Verfügbarkeitsklassen fast 90 % der PAK gut verfügbar und somit auf Dauer mik-
robiologischen Prozessen gut zugänglich. Nur ein geringer Teil ist mäßig (11 %) bzw. 
schlecht (1,4 %) verfügbar. 
Tabelle 5.12: Extraktionsausbeuten der jeweiligen Extraktionsschritte bezogen auf die PAK-
Gesamtmasse 
Extraktionsschritte 1 2 3 4 5 
Anteil der PAK-
Gesamtmasse 
34,4 % 53,2 % 11 % 1 % 0,4 % 
Verfügbarkeit gut (= 87,6 %) mäßig schlecht (= 1,4 %) 
 
5.10  Übertragung der Extraktionssequenz auf Corg-reichen Boden 
Zur Sicherstellung, dass die ausgearbeitete Extraktionssequenz auch auf andere Feststoffe 
übertragbar ist und im Rahmen von Monitored Natural Attenuation eingesetzt werden kann, 
sollte die Extraktionssequenz auf einen real kontaminierten, PAK-haltigen Boden mit einem 
hohen organischen Kohlenstoffgehalt angewendet werden.  
Ausgehend von den bei Corg-reichen Feststoffen stärker ausgebildeten Wechselwirkungskräf-
te zwischen PAK und den organischen Komponenten (siehe Abschnitt 5.2) müsste, eine im 
Vergleich zum sandigen Versuchsmaterial, prozentuale Verschiebung der extrahierten PAK-
Anteile in Richtung der stärkeren Extraktionsbedingungen beobachtet werden. Zeichnet sich 
dieser Effekt hingegen nicht ab, wäre eine objektive Beurteilung und damit eine Abschätzung 
der PAK-Verfügbarkeit aufgrund der fehlenden Differenzierungsmöglichkeiten mit Hilfe der 
sequentiellen Extraktion nicht möglich.  
5.10.1 Charakterisierung des Corg-reichen Versuchsmaterials 
Bei dem Corg-reichen Feststoff (im Folgenden als Mannheimboden bezeichnet) handelt es 
sich um einen nicht vorgesiebten Originalboden, der bei Sanierungsarbeiten eines ehemali-
gen Gaswerkstandortes in Mannheim gewonnen wurde. Für die Verfügbarkeitsuntersuchung 
wurde das Material, wie bereits in Abschnitt 5.4 beschrieben, aufgearbeitet und gelagert. Die 
Ende: TC (TOC = 739 ppm)Start: TC (TOC = 2.578 ppm) 
S
ig
na
l [
%
]
Time [min]
S
ig
na
l [
%
]
Time [min]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  83 
 
charakteristische Siebkurve des eingesetzten Mannheimbodens ist in Abbildung 5.32 darge-
stellt. 
Abbildung 5.32: Sieblinie des eingesetzten Corg-reichen Versuchsmaterials (Mannheimboden) 
Verglichen mit dem sandigen Versuchsmaterial weist der über einen längeren Zeitraum ge-
lagerte Mannheimboden aufgrund von Agglomeraten einen geringeren Feinstoffanteil auf 
und besteht zu über 70% aus einem Grobkorn. Die wichtigsten Kenndaten zu den Siebungs-
analysen der beiden aufgearbeiteten Materialien sind in Tabelle 5.13 zusammengefasst. 
Tabelle 5.13: Gegenüberstellung der Kenndaten der beiden eingesetzten Feststoffe 
 Mannheimboden Sandiges Versuchsmaterial 
d10 0,40 0,14 
d30 0,69 0,20 
d60 0,83 0,31 
U = d60/d10 2,08 2,20 
Benennung nach DIN 4022 fS-gS fS-gS 
 
Aus analytischer Sicht stellt der Mannheimboden ein schwieriges Probenmaterial bei der 
Feststoffabtrennung dar. So liegt nach der Zugabe von Wasser ein Flüssigkeits-
Feststoffgemisch mit einem hohen Schwebstoff- und Feinkornanteil vor. Speziell bei Eluti-
onsversuchen mittels DEV-S4 ist dies mit erheblich Problemen verbunden, da im Regelfall 
bei PAK-Bestimmungen die Wasserproben aufgrund von Sorptionseffekten nicht filtriert wer-
den dürfen und eine Zentrifugation nur zu einer ungenügenden und wenig reproduzierbaren  
Abtrennung führt (siehe Abschnitt 5.6.1). Vor diesem Hintergrund wurde der Boden zusätz-
lich genutzt, um die Praxistauglichkeit der Infinite-Sink-Extraktion zu verifizieren (siehe Ab-
schnitt 5.10.2).  
KieskornSchluffkorn Sandkorn
feinfein mittel grob mittel grobgrob
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,01 0,1 1 10 100
Korndurchmesser d in mm
sangiges
Versuchsmaterial
(aufgearbeitet < 2mm)
CORG-reiches
Versuchsmaterial
(unaufgearbeitet)
84   
 
Die spezifische Oberfläche des Mannheimbodens beträgt im Mittel 2,17 m2/g und ist somit 
trotz des geringeren Feinkornanteils im Vergleich zum sandigen Versuchsmaterial deutlich 
größer als 0,16 m2/g und deutet somit auf einen höheren Porenanteil hin. Wie auch beim 
sandigen Material mussten für die Oberflächenmessungen die optimalen Einwaagemengen, 
unter Berücksichtigung der vom Gerätehersteller vorgeschlagenen Probenmengen, sowohl 
für das gemahlene (~ 1 g) als auch ungemahlene (~2,5 g) Material empirisch ermittelt wer-
den. Die Absicherung der über die BET-Methode bestimmten Oberflächen erfolgte dabei 
zusätzlich mit dem bereits in Abschnitt 5.8.2 erläuterten EGME Verfahren. Die Ergebnisse 
der beiden Oberflächenmessungen für den ungemahlenen und gemahlenen Mannheimbo-
den sind zusammen mit den ermittelten spezifischen Oberflächen des sandigen Versuchs-
materials in Tabelle 5.14 dargestellt. 
Tabelle 5.14: Spezifische Oberflächen des Mannheimbodens 
Spezifische Oberfläche 
BET-Methode (n=3) 
m2/g 
EGME-Methode (n=3) 
m2/g 
Mannheimboden (gemahlen) 2,80 ± 0,1 3,34 ± 0,06 
Mannheimboden (ungemahlen) 2,17 ± 0,11 2,85 ± 0,47 
Sandiges Versuchsmaterial (gemahlen) 1,00 ± 0,01 1,00 ± 0,01 
Sandiges Versuchsmaterial (ungemahlen) 0,16 ± 0,02 0,79 ± 0,11 
 
Sowohl die EGME als auch die BET-Methode liefert für den Mannheimboden eine fast glei-
che spezifische Oberfläche. So beträgt die spezifische Oberfläche für den gemahlenen Fest-
stoff nach der EGME-Methode 3,34 m2/g und für die BET-Methode 2,80 m2/g. Auffällig ist 
jedoch die im Vergleich zum sandigen Versuchsmaterial beim Mannheimboden beobachtete 
geringe Oberflächenvergrößerung (Faktor 1,5) nach dem Mahlvorgang. Eine mögliche Ursa-
che könnte eventuell die geringere Sprödigkeit des Mannheimbodens sein. In Verbindung mit 
dem ausgewählten Mahlverfahren (Kugelmühle) wirkt sich dies nachteilig auf die Zerkleine-
rung des Probenmaterials aus. 
Für die Charakterisierung des Mannheimbodens hinsichtlich seines PAK-Schadstoffgehalts 
wurden insgesamt 9 Proben mit der ASE-Technik unter Verwendung von Hexan/Ethylacetat 
als Lösungsmittel (Stand der Technik) extrahiert und gaschromatographisch analysiert. Wie 
in Abbildung 5.33 dargestellt, liegt der Schadstoffgehalt mit etwa 0,5 – 5 mg/kg je PAK um 
das 10-fache niedriger als beim sandigen Versuchsmaterial. Der vergleichsweise niedrige 
Naphthalingehalt des Mannheimbodens begründet sich hierbei durch die lange und offene 
Lagerung des Materials in Kernbohrhülsen und Eimern (Der ursprüngliche Verwendungs-
zweck des Probenmaterials war für geologische und nicht für analytische Untersuchungen 
vorgesehen). Insgesamt dominieren die drei bis vierkernigen PAK wie Phenanthren, Fluo-
ranthen und Pyren.  
Berücksichtigt man die lange Lagerung des Mannheimbodens, so spiegelt die Verteilung der 
Einzelkomponenten ein PAK-Spektrum wider, das typisch für eine Herkunft von Böden aus 
einem Gaswerksstandort ist [Püttmann, 2001].  
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  85 
 
Neben der Bestimmung des PAK-Schadstoffgehalts wurde zusätzlich der organische Ge-
samtkohlenstoffgehalt des Mannheimbodens untersucht, da dieser Parameter, wie bereits in 
Abschnitt 5.2 erwähnt wurde, bei der Verfügbarkeitsuntersuchung eine besondere Kenngrö-
ße darstellt. Die für den Mannheimboden ermittelten Kohlendioxidverläufe für den gesamten 
(links) und anorganischen (rechts) Kohlenstoff sind in Abbildung 5.34 abgebildet. Allein aus 
der Gegenüberstellung der beiden Kohlendioxidverläufe zeigt sich bereits, dass der anorga-
nische Kohlenstoff am Gesamtkohlenstoff nur eine untergeordnete Rolle spielt. 
Abbildung 5.34: TC-Verlauf (links) und TIC-Verlauf (rechts) des Mannheimbodens 
Die aus den TC- und TIC-Messungen resultierenden absoluten Kohlenstoffgehalte sind in 
Tabelle 5.15 zusammen mit denen des sandigen Versuchsmaterials wiedergegeben. Deut-
lich zu erkennen ist der wesentlich höhere organische Kohlenstoffgehalt beim Mannheimbo-
den, der mit 15.000 ppm mehr als 5-mal so hoch ist wie der des sandigen Versuchsmaterials 
vom Modellstandort. Demgegenüber unterscheiden sich die TIC-Gehalte beider Feststoffe 
nur um eine Faktor von < 2.  
 
Abbildung 5.33: PAK-Gehalte des Mannheimbodens 
15
7
77
180
5
63
1
13
53 15
90 15
96
49
92
41
14
25
69
15
19
66
0
38
86
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Py
ren
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Ch
rys
en
Be
nz
o(b
)flo
ura
nth
en
Be
nz
o(a
)py
ren
Ind
en
o(1
,2,
3-c
d)p
yre
n
PA
K
-G
eh
al
t [
µg
/k
g]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
Time [min] Time [min]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
86   
 
Tabelle 5.15: Kohlenstoffgehalte des Mannheimbodens und des sandigen Versuchsmaterials 
 TOC [ppm] TIC [ppm] 
Mannheimboden 15.470 3.090 
Sandiges Versuchsmaterial 2.580 5.770 
 
5.10.2 Anwendung der Infinite-Sink-Extraktion (Mannheimboden) 
Da der Mannheimboden aus analytischer Sicht aufgrund seines hohen Schwebstoffanteils 
ein schwieriges Probenmaterial für wässrige Eluate darstellt, wurde er zusätzlich genutzt, um 
die Anwendbarkeit der Infinite-Sink-Extraktionstechnik auf eine Schwebstoff unbeeinflusste 
Extraktion zu überprüfen. Im Gegensatz zum vielfach angewendeten DEV-S4 Verfahren führt 
diese Extraktionstechnik (siehe Abschnitt 5.6) nicht zu den bekannten Schwierigkeiten einer 
Mitextraktion von Schwebstoffen. Die ergänzende Überprüfung erfolgte in der gleichen Art 
und Weise über Desorptionskinetiken, wie sie auch für das sandige Versuchsmaterial durch-
geführt und in Abschnitt 5.6.3 beschrieben wurden.  
Für die verschiedenen Zeiten (Tage: 0,4; 1; 3; 7; 9; 14; 21; 28) wurden in Dreifachansätzen 
100 g des Mannheimbodens in die Extraktionsvorrichtung überführt, mit 500 ml destilliertem 
Wasser (inklusive 1 g Natriumazid) versetzt und unterschiedlich lange Zeiträume dem XAD-
2® Harz ausgesetzt. Im Gegensatz zum sandigen Versuchsmaterial konnte allerdings bei 
dieser Versuchsreihe eine Erschöpfung der Sorptionskapazität des Amberlitharzes infolge 
der geringeren PAK-Kontamination des Mannheimbodens ausgeschlossen werden. Dies 
zeigt sich insbesondere in Abbildung 5.35. Anders als beim sandigen Versuchsmaterial liegt 
hier der überwiegende PAK-Anteil - trotz einer bis zu 28-tägigen Extraktionsdauer – fast voll-
Abbildung 5.35: Verteilung der PAK während der ersten Versuchsreihe des Mannheimbodens 
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27
Extraktionsdauer [Tage]
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
PAK in Wasser
PAK in XAD-2
PAK in Boden
Blindansatz 
ohne 
Amberlitharz
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  87 
 
ständig auf dem Feststoff fixiert vor. Nur ein geringer Prozentsatz (4,6 %) wird von der PAK-
Gesamtmasse nach 28 Tagen mittels der Infinite-Sink-Technik vom Mannheimboden auf das 
XAD-2® Amberlitharz übertragen. Auch der prozentuale Anteil der im Wasser während der 
gesamten Versuchsreihe gelöst vorliegenden PAK ist vernachlässigbar gering und entspricht 
im Mittel nur etwa 0,04 % der PAK-Gesamtmasse oder z.B. bei Naphthalin nur 0,005 % des-
sen maximaler Wasserlöslichkeit. Im Fall des Blindansatzes werden mit 0,2 % der PAK-
Gesamtmasse nur unwesentlich mehr PAK in das Wasser freigesetzt, obwohl hier kein Sen-
kenterm durch das Adsorberharz vorhanden ist. Dieser Befund der geringen PAK-
Freisetzung von dem Mannheimboden zeigt sich ebenfalls in der zweiten Versuchsreihe, bei 
dem über einen längeren Zeitraum (insgesamt 50 Tage) in diskreten Zeitabständen das 
XAD-2® Amberlitharzes ausgetauscht und die darauf sorbierten PAK-Anteile bestimmt wur-
den. 
Die dabei während des Versuches ermittelten unterschiedlichen PAK-Mengenanteile sind in 
Abbildung 5.36 bezogen auf ihre jeweiligen substanzspezifischen Gesamtmassen in Form 
einer Summenkurve über die Zeit aufgetragen. Zusätzlich ist auf einer zweiten y-Achse der 
prozentuale PAK-Gesamtmassenanteil (Summe aller 16 EPA-PAK) dargestellt, der durch die 
Infinite-Sink-Extraktion von der PAK-Gesamtmasse M0 (~ 10 mg/kg) des Mannheimbodens 
extrahiert werden konnte. Zwar kann für alle abgebildeten PAK eine kontinuierliche und spe-
ziell für Naphthalin auch deutliche Zunahme der desorbierten Mengen beobachtet werden, 
allerdings fällt der Desorptionsverlauf im Gegensatz zum sandigen Versuchsmaterial wesent-
lich flacher aus. Die wasserlöslichsten PAK wie Naphthalin, Acenaphthen und Fluoren wer-
den (siehe auch Abbildung 5.18) wie erwartet schneller freigesetzt als die höher anellierten 
Verbindungen wie Chrysen und Benzo(a)anthracen. Dennoch liegen die PAK-spezifischen 
desorbierten Mengenanteile mit Ausnahme von Naphthalin deutlich unter 30 %. Berücksich-
tigt man hingegen die ursprüngliche PAK-Gesamtmasse (M0) konnten mit der Infinite-Sink-
Abbildung 5.36: Zeitliche Darstellung des durch das XAD-2 Harz sorbierten PAK-Mengenanteils 
des Mannheimbodens 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40 50
Zeit [Tage]
PA
K
-M
en
ge
na
nt
ei
l a
uf
 X
A
D
-2
 m
/m
0 [
%
]
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
5
A
nt
ei
l a
n 
PA
K
-G
es
am
tm
as
se
 M
/M
0 [
%
]
Naphthalin Acenaphthylen Acenaphthen
Fluoren Phenanthren Anthracen
Flouranthen Pyren Benz(a)anthracen
Chrysen
Anteil an PAK-Gesamtmasse
88   
 
Technik nach 50 Tagen nur etwa 4,5 % der 16 EPA-PAK eluiert werden. Zurückzuführen ist 
dieser Effekt auf den hohen prozentualen Anteil an höherkernigen PAK, die maßgeblich zur 
Gesamtmasse beitragen und stärker auf dem Mannheimboden sorbiert sind. 
Da bei allen PAK die maximale Wasserlöslichkeit während der gesamten Desorptionskinetik 
deutlich unterschritten (siehe erste Versuchsreihe Mannheimboden) wird und das XAD-2® 
Amberlitharz eine konstante PAK-Senke mit einem fast annähernd gleich bleibenden Kon-
zentrationsgradienten ausbildet, muss die PAK Freisetzung und damit der Massentransport 
zwangsläufig durch andere Bedingungen, wie sie beim sandigen Versuchsmaterial vorlagen, 
limitiert werden. Dies zeigt sich insbesondere in Abbildung 5.37, da das prozentuale Verhält-
nis der abgebildeten PAK während des gesamten Desorptionszeitraumes konstant blieb. So 
liegen die beiden vorwiegend vorhandenen Komponenten Phenanthren und Naphthalin im 
Mittel zu 45 % bzw. 40 % auf dem Amberlitharz vor. Im Gegensatz dazu sind Fluoranthen 
und Pyren nur zu einem geringen Prozentanteil (∑ = 10 %) auf dem XAD-2® Amberlitharz 
vorhanden, obwohl sie die Substanzen mit den höchsten Gehalten im Mannheimboden dar-
stellen. 
Abbildung 5.37: PAK-Verteilungsmuster auf dem XAD-2 Harz im Rahmen der zweiten Ver-
suchsreihe mit der Infiniten-Sink-Extraktionstechnik (Mannheimboden) 
Wie bereits in Abschnitt 5.6.3 erläutert wurde, kann die Ausbildung des gleich bleibenden 
PAK-Verteilungsmusters entweder die Ursache eines diffusionslimitierenden Prozesses oder 
das Resultat einer sehr geringen Freisetzungsrate der PAK sein. Aufgrund der eng mit der 
Wasserlöslichkeit der PAK korrelierten Freisetzung (siehe Abbildung 5.36), kann eine Limitie-
rung allein durch Diffusionsprozesse allerdings weitestgehend ausgeschlossen werden. 
Vielmehr weisen die sehr niedrigen PAK-Konzentrationen (siehe auch Abbildung 5.39) im 
Wasser auf geringe Freisetzungsraten hin, die insbesondere durch den Corg-reichen Boden 
und den damit stärker ausgebildeten Wechselwirkungskräften zwischen PAK und den orga-
nischen Komponenten plausibel sind (siehe Abschnitt 5.1). Innerhalb des untersuchten Zeit-
raumes von 50 Tagen führt diese Limitierung dazu, dass eine Veränderung im PAK-Muster 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
1 3 7 14 21 28 35 50
Extraktionsdauer [Tage]
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
 [%
]
Chrysen Pyren Flouranthen Phenanthren Acenaphthen Naphthalin
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  89 
 
beim XAD-2® wegen der wenig ausgeprägten Abreicherung der z.B. gut löslichen PAK nicht 
beobachtet werden kann. 
Betrachtet man die Ergebnisse der beiden Versuchsreihen unter dem Gesichtspunkt der 
Anwendbarkeit der neuen Infinite-Sink-Extraktionstechnik bei Feststoffproben mit einem ho-
hen organsichen Kohlenstoff- und Schwebstoffanteil, so bestätigt sich deren gute und einfa-
che Umsetzung. Bedingt durch die gleichzeitige Aufkonzentrierung der PAK durch das XAD-
2® Amberlitharz konnte zudem gewährleistet werden, dass auch bei geringeren im Wasser 
vorliegenden PAK-Konzentrationen noch gut interpretierbare Ergebnisse zum Freisetzungs-
verhalten gewonnen werden können. Daher wurde das Infinite-Sink-Prinzip bei der sequen-
tiellen Extraktion des Mannheimbodens eingesetzt. 
5.10.3 Umsetzung der Extraktionssequenz auf den Mannheimboden 
Mit dem Ziel, die ausgearbeitete Extraktionssequenz auf einen Corg-reichen Boden zu über-
tragen, wurde der Mannheimboden entsprechend dem in Abbildung 5.22 dargestellten Ab-
laufschema sequentiell extrahiert. Wie im Fall des sandigen Versuchsmaterials wurde auch 
hier ein 5-facher Versuchsansatz mit jeweils 100 g Feststoff gewählt. Die Umsetzung der 
sequentiellen Extraktion entsprach - mit zwei Ausnahmen - dem bereits in Abschnitt 5.9 be-
schriebenen Fließdiagramm (siehe Abbildung 5.25). Gegenüber der Versuchsdurchführung 
beim sandigen Versuchsmaterial wurde der auf dem Feststoff verbliebene PAK-Anteil im 
Restmethanol beim nächsten Extraktionsschritt nicht rechnerisch berücksichtigt, sondern mit 
wenigen Millilitern frischem Methanol ausgewaschen und entfernt. Das so nach der Metha-
nolextraktion erhaltene Feststoffmaterial wurde nach erfolgter Lufttrocknung für den dritten 
Extraktionsschritt in die ASE-Kartuschen überführt und in gleicher Vorgehensweise, wie in 
Abbildung 5.25 beschrieben, weiterbehandelt. Der zweite Unterschied bestand darin, dass 
auf die Oberflächenbestimmungen mittels BET-Methode verzichtet wurde. Wie sich beim 
sandigen Versuchsmaterial gezeigt hatte, beeinflussen externe Einflüsse (Abrieb, Zerkleine-
rung von Agglomeraten) maßgeblich die gemessenen spezifischen Oberflächen und lassen 
somit keine eindeutigen Aussagen zur Oberflächenvergrößerung zu.  
Die nach der Anwendung der sequentiellen Extraktion ermittelten PAK-Gehalte aus den un-
terschiedlichen Extraktionen sind für die Summe der 16 EPA-PAK in Abbildung 5.38 zusam-
mengestellt. Die dabei dunkel hervorgehobene Gesamtsumme entspricht, wie beim sandigen 
Versuchsmaterial, dem gesamten summierten PAK-Anteil der einzelnen Extraktionsschritte. 
Im Gegensatz zum sandigen Versuchsmaterial werden im ersten Extraktionsschritt kaum 
PAK vom Mannheimboden durch das Wasser freigesetzt. Innerhalb der einwöchigen Extrak-
tionsdauer auf Basis der Infinite-Sink-Extraktion können nur etwa 25 µg PAK (0,2 %) von der 
PAK-Gesamtmasse (10.940 µg) entfernt werden. Der größte Anteil der PAK wird in den Ex-
traktionsschritten zwei (8.000 µg = 73,2 %) und drei (2.245 µg = 20,5 %) freigesetzt und zeigt 
die im Vergleich zum sandigen Versuchsmaterial erwartete prozentuale Verschiebung der 
extrahierten PAK-Anteile in Richtung der stärkeren Extraktionsbedingungen. Insofern fällt 
auch der in den beiden Extraktionsschritten vier und fünf extrahierte PAK-Anteil mit 640 µg 
(5,9 %) höher aus. 
90   
 
Abbildung 5.38: Summe der 16 EPA-PAK der einzelnen Extraktionsschritte 
Der Vorteil der Anwendung der Infinite-Sink-Extraktionstechnik im ersten Extraktionsschritt 
zeigt sich insbesondere beim Vergleich der im Wasser und auf dem XAD-2® Amberlitharz 
erhaltenen PAK-Mengen (siehe Abbildung 5.39). 
Abbildung 5.39: PAK-Verteilung im ersten Extraktionsschritt 
Durch die kontinuierliche Extraktion der im Wasser gelösten PAK und deren gleichzeitiger 
Aufkonzentrierung (XAD-2® Amberlitharz) konnte für den ersten Extraktionsschritt der Nach-
weis erbracht werden, dass auch gering wasserlösliche PAK vom Mannheimboden ins Was-
0
2
4
6
8
10
12
Na
ph
tha
lin
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
An
thr
ac
en
Flo
ura
nth
en
Pa
k-
G
eh
al
t [
µg
/1
00
g 
B
od
en
]
Wasser XAD-2
3
36
9
27
1
10
.9
40
22
8.
00
4
2.
24
5
0
2000
4000
6000
8000
10000
Se
qu
en
zs
um
me
Wa
ss
er 
(S
ch
ritt
-1)
XA
D-
2 (
Sc
hri
tt-1
)
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E-
Me
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l (S
ch
ritt
-2)
AS
E-
H-
E (
Sc
hri
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)
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E-
H-
E 
mi
t M
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lun
g (
Sc
hri
tt-4
)
AS
E-
To
luo
l (S
ch
ritt
-5)
PA
K
-G
eh
al
t [
µg
/1
00
g]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  91 
 
ser freigesetzt werden. Wie in Abbildung 5.39 dargestellt, liegen Fluoranthen und Anthracen 
im Wasser unterhalb der Nachweisgrenze. Beide Komponenten lassen sich jedoch quantita-
tiv auf dem XAD-2® Amberlitharz bestimmen. 
Betrachtet man die für jeden Extraktionsschritt erhaltenen PAK-Massen substanzspezifisch 
(siehe Abbildung 5.40), zeigt sich beim Mannheimboden, dass der überwiegende Anteil der 
PAK mit Methanol zugänglich ist. Mit Zunahme des Anellierungsgrades wird dieser Mengen-
anteil jedoch zunehmend geringer. So wird durch die Methanolextraktion zwar Acenaphthen 
zu 92 % Indeno(1,2,3-cd)pyren jedoch nur zu 57 % vom Mannheimboden entfernt. Dieser 
Effekt ist, wie bereits beschrieben wurden (siehe Abschnitt 5.10.2), auf die stärkeren Wech-
selwirkungskräfte zwischen den höher anellierten PAK und den organischen Komponenten 
zurückzuführen, die einer guten und schnellen Extraktion mit dem polaren Lösungsmittel 
Methanol verstärkt entgegenwirken. Vor dem Hintergrund, dass der Mannheimboden einen 
vergleichsweise hohen prozentualen Gehalt an höher anellierten PAK aufweist, werden die 
stärker sorbierten PAK erst durch die Anwendung verschärfter Extraktionsbedingungen ent-
fernt.  
Abbildung 5.40: PAK-Massenverteilung für die einzelnen Extraktionsschritte  
Die schwerere Zugänglichkeit des Acenaphthylen bestätigt sich auch beim Mannheimboden, 
da erst nach Anwendung drastischer Extraktionsbedingungen die restlichen 35 % vom Fest-
stoff entfernt werden konnten. Diese wiederum unerwartet schlechte Verfügbarkeit bei 
gleichzeitig guter Wasserlöslichkeit des Acenaphthylens untermauert die auch beim sandi-
gen Versuchsmaterial beobachtete starke Sorption. 
Wie auch beim sandigen Versuchsmaterial führt die Mahlung des Mannheimbodens nicht zu 
einem signifikanten Anstieg in den Extraktionsausbeuten. Die auf dem Feststoff sorbierten 
PAK scheinen gut zugänglich für Lösungsmittel zu sein. Ein Befund, der sich gut mit den 
Ergebnissen der durchgeführten Desorptionsstudien, bei denen eine Limitierung der PAK-
Freisetzung allein durch Diffusionsprozesse ausgeschlossen werden konnte, deckt. Die Limi-
tierung der Freisetzung ist vielmehr eine Folge der stärkeren Wechselwirkung der PAK mit 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Ac
en
ap
hth
yle
n
Ac
en
ap
hth
en
Flu
ore
n
Ph
en
an
thr
en
Flo
ura
nth
en
Py
ren
Be
nz
(a)
an
thr
ac
en
Ch
rys
en
Ind
en
o(1
,2,
3-c
d)p
yre
n
PA
K
-V
er
te
ilu
ng
Wasser
XAD-2
USE-Methanol
ASE-H-E
ASE-H-E (Mahlung)
Toluol 
92   
 
der Feststoffmatrix und wird durch den hohen Anteil der im Mannheimboden befindlichen 
organischen Komponenten verursacht. Im Vergleich zum sandigen, Corg-armen Versuchsma-
terial zeigt sich dies in den höheren PAK-Anteilen in den Extraktionsschritten 3-5. 
Der Einfluss der organischen Komponenten 
auf die Extraktfärbung spiegelt sich in 
Abbildung 5.41 wider. Mit zunehmender Eluti-
onsstärke der verschiedenen Lösungsmittel 
kommt es zu einer Farbvertiefung der Extrak-
te, die das Resultat einer verstärkten Mobili-
sierung höher anellierte Verbindungen sind 
(siehe Abschnitt 5.9). Besonders deutlich wird 
dieser Effekt nach der erfolgten Toluolextrakti-
on, dessen Extrakt (5) gegenüber dem von 
Hexan/Ethylacetat (3 und 4) signifikant dunkler 
ist. Dennoch zeigte sich bei den anschließen-
den Feststoff-TOC-Bestimmungen, dass trotz 
der angewendeten starken Extraktionsbedin-
gung ein nennenswerter Gehalt an organischem Kohlenstoff auf dem Mannheimboden 
verblieben ist. Wie in Abbildung 5.42 dargestellt, beträgt der TOC-Gehalt vor Extraktionsbe-
ginn über 19.000 ppm und fällt nach Beendigung der Extraktionssequenz nur auf einen Wert 
von 13.000 ppm ab.  
Angesichts der am Extraktionsende noch deutlich vorhandenen organischen Kohlenstoffge-
halte kann auch ein charakteristischer Unterschied in den Kohlendioxidverläufen der Fest-
stoff-TC Messungen, wie er bei dem sandigen Versuchsmaterial festgestellt wurde, nicht 
beobachtet werden. 
Abbildung 5.42: Feststoff TC des Mannheimbodens vor (links) und nach der Extraktionsse-
quenz (rechts) 
Erklärbar ist der hohe Restkohlenstoffanteil nur durch makromolekulare organische Kompo-
nenten (z.B. Huminstoffe) oder Cellulosebestandteile. Diese sind mit organischen Lösungs-
mitteln nicht eluierbar und stellen daher den auf dem Feststoff schwer zugänglichen organi-
schen Kohlenstoffanteil dar. 
Fasst man die aus der sequentiellen Extraktion erhaltenen Ergebnisse zusammen und ver-
gleicht die prozentualen Anteile, die durch jeden Extraktionsschritt vom Mannheimboden 
extrahiert werden, so zeigt sich eine im Vergleich zum sandigen Versuchsmaterial signifikant 
geringere PAK-Verfügbarkeit (siehe Tabelle 5.16). 
Abbildung 5.41: Sequenzextrakte der einzel-
nen Extraktionsschritte 
XAD-2Wasser
21 3 4 5
Start: TC (TOC = 19.018 ppm) Ende: TC (TOC = 12.829 ppm) 
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
Time [min] Time [min]
S
ig
na
l [
%
]
S
ig
na
l [
%
]
Untersuchung zur Verfügbarkeit der PAK  93 
 
Tabelle 5.16: Vergleich der PAK-Verfügbarkeiten des Mannheimbodens und des sandigen Ver-
suchsmaterials vom Modellstandort 
Extraktionsschritte 1 2 3 4 5 
Anteil der PAK-Gesamtmasse 
(Mannheimboden) 
0,2 % 73,2 % 20,5 % 2,5 % 3,4 % 
Anteil der PAK-Gesamtmasse 
(sandiges Versuchsmaterial) 
34,4 % 53,2 % 11 % 1 % 0,4 % 
Verfügbarkeit gut mäßig schlecht 
 
Entsprechend der in Abschnitt 5.7 definierten Verfügbarkeitsklassen liegt der Anteil der gut 
verfügbaren PAK mit 73 % für den Mannheimboden fast 15% niedriger als der des sandigen 
Versuchsmaterials. Besonders auffällig ist jedoch der beim Mannheimboden beobachtete 
sehr geringe Anteil schnell freisetzbarer PAK, der mit 0,2 % einen nur geringen Mengenanteil 
zur Klasse der gut verfügbaren PAK beiträgt. Dies hat zur Folge, dass beim Mannheimboden 
die Freisetzung der PAK unter natürlichen Bedingungen deutlich länger als bei dem sandi-
gen Versuchsmaterial dauert. Die vergleichsweise geringere Verfügbarkeit aus den ersten 
beiden Extraktionsschritten führt dementsprechend beim Mannheimboden zu einem prozen-
tual höheren Anteil an mäßig und schlecht verfügbaren PAK und ist auf den hohen Anteil 
organischer Komponenten zurückzuführen. 
 
94   
 
6 Bestimmung der Schadstoffkonzentration im Sediment 
und Grundwasser am Modellstandort 
6.1 Hintergrund 
Aufbauend auf den Ergebnissen aus Kapitel 5 wurden Boden- und Grundwasseruntersu-
chungen am Modellstandort durchgeführt, um die Gültigkeit der aus der sequentiellen Extrak-
tion abgeleiteten guten Verfügbarkeit der PAK zu überprüfen. Unterstellt man, dass am Mo-
dellstandort nur ein geringer mikrobiologischer Abbau stattfindet, müsste sich bei einer guten 
PAK-Verfügbarkeit eine deutliche Schadstofffahne im Aquifer ausgebildet haben. Dies auch 
insbesondere vor dem Hintergrund einer seit fast 50 Jahren bestehenden starken PAK-
Emission in einen, für die Niederterrasse des Oberrheingrabens typischen, Corg-armen kie-
sig-sandigen Aquifer. Das PAK-Schadstoffmuster müsste sich in diesem Fall mit zunehmen-
der Entfernung vom Schadensherd zu den besser wasserlöslichen PAK verschieben. Die 
besser wasserlöslichen PAK sollten somit noch weit im Abstrom sowohl im Wasser als auch 
auf dem Aquifermaterial nachweisbar sein. Die geringer wasserlöslichen, schlechter verfüg-
baren PAK müssten sich hingegen primär auf den Bereich des Schadensherdes begrenzen. 
Unter Berücksichtigung der o.g. Randbedingungen (geringer Corg-Anteil über weite Teile des 
Aquifers) müsste der auf dem Aquifermaterial sorbierte PAK-Anteil jedoch, verglichen mit 
anderen Standorten, bei denen humusreiche Sedimentmaterialien vorliegen, verhältnismäßig 
gering ausfallen. 
Sind am Standort hingegen nennenswerte mikrobiologische PAK-Abbauprozesse bei einer 
gleichzeitig guten PAK-Verfügbarkeit vorhanden, sollte sich eine deutlich kürzere PAK-
Schadstofffahne ausbilden. Das Verteilungsmuster müsste sich in diesem Fall entsprechend 
der Wasserlöslichkeit und Abbaubarkeit der PAK abstromig zum Schadensherd verändern. 
Hierbei sollten die gut abbaubaren, niedermolekularen PAK im Vergleich zu den höher anel-
lierten PAK eine vergleichsweise schnelle Konzentrationsabnahme zeigen. Der Anteil der 
höher anellierten und schlechter abbaubaren PAK müsste dann relativ gesehen in Abstrom-
richtung zunehmen. 
Zur Überprüfung der PAK-Verfügbarkeit wurden Sediment- und Grundwasserproben entlang 
der Multilevelmessstellen E1/3, E2/8, E3/15 E4/19 und E5/21 auf deren PAK-Schadstoff-
konzentrationen untersucht (siehe schematischen Messstellenanordnung in Abbildung 6.1). 
An diesen Messstellen konnten im Vergleich zu den anderen, am Modellstandort im Jahr 
2000 niedergebrachten Multilevelmessstellen, die höchsten abstromigen PAK-
Konzentrationen im Grundwasser nachgewiesen werden, weshalb diese Messstellen als 
Messstellen der „Fahnenachse“ (Centerline) definiert wurden. Eine Ausweitung auf zusätzli-
che, am Modellstandort befindliche Messstellen konnte aus Zeit- und Kostengründen nicht 
realisiert werden. Um eine detaillierte und sichere Aussage bezüglich der Schadstoffkonzent-
rationen zu bekommen, wurden die Messstellen der Fahnenachse ergänzend zu den im 
Verbundprojekt durchgeführten Beprobungskampagnen (I-IV) über einen Zeitraum von 24 
Monate in regelmäßigen Abständen beprobt. 
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 95 
 
Abbildung 6.1: Schematische Darstellung der Multilevelmessstellen 
6.2 Grundwasseruntersuchungen 
6.2.1 Beprobungsumfang und Auswahl eines Tiefenhorizontes 
Entsprechend der Zielsetzung, die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser detailliert zu 
bestimmen, wurden alle fünf Tiefenhorizonte der Multilevelmessstellen E1/3, E2/8, E3/15 
E4/19 und E5/21 beprobt (siehe Tabelle 6.1).  
Tabelle 6.1: Beprobungsumfang für die Grundwasseruntersuchungen 
Beprobungsintervall Beprobungspunkte Parameterumfang 
19 Beprobungen inner-
halb von 24 Monaten 
Messstellen: E1/3; E2/8; E3/15; E4/19; 
E5/21 mit jeweils 5 Filterebenen 
Insgesamt 25 Entnahmepunkte in 
Abstromrichtung 
16 EPA-PAK 
BTXE 
CKW (PER; TRI; cis-DCE; 
trans-TCE; 
TC (TOC und TIC) 
 
Neben der Quantifizierung der 16 EPA-PAK erfolgte im Rahmen der Arbeit auch die Be-
stimmung der CKW, BTXE und TOC/TIC-Gehalte. Die Einbindung der besser wasserlösli-
chen Schadstoffgruppe der CKW und BTXE sollte hierbei als Vergleichsgrundlage zur Ein-
schätzung der PAK-Schadstoffausbreitung am Modellstandort dienen. Denn liegt bei allen 
drei Schadstoffklassen kein mikrobiologischer Abbau vor, müssten die PAK, CKW und BTXE 
Mulilevelmessstelle 
Centerline
Tiefenmessstelle (40m) 
+Temperaturmessfühler 
E3/T15 
E5/21 
E5/T21 
E6/T22 
Teeröl
 Einlagerung
 
S
 
N
  
E 
  W   
   9m
Ungesättigte Zone 
c 25m
g
 
e 17m  
f 13m 
d 21m  
50 m 
  
E 1 
E 2   
E 3   
E 4   
E 6/ 22
19 
15
8  
3 
E 0/ 1 
Fliessrichtung
Multilevelmessstelle 
  : 
Gesättigte Zone 
T26 
96   
 
bei gleichen Ausgangskonzentrationen unterschiedlich lange Schadstofffahnen ausbilden, 
wobei die absolute Fahnenlänge am Standort  
1. von den physiko-chemischen Eigenschaften der Schadstoffe beeinflusst wird. 
2. von den analytischen Bestimmungsgrenzen bzw. Grenzwerten der jeweiligen Kom-
ponenten abhängt. 
Die Grundwasserprobennahmen erfolgten für 
alle Multilevelmessstellen nach einer Abpump-
zeit (Pumpentyp: MP-1 von Grundfos) von 
20 min gleichzeitig für alle 5-Filterhorizonte mit 
einem Edelstahlgestänge (siehe Abbildung 6.2). 
Auf die Verwendung von Edelstahlrohren wurde 
zurückgegriffen, da diese gegenüber Schläu-
chen aus Polypropylen, Polyethylen und Weich-
PVC nicht zu erheblichen PAK-Sorptions-
verlusten führen und neben Teflon®-Rohren für 
die Probenahme von organischen Wasserin-
haltsstoffen geeignet sind [Barcelona et al. 
1985]. Zur analytischen Bestimmung der 
Grundwasserproben auf die 16 EPA-PAK wur-
den die Wasserproben mittels einer Festpha-
senextraktion (C18-Festphasenkartuschen) auf-
konzentriert und das Eluat über GC-MS (Bedin-
gungen siehe Tabelle 5.2) quantifiziert. Die Er-
mittlung der BTXE-Gehalte sowie die der chlo-
rierten Kohlenwasserstoffe (PCE, TRI, cis-DCE 
und trans DCE) erfolgte direkt und ohne Aufkon-
zentrierung über Headspace-GC (HS-GC) mit 
Hilfe eines FID und ECD-Detektors. In Tabelle 6.2 sind die chromatographischen Bedingun-
gen zur Bestimmungen der ausgewählten CKW und BTXE dargestellt. 
Tabelle 6.2: Chromatographische Bedingungen der BTXE und CKW Analyse 
Gerät HP 6890 mit HP 7694 (Headspacesampler) 
Säule 1 (ECD) J&P Scientific (DB-624 122-1364) 60 m x 0,25 mm x 1,4 µm 
Säule 2 (FID) Chrompack CD-1301 WCOT fused Silica 30 m x 0,25 mm x 1,0 µm 
Temperatur-
programm 
40°C isotherm 3 min; 10°C/min von 40°C auf 90°C; 90°C isotherm 
1 min; 12°C/min von 90°C auf 200°C; 200°C  isotherm 7 min; 
Injektortemperatur 200°C 
Detektor FID für BTXE  ECD für CKW 
 
Um Sorptionsverluste organischer Schadstoffkomponenten auf Filtermaterialien zu vermei-
den und damit einhergehende Minderbefunde auszuschließen, wurden die Wasserproben 
der Fahnenachse für die TOC-Analyse (Shimadzu TOC 5000A mit dem Autosampler ASI 
5000A) nicht filtriert, sondern direkt injiziert und analysiert. Kolloidartige organische Verbin-
Abbildung 6.2:  Grundwasserprobenahme 
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 97 
 
dungen sowie Schwebstoffe, die gewöhnlich durch eine Membranfiltration zurückgehalten 
werden, wurden somit miterfasst. Der im Rahmen der Untersuchungen für das Grundwasser 
ermittelte organische Kohlenstoffanteil entspricht daher nicht dem des DOC. 
Insgesamt wurden im untersuchten Zeitraum von 24 Monaten 19 Beprobungen entlang der 
Fahnenachse durchgeführt. Hierbei konnten mit vereinzelten Ausnahmen (keine Zugänglich-
keit des Tiefenhorizontes 9-10 m von der Messstelle E3/15 für 4 Monate) aus allen fünf Tie-
fenhorizonten der Multilevelmessstellen Grundwasserproben gewonnen und auf deren 
Schadstoffgehalte analysiert werden. 
Basierend auf den Ergebnissen der PAK-Untersuchungen des Grundwassers (siehe 
Abbildung 6.3) zeigt sich, dass die höchste PAK-Belastung im Abstrom im Filterhorizont zwi-
schen 13 -14 m u. GOK auftritt. Die ermittelten Konzentrationen liegen hierbei für die im 
Wasser primär vertretenen Komponenten bis einschließlich zur Messstelle E4/19 (110 m 
entfernt von der Schadensquelle) deutlich über 1 mg/l. Demgegenüber vernachlässigbar 
gering fallen die Schadstoffkonzentrationen der tiefer gelegenen Filterhorizonte aus. Dieser 
Befund deckt sich sehr gut mit den ermittelten PAK-Schadstoffgehalten der Sedimentunter-
suchungen aus der Messstelle E1/3, die im Randbereich des Teerölphasenkörpers positio-
niert ist. 
Wie Abbildung 6.4 zeigt, liegen die höchsten PAK-Gehalte mit fast 1000 mg/kg (Summe 16 
EPA-PAK) in einer Tiefe zwischen 12 -14 m und resultieren aus dem Überzug des Sedimen-
tes mit Teeröl. Auffällig ist der in diesen Tiefenbereichen recht hohe Anteil an Naphthalin, der 
fast 50 % der PAK-Gesamtmasse ausmacht. 
Abbildung 6.3: Mittelwert der PAK-Grundwasserkonzentrationen aus den 19 Beprobungen 
(Summe aus: Naphthalin, Pyren, Acenaphthen, Fluoren und Phenanthren) 
E1
/3 
(5m
)
E2
/8 
(20
m)
E3
/15
 (4
0m
)
E4
/19
 (1
10
m)
E5
/21
 (1
70
m)
24-25m u. GOK
20,25-21,25m u. GOK
16,5 - 17,5m u. GOK
12,75 - 13,75m u. GOK
9 - 10m u. GOK
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
K
on
ze
nt
ra
tio
n 
[µ
g/
l]
98   
 
Vor dem Hintergrund, dass die höchsten PAK-Schadstoffkonzentrationen in dem Filterhori-
zont zwischen 13 und 14 m vorliegen, werden nachfolgend nur die Ergebnisse aus diesem 
Tiefenhorizont beschrieben und diskutiert. Dies beinhaltet die im Rahmen des Messpro-
gramms mitbestimmten Schadstoffparameter CKW, BTXE und TOC, wobei zunächst die 
Mittelwerte und dann die Zeitreihe für die 16 EPA-PAK betrachtet werden.  
6.2.2 Mittelwertbetrachtung der einzelnen Schadstoffparameter 
Mittelwerte der PAK-Schadstoffkonzentrationen aus den 19 Beprobungen: 
In Ergänzung zu der Abbildung 6.3 zeigt sich bei einer detaillierten Betrachtung für den Tie-
fenhorizont von 13 -14 m (siehe Abbildung 6.5), dass im Grundwasser maßgeblich die nie-
dermolekularen und gut löslichen PAK vorliegen. Direkt im Randbereich der Altablagerungen 
(E1/3) beträgt die mittlere Konzentration der 16 EPA-PAK fast 15.000 µg/l und ist wie zu er-
warten (siehe auch Abbildung 6.4) durch Naphthalin geprägt. Die Naphthalinkonzentration 
nimmt trotz der hohen Ausgangskonzentration von 12.000 µg/l im Abstrom relativ schnell ab 
(E4/19: 300µg/l; E5/21: 4µg/l). Im Fall der höher anellierten PAK ist die Konzentrationsab-
nahme hingegen nicht so stark ausgeprägt. So nimmt die Phenanthrenkonzentration von 
ursprünglich 140 µg/l nach 110 m Entfernung vom Schadensherd auf 46 µg/l ab und beträgt 
nach 170 m im Grundwasser immerhin noch 0,25 µg/l. Auch Fluoren und Acenaphthen wei-
sen eine im Vergleich zu Naphthalin geringere Konzentrationsabnahme auf. Bei Fluoren ver-
ringert sich die Konzentration innerhalb von 110 m nur von 580 µg/l auf 310 µg/l (Messstelle 
E1/3 bis E5/21). 
Insgesamt konnten während der Beprobungskampagnen von den 16 untersuchten EPA-PAK 
in den Wasserproben primär nur die besser wasserlöslichen PAK bis Pyren nachgewiesen 
werden (Ausnahme: Nachweis von Chrysen und Benzo(a)anthracen in Wasserproben aus 
dem Randbereich der Altlast). 
Abbildung 6.4: PAK-Gehalt im Sediment der Messstelle E1/3 
0 200 400 600 800 1000 1200
24 - 25
23  - 24
20 - 21
18 - 19
17 - 18
16 - 17
15 - 16
14 - 15
13 - 14
12 - 13
9 - 10
8 - 9
7 - 8
Ti
ef
e 
u.
 G
O
K
  [
m
]
Konzentration [mg/kg]
ohne Naphthalin
mit Naphthalin
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 99 
 
Abbildung 6.5: Mittelwert der PAK-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) 
Aufgrund der gegenüber den anderen PAK deutlichen Abnahme der Naphthalinkonzentration 
und der guten Verfügbarkeit des Naphthalins (siehe Kapitel 5), kann aus den Felddaten auf 
einen mikrobiellen Abbau geschlossen werden.  
Der Befund der biologischen Umsetzung von Naphthalin konnte durch Mikrokosmen-Studien 
bestätigt werden, die am Technologiezentrum Wasser im Rahmen des BMBF-Verbund-
projektes durchgeführt wurden [Schulze 2003].  
Mittelwerte der BTXE-Schadstoffkonzentrationen aus den 19 Beprobungen: 
In Abbildung 6.6 ist die Ausbreitung der BTXE Schadstofffahne entlang der Fahnenachse für 
den Tiefenhorizont von 13 -14 m dargestellt. Hierbei zeigt sich, dass bei allen Messstellen 
die Benzolkonzentration am höchsten ist. Ausgehend von etwa 12.000 µg/l nimmt die Kon-
zentration im Verlauf der Fahnenachse nach 170 m (E5/21) auf 300 µg/l ab. Im Gegensatz 
dazu liegen die anderen untersuchten Benzolderivate an der Messstelle E5/21 nur noch im 
Bereich der Nachweisgrenze (~ 1 µg/l). So tritt bei m/p-Xylol eine Abnahme von über 
3.300 µg/l auf unter 1 µg/l auf.  
Wie im Fall der PAK ist auch bei den BTXE ein deutlicher Konzentrationsrückgang innerhalb 
von 170 m zu beobachten. Da aufgrund der verhältnismäßig guten Wasserlöslichkeit der 
BTXE, Retardationseffekte nur eine untergeordnete Rolle spielen sollten, deutet der starke 
BTXE-Rückgang im Abstrom auf mikrobiologische Abbauprozesse hin. Diese Vermutung 
einer erhöhten mikrobiologischen Aktivität hinsichtlich eines BTXE-Abbaus, konnte ebenfalls 
durch Mikrokosmen-Studien bestätigt werden [Schulze 2003]. 
E1
/3 
(5m
)
E2
/8 
(20
m)
E3
/15
 (4
0m
)
E4
/19
 (1
10
m)
E5
/21
 (1
70
m)
Pyren
Phenanthren
Fluoren
Acenaphthen
0
200
400
600
800
1000
1200
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l]
Messebenen
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/19
 (1
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m)
E5
/21
 (1
70
m)
Naphthalin
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
100   
 
Abbildung 6.6: Mittelwert der BTXE-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) 
Mittelwerte der CKW-Schadstoffkonzentrationen aus den 19 Beprobungen: 
Im Gegensatz zu den BTXE und PAK-Konzentrationen liegen die Ausgangskonzentrationen 
der ausgewählten CKW-Komponenten PCE, TRI, cis-DCE und trans-DCE in ihrer Summe 
deutlich unter 1.000 µg/l (siehe Abbildung 6.7).  
Abbildung 6.7: Mittelwert der CKW-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) 
Zwar nehmen, wie bei den beiden anderen Schadstoffgruppen, auch hier die Konzentratio-
nen entlang der Fahnenachse deutlich ab, jedoch geht diese Konzentrationsabnahme mit 
E1
/3 
(5m
)
E2
/8 
(20
m)
E3
/15
 (4
0m
)
E4
/19
 (1
10
m)
E5
/21
 (1
70
m)
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Ethylbenzol
m/p-Xylol
0
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1000
1500
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2500
3000
3500
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[µ
g/
l]
Messebenen
Mesitylen
Toluol
Ethylbenzol
o-Xylol
m/p-Xylol
E1
/3 
(5m
)
E2
/8 
(20
m)
E3
/15
 (4
0m
)
E4
/19
 (1
10
m)
E5
/21
 (1
70
m)
Benzol
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
0
100
200
300
400
500
600
700
E1/3 (5m) E2/8 (20m) E3/15 (40m) E4/19 (110m) E5/21 (170m)
K
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[µ
g/
l]
PCE
TCE
cis 1,2-DCE
trans 1,2-DCE
VC
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 101 
 
einer Veränderung des Schadstoffmusters einher. Das Grundwasser des Randbereichs 
(E1/3) wird primär durch die Komponente PCE geprägt. TCE und cis-DCE liegen in diesem 
Tiefenbereich nahezu in gleichen Konzentrationen vor. Mit Zunahme der Entfernung vom 
Schadensherd nimmt PCE-Konzentration im Grundwasser deutlich ab und liegt nach 40 m 
(E3/15) nur noch bei 7 µg/l. Die Konzentrationen von TCE und cis-DCE hingegen steigen bis 
zur Messstelle E2/8 an, wobei für cis-DCE ein deutlicher Anstieg zu beobachten ist. Diese 
ausgeprägte Zunahme der cis-DCE Konzentration führt dazu, dass im Abstrom zur Messstel-
le E1/3 cis-DCE im Grundwasser überwiegt. Ein Befund, der unter den gegebenen Randbe-
dingungen (anaerobe Verhältnisse im Aquifer) auf mikrobiologische Abbauprozesse hinweist 
und auf eine reduktive Dechlorierung des PCE zurückzuführen ist. Hierbei wird entsprechend 
der Abbaukette PCE über mehrere Dechlorierungsschritte (PCE => TCE => DCE => VC => 
Ethen) reduziert [Vogel et al. 1985].  
Ethen und VC (Vinylchlorid) Konzentrationen wurden zunächst im Grundwasser nicht be-
stimmt, da der ursprüngliche Gegenstand der Arbeit nicht der Nachweis eines CKW-Abbaus 
war. Um dennoch eine qualifizierte Aussage zur reduktiven Dechlorierung geben zu können, 
wurden ab dem Jahr 2002 die im Grundwasser vorliegenden Vinylchloridkonzentrationen 
mitbestimmt. Wie sich hierbei zeigte, ist das Vinylchlorid im Unterschied zu den anderen 
CKW auch noch nach 170 m deutlich im Grundwasser nachweisbar und deutet auf eine hö-
here Persistenz dieser Substanz hin. Die Ausgangskonzentration an Messstelle E1/3 fällt 
allerdings unerwartet hoch aus und könnte eventuell auf mikrobiologische Umsetzungspro-
zesse in der Quelle zurückzuführen sein. 
Mittelwerte der TOC-Gehalte aus den 19 Beprobungen: 
Anders als die ermittelten Konzentrationen der drei Schadstoffklassen CKW, BTXE und PAK 
stellt die TOC-Konzentration ein Summenparameter des im Wasser vorhandenen gesamten 
organischen Kohlenstoffs dar. Besteht am Standort ein vollständiger mikrobiologischer Ab-
bau der organischen Stoffe zu CO2 und H2O müsste sich dies in einem Rückgang der TOC-
Gehalte am Standort widerspiegeln.  
Wie in Abbildung 6.8 dargestellt ist, beträgt der im Rahmen einer Beprobungskampagne er-
mittelte TOC-Gehalt im Zustrom zur Altlast (Messstelle E0/1) 11 mg/l. Er liegt damit bereits 
im oberen Bereich der in Baden-Württemberg für Grundwässer typischen TOC-Gehalte [LfU 
2002]. Im direkten Abstrombereich zum Schadensherd ist der TOC-Gehalt wie zu erwarten 
deutlich erhöht und weist mit knapp 70 mg/l eine überdurchschnittliche Belastung des 
Grundwassers mit organischen Stoffen auf. Ein ebenso deutlicher Rückgang wie er bei den 
anderen Schadstoffparametern (z.B. für die BTXE innerhalb von 170 m um 98%) festgestellt 
wurde, kann allerdings beim TOC-Gehalt (Rückgang nur um 52 %) nicht beobachtet werden. 
Nach 170 m liegt der TOC Gehalt mit 30 mg/l immer noch etwa dreimal höher als im Zustrom 
und deutet auf eine erhebliche organische Belastung des Grundwassers hin.  
Der TIC-Gehalt (anorganische Kohlenstoffanteil) im Zustrom zur Altlast liegt mit über 70 mg/l 
aus hydrochemischer Sicht im Normbereich für diesen Standort. Der signifikante Anstieg auf 
Werte oberhalb von 100 mg/l im Abstrom zur Altablagerung ist demgegenüber durch Bau-
schutteinlagerungen bedingt (Freisetzung von Hydrogencarbonat aus Bauschutt). 
102   
 
Abbildung 6.8: Mittelwert der TOC-Gehalte entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) 
6.2.3 Zeitreihenbetrachtung der 16 EPA-PAK im Grundwasser entlang 
der Fahnenachse für die 19 Beprobungen 
Zwar stellt der auf 19 Beprobungen basierende PAK-Mittelwert bei der Beurteilung des im 
Wasser verfügbaren PAK-Anteils, einen belastbaren Wert der am Standort vorliegenden 
Konzentrationen dar, jedoch werden hierbei kurzfristige Veränderungen in den Wasserkon-
zentrationen z.B. durch einen veränderten PAK-Austrag aus dem Schadensherd nicht deut-
lich. Speziell bei mikrobiologischen Prozessen ist der Effekt von wechselnden Milieubedin-
gungen für die adaptierten Mikroorganismen mit einer veränderten Energie- und Kohlenstoff-
quelle verbunden, an die sich die Mikroorganismen anpassen müssen [Barth 2003]. Des 
Weiteren stören starke Konzentrationsänderungen im Grundwasser das Verteilungsgleich-
gewicht zwischen den gelösten und sorbierten PAK-Mengen und nehmen somit Einfluss auf 
die am Standort vorliegenden Desorptions-/Sorptionsprozesse. 
Wie groß diese Schwankungen über den 24-monatigen Beprobungszeitraum bei allen 
Messstellen waren, ist in Abbildung 6.9 dargestellt. Hierbei zeigt sich, dass mit Ausnahme im 
Winter/Frühjahr 2000/2001 die gemessenen PAK-Konzentrationen tendenziell in den 
darauffolgenden Wintermonaten 2001 und 2002 höher sind als in den Sommermonaten. 
Auffällig ist die in den Sommermonaten 2002 bei den Messstellen E2/8 und E3/15 
signifikante Konzentrationsabnahme im Grundwasser. Innerhalb von nur drei Monaten 
(März-April-Mai) nimmt bei diesen Messstellen die PAK-Konzentration von ursprünglich über 
20.000 µg/l auf unter 1.000 µg/l ab und führt an der Messstelle E2/8 bis Oktober 2002 zu 
einer sehr niedrigen PAK-Konzentration, die an der Messstelle E3/15 sogar noch im Dezem-
ber 2002 zu beobachten ist. 
11
68 70
55
30 3
3
79
14
6
13
9
13
8
11
7
74
0
20
40
60
80
100
120
140
160
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E5
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m)
Messebenen
K
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[m
g/
l]
TOC
TIC
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 103 
 
Abbildung 6.9: Zeitreihe der PAK-Konzentrationen entlang der Fahnenachse (Tiefe: 13-14m) 
Derartig starke Konzentrationsschwankungen liegen bei den Messstellen E4/19 und E5/21 
nicht vor. Auch konnte bei der Messstelle E1/3 in den Sommermonaten 2002 (Mai-Juni) nur 
ein leichter Rückgang der PAK-Konzentrationen festgestellt werden.  
Abbildung 6.10: Konzentrationsverläufe der Messstellen E1/3 und E2/8 (Tiefe: 13-14m) 
Dieser Befund ist umso erstaunlicher, da die im direkten Oberstrom gelegene Messstelle 
E1/3 den Konzentrationsverlauf von E2/8 beeinflussen müsste. Zwar zeigen beide Messstel-
len bis April 2002 einen weitgehend ähnlichen Konzentrationsverlauf (siehe Abbildung 6.10), 
jedoch ist diese Übereinstimmung ab April-Mai 2002 nicht mehr zu beobachten. 
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
De
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l]
E2/8(20m)
E1/3(5m)
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0
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15000
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25000
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K
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tio
n 
[µ
g/
l]
E5/21 (170m) E4/19(110) E3/15(40m) E2/8(20m) E1/3(5m)
GW-Fließrichtung
5m zum Schadensherd
170 m im Abstrom 
104   
 
Für die beobachtete Konzentrationsänderung wurde die Errichtung einer Tiefenmessstelle 
(T26 bis 40 m u. GOK) in Betracht gezogen, die zwischen den Messstellen E1/3 und E2/8 im 
März 2002 aus zweierlei Gründen niedergebracht wurde. Zum einen sollte der Randbereich 
der von der Altablagerung ausgehenden Teerölphase in Fließrichtung abgegrenzt werden. 
Zum anderen waren zusätzliche geophysikalische Untersuchungen zur Durchlässigkeit des 
Aquifers geplant. Da bei den Bohrungen entlang der Fahnenachse keine horizontal durchge-
hende Zwischenschicht angetroffen wurde (siehe Kapitel 3.2), erfolgte der Ausbau als voll 
verfilterte Tiefenmessstelle. Vertikale Potentialunterschiede über die Tiefe von 40 m wurden 
aufgrund der vorliegenden hydrogeologischen Situation am Modellstandort nicht erwartet. 
Der mögliche Zusammenhang zwischen dem Auftreten der signifikanten Verringerung der 
PAK-Konzentration bei den abstromig gelegenen Messstellen E2/8 und E3/15 (bei einer 
weitgehend konstanten oberstromigen PAK-Konzentration) zeigt sich insbesondere, wenn 
man den Zeitpunkt der Errichtung der Tiefenmessstelle T26 (März 2002) betrachtet. Legt 
man die dominierende Abstandsgeschwindigkeit von ca. 0,5 m/Tag (siehe Kapitel 4.5) 
zugrunde, sollten erste Veränderungen in den Schadstoffkonzentrationen ab dem Monat 
April 2002 an der Messstelle E2/8 auftreten. 
Abbildung 6.11: Schematische Darstellung des Untergrundes und der mittleren Fließzeiten von 
Messstelle E1/3 
Eine abrupte Konzentrationsänderung im Abstrom zur Tiefenmessstelle ist erklärbar, falls in 
der voll verfilterten Messstellen Vertikalströmungen vorhanden sind. So weisen Barczewski 
[1993] und Dehnert et al. [2001] darauf hin, dass kleinste Potentialdifferenzen im Aquifer, 
hervorgerufen durch kleinräumige Anisotropien, Linsen und Schichten von schlechter durch-
lässigem Material, je nach Richtung der Vertikalströmung in einer voll verfilterten Messstelle 
sowohl zu Konzentrationserhöhungen als auch –reduzierungen im abstromigen Aquifer füh-
ren können. Um einen derartigen Einfluss am Modellstandort abzugrenzen, wurde die Tie-
Auffüllung
Feinkies-Grobkies
Teeröl in Phase
Feinsand-Grobsand
Filterbereich
16,5-17,5m
9-10m
20,25-21,25m
24-25m
12,75-13,75m
GW-Stauer
40m
~ 70 Tage
~ 14 Tage
~ 210 Tage
~ 330 Tage
~ 30 Tage
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 105 
 
fenmessstelle (T26) auf das Vorhandensein einer möglichen natürlichen Vertikalströmung 
hin untersucht.  
Abbildung 6.12: Thermoflow (links) und thermischer Sensor (rechts) 
Die Messung erfolgte mit einem thermischen Flowmeter (Thermoflow), das am Institut für 
Wasserbau entwickelt wurde [Barczewski et al.1987] und die Ermittlung kleinster Vertikal-
strömungen bis zu 2 mm/s ermöglicht. Die für diese Messung eingesetzte Bohrlochsonde 
und zugehörige Elektronik zum Thermoflow sowie der verwendetet thermischen Sensor sind 
in Abbildung 6.12 dargestellt. 
Abbildung 6.13: Vertikalgeschwindigkeit der Tiefenmessstelle 
Wie mit der Thermoflowmessung nachgewiesen werden konnte (siehe Abbildung 6.13), liegt 
in der Tiefenmessstelle eine Vertikalströmung vor. So konnte im Bereich zwischen 40 und 
35 m unter GOK eine deutliche Zunahme in der Vertikalgeschwindigkeit auf etwa 20 mm/s 
beobachtet werden. Ab einer Tiefe von etwa 20 bis 12 m unter GOK verringert sich die ge-
messene Vertikalgeschwindigkeit hingegen wieder und fällt von 20 mm/s (20 m Tiefe) auf 
13 mm/s (12 m Tiefe). 
0
5
10
15
20
25
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Tiefe u. POK [m]
v 
[m
m
/s
]
Infiltration in 
den Aquifer
Zuströmung 
aus dem 
Aquifer
Messstellenausbau
FilterrohrVollrohr
Rammschutz
106   
 
Zwar ist mit dem thermischen Messverfahren keine Richtungserkennung möglich, jedoch 
kann die Strömungsrichtung aus den gemessenen Felddaten der abstromigen PAK-
Konzentrationen abgeleitet werden. Eine Verringerung der PAK-Konzentrationen durch Ver-
tikalströmungen ist nur dann möglich, wenn unbelastetes Grundwasser aus tieferen Schich-
ten in die Messstelle zuströmt und in Bereiche des Aquifers infiltriert, die mit PAK belastet 
sind. Insofern ist bei der voll verfilterten Tiefenmessstelle von einer nach oben gerichteten 
Vertikalströmung auszugehen, die auch die am Standort beobachtete Konzentrationsab-
nahme an den abstromigen Messstellen begründet. Aufgrund dieser Befunde, wurde die voll 
verfilterte Messstelle im Frühjahr 2003 überbohrt und als Messstellenbündel mit verschiede-
nen Filterhorizonten ausgebaut. 
6.2.4 Zusammenführung der Ergebnisse aus den durchgeführten 
Grundwasseruntersuchungen 
Wie die Grundwasseruntersuchungen für die Tiefe von 13 - 14 m gezeigt haben, ist die PAK-
Schadstofffahne durch die besser wasserlöslichen, niedermolekularen PAK geprägt. Obwohl 
eine Ausgangskonzentration an der Messstelle E1/3 von über 13.000 µg/l vorliegt, beträgt 
die PAK-Konzentration nach 170 m nur noch ungefähr 100 µg/l im Grundwasser. Diese Ab-
nahme von fast 99 % ist maßgeblich auf die Verringerung der Naphthalinkonzentration zu-
rückzuführen. Die anderen im Wasser gelösten PAK wie Phenanthren, Fluoranthen und Flu-
oren zeigen eine geringere Konzentrationsabnahme und unterliegen trotz ihres hydrophoben 
Charakters einem weitreichenden Transport im Grundwasser. Die höher kernigen PAK (≥ 4-
Ring) konnten im Grundwasser an den weiter abstromig gelegenen Messstellen E2/8 – 
E5/21 nicht nachgewiesen werden. Einzig im Grundwasser aus der Messstelle E1/3 (Tiefe 
13 – 14 m), die im direkten Abstrombereich zur Schadensquelle liegt und dessen Sediment-
proben erhebliche PAK-Gehalte aufwiesen, waren 4-Ring Aromaten nachweisbar. Die gerin-
ge Reichweite der höher anellierten PAK (≥ 4-Ring) deckt sich somit mit dem derzeitigen 
Wissenstands, dass die höher kernigen PAK aufgrund ihrer geringen Wasserlöslichkeit und 
stärkeren Wechselwirkung mit dem Aquifermaterial keiner erhöhten Verfrachtung unterlie-
gen. 
Vergleicht man die für die PAK beobachtete Schadstoffabnahme mit der der BTXE-
Abnahme, weisen beide Schadstoffklassen bei einer ähnlich hohen Ausgangskonzentration 
(PAK = 13.000 µg/l; BTXE = 19.000 µg/l) nach 170 m fast gleiche Schadstoffkonzentrationen 
am Standort auf. So reduziert sich im Fall der BTXE die Schadstoffkonzentration um fast 
98% (300 µg/l) und liegt damit in der gleichen Größenordnung, wie die der PAK (99%ige 
Verringerung auf 100 µg/l). Berücksichtigt man jedoch die im Vergleich zu den PAK geringe-
re Sorptionsneigung der BTXE und die damit einhergehende geringere Retardation, müssten 
bei annährend gleichen Ausgangskonzentrationen beide Schadstoffklassen in unterschiedli-
chen Konzentrationen im Grundwasserleiter nebeneinander vorliegen. Dass sich dennoch 
am Modellstandort eine ähnlich weitreichende Schadstoffausbreitung für die chemisch sehr 
unterschiedlichen PAK und BTXE ausgebildet hat, deutet auf 
1.  eine geringe Sorptionstendenz bzw. hohe Mobilität der er im Grundwasser gelöst 
vorliegenden PAK hin.  
2.  eine ähnlich große Abbaurate von Benzol als BTXE-Hauptkomponente und den im 
Grundwasser primär vorliegenden Komponenten Naphthalin, Acenaphthen und Fluo-
ren hin. 
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 107 
 
Dieser Befund einer fast gleich langen BTXE- und PAK- Schadstofffahne konnte auch viel-
fach an anderen Standorten bestätigt werden. So wurden von Teutsch et al. [1997] als mittle-
re Transportweiten für PAK 277 m und für BTXE 209 m und von Stupp et al. [1999] Schad-
stofffahnenlängen von 127 m (PAK) und 141 m (BTXE) ermittelt. 
Im Gegensatz zu den PAK und BTXE weisen die im Aquifer aus dem Schadensherd ausge-
tragenen CKW Komponenten unterschiedlich lange Fahnen auf. Bei PCE, TCE und DCE ist 
dies auf mikrobiologische Prozesse (reduktive Dechlorierung) zurückzuführen, die einer weit 
abstromigen Verfrachtung entgegenwirken. Daher konnten diese CKW auch in einer Entfer-
nung von 110 m nicht mehr im Grundwasser nachgewiesen werden. Vinylchlorid zeichnet 
sich hingegen durch eine vergleichsweise starke Persistenz aus und wird anscheinend unter 
den am Standort gegebenen Bedingungen langsamer umgesetzt. 
Zwar zeigen alle untersuchten Schadstoffklassen eine deutliche Konzentrationsabnahme 
entlang der beprobten Messstellen, jedoch lässt sich die bei den TOC-Messungen nicht fest-
stellen. Auch nach 170 m Entfernung von dem Schadensherd weist das Grundwasser noch 
deutliche Belastungen mit organischen Komponenten auf, die über denen des Zustroms lie-
gen. Insofern kann an dem Standort nicht davon ausgegangen werden, dass alle Schadstof-
fe durch mikrobiologische Prozesse zu CO2 und H2O mineralisiert werden. 
 
6.3 Sedimentuntersuchungen 
Angesichts der am Modellstandort ausgeprägten PAK-Konzentrationen im Grundwasser, die 
bis einschließlich Messstelle E4/19 (110 m entfernt von der Schadensquelle) noch über 
1 mg/l liegen, sollten noch weit im Abstrom PAK-Gehalte im Sediment analytisch nachweis-
bar sein. Allerdings müssten die PAK-Gehalte in den Feststoffproben, bedingt durch den 
geringen Corg-Anteil des Sedimentes, vergleichsweise niedrig ausfallen.  
Zur Bestimmung der auf dem Aquifermaterial vorliegenden PAK-Mengen wurden zwei unter-
schiedliche Vorgehensweisen angewendet. Eine erste Abschätzung der theoretisch auf dem 
Feststoff sorbierten PAK-Mengen entlang der Abstromrichtung erfolgte mit Hilfe des KOC-
Konzeptes, bei dem die gemessenen PAK-Grundwasserkonzentrationen und die ermittelten 
organischen Kohlenstoffanteile berücksichtigt wurden. Diese theoretischen PAK-Gehalte auf 
dem Aquifermaterial wurden im Anschluss mit den analytisch bestimmten Werten aus den 
Bodenextraktionen verglichen. Die Untersuchung erfolgte an Sedimentproben aus dem am 
stärksten belasteten Tiefenbereich (13-14 m u. GOK) der Messstellen E2/8; E3/15; E4/19 
und E5/21, die nicht mehr mit Teeröl in Phase in Kontakt standen. 
6.3.1 Abschätzung der sorbierten PAK-Menge über das KOC-Konzept 
Legt man bei der Betrachtung des auf dem Feststoff sorbierten PAK-Massenanteils ein linea-
res Verteilungsgesetz zugrunde und geht von einer vornehmlichen Sorption hydrophober 
Stoffe an organischen Bodenbestandteilen aus, kann der auf dem Feststoff sorbierte PAK-
Massenanteil entlang der Fahnenachse und somit das Sorptionsvermögen des Aquifermate-
rials mit dem KOC-Konzept anhand der Gleichungen 2.14 und 2.15: 
WococS cfKc ⋅⋅=          (Gl. 6.1) 
abgeschätzt werden.  
108   
 
Die in erster Näherung substanzspezifischen KOC-Verteilungs-koeffizienten können nach der 
von Karickhoff et al. (1979) abgeleiteten Beziehung: 
0,21logK1logK OWoc −⋅=         (Gl. 6.2) 
aus den in der Literatur aufgeführten KOW-Verteilungen berechnet werden. Da sich die Kow-
Verteilungskoeffizienten in der Tabelle 2.2 je nach ihrer Quelle unterscheiden, wurden zur 
Berechnung der KOC-Werte die KOW-Mittelwerte der jeweiligen PAK zugrunde gelegt. Auf Ba-
sis von Gleichung 6.1 ergeben sich für die im Grundwasser nachgewiesenen PAK, die in 
Tabelle 6.3 zusammengefassten KOC-Verteilungskoeffizienten. Wie sich zeigt, entsprechen 
diese in etwa der Größenordnung, die auch bei anderen Grundwasserleitern und Sedimen-
ten angetroffen werden. 
Tabelle 6.3: KOC-Verteilungskoeffizienten für ausgewählte PAK 
 
Mittelwert log KOW 
(aus Tabelle 2.2) 
Koc 
(Berechnet nach 
Gleichung 6.2) 
Typische Koc-
Größenordnungen 
nach LfU [1997] 
Naphthalin 3,36 1400 460-8.100 1) 
Acenaphthylen 4,07 7.200 Keine Angaben 
Acenaphthen 4,09 7.600 4.600 2) 
Fluoren 4,28 11.700 2.400-3.300 1) 
Phenanthren 4,55 22.000 4.700-5.900 1) 
Anthracen 4,54 21.400 9.000-28.000 1) 
Fluoranthen 5,26 111.300 31.000-52.000 1) 
Pyren 5,24 107.200 46.000 1) 
1) für Grundwasserleiter; 2) für Sediment 
Die Quantifizierung des organisch gebunden Kohlenstoffgehaltes in den unterschiedlichen 
Sedimentproben entlang der Fahnenachse erfolgte, wie schon in Kapitel 5.4 beschrieben 
wurde, durch eine Feststoff-TOC-Analyse. Hierzu wurden die Proben aus dem Tiefenbereich 
zwischen 13-14 m gefriergetrocknet, auf < 2 mm gesiebt und anschließend für die TOC-
Analyse gemahlen. Insgesamt ergibt sich für die untersuchten Sedimentproben ein für das 
kiesig-sandige Aquifermaterial plausibler organischer Gehalt von im Mittel 1100 ± 500 mg/kg, 
der einem mittleren fOC-Gehalt von 0,0011 ± 0,0005 entspricht. Da sich die organischen Koh-
lenstoffgehalte für die unterschiedlichen Sedimentproben weitgehend ähneln, wurde für die 
anschließende Berechnung nach Gleichung 6.2 der fOC-Gehalt auf 0,001 festgelegt. Unter 
Berücksichtigung dieses organischen Kohlenstoffgehalts und den gemessenen mittleren 
PAK-Konzentrationen (cW) aus den 19 Beprobungen erfolgte mit den in Tabelle 6.3 darge-
stellten KOC-Verteilungskoeffizienten unter Anwendung der Gleichung 6.1 die Abschätzung 
der auf dem Feststoff sorbierten PAK-Mengen (cS). Die Ergebnisse für einige PAK sind in 
Tabelle 6.4 zusammengefasst. 
 
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 109 
 
Tabelle 6.4: Berechnung der nach dem KOC-Konzept auf dem Aquifermaterial sorbierten PAK-
Mengen (Tiefe 13-14 m u. GOK) 
 E2/8 (20m) E3/15 (40m) E4/19 (110m) E5/21 (170m) 
 cW [mg/l] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cW 
[mg/l] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cW 
[mg/l] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cW 
[mg/l] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
Naphthalin 9,2E+00 1,3E+01 6,4E+00 9,0E+00 3,0E-01 4,3E-01 4,4E-03 6,1E-03 
Acenaphthen 6,4E-01 4,9E+00 5,6E-01 4,3E+00 3,1E-01 2,4E+00 6,1E-02 4,7E-01 
Fluoren 1,5E-01 1,8E+00 1,3E-01 1,5E+00 6,1E-02 7,2E-01 1,0E-02 1,2E-01 
Phenanthren 1,3E-01 2,8E+00 1,2E-01 2,6E+00 4,7E-02 1,0E+00 2,5E-04 5,5E-03 
Pyren 1,1E-03 1,2E-01 9,2E-04 9,9E-02 7,6E-04 8,1E-02 3,9E-04 4,2E-02 
 
Wie die Ergebnisse zeigen, müssten nach dem KOC-Konzept bis einschließlich zur Messstel-
le E4/19 auf dem Aquifermaterial PAK Gehalte von einigen mg/kg vorliegen. Bei einer ent-
sprechend niedrigen Nachweisgrenze der 2-4-Ring PAK sollten diese daher auch noch nach 
einer Entfernung von 170 m gut im Aquifermaterial bestimmt werden können. Wie aussage-
kräftig das KOC-Konzept allerdings ist, kann nur durch einen Vergleich mit den tatsächlich in 
dem Sediment vorhandenen PAK-Gehalten beurteilt werden. 
6.3.2 Ermittlung der tatsächlich auf dem Sediment vorhandenen PAK-
Gehalte 
Zur Bestimmung der tatsächlich auf dem Sediment sorbierten PAK-Mengen wurden die ent-
sprechend aufgearbeiteten Sedimentproben (< 2mm; gefriergetrocknet) mit dem ASE-
Extraktionsverfahren extrahiert. Um eine möglichst niedrige Nachweisgrenze für die unter-
schiedlichen PAK zu gewährleisten, wurden die Extrakte über einen Rotationsverdampfer 
(Rotavapor R-114 mit Waterbath B-480; Hersteller BÜCHI) in Verbindung mit einer Memb-
ranvakuumpumpe (CVC 24 Hersteller Vacuubrand) aufkonzentriert und über GC-MS analy-
siert. So konnten PAK in den Sedimentproben bis zu einem Gehalt von 2 µg/kg (= 2,0E-
03 mg/kg) nachgewiesen werden. Die aus den jeweiligen Feststoffanalysen der unterschied-
lichen Sedimentproben ermittelten PAK-Gehalte sind mit denen aus dem KOC-Konzept abge-
leiten PAK-Gehalten in Tabelle 6.5 gegenübergestellt. 
Mit Ausnahme von 3 Untersuchungspaaren (Pyren-E2/8; Phenanthren-E5/21; Naphthalin-
E5/21) liegen die analytisch ermittelten PAK-Gehalte des Aquifermaterials unter denen, die 
nach dem KOC-Konzept theoretisch auf dem Feststoff vorhanden sein müssten. Geringere 
Differenzen zwischen dem Koc-Konzept und den Messwerten treten in den Bereichen auf, in 
denen sehr hohe PAK-Belastungen im Grundwasser vorliegen, wie dies z.B. an der Mess-
stelle E2/8 der Fall ist. Betrachtet man jedoch den weiteren Abstrom mit niedrigeren PAK-
Konzentrationen im Grundwasser, ist der bestehende Unterschied zwischen theoretischer 
und analytisch ermittelter PAK-Beladung mit einem Faktor von über 100 bzw. die nicht 
nachweisbare PAK-Befund unverhältnismäßig groß. So lassen sich trotz des auf < 2mm ge-
siebten Aquifermaterials (Worst Case Szenario, da nur der Kornanteil von < 2mm und nicht 
der gröbere Kiesanteil bei der Analyse berücksichtigt wurde) nach 110 m einige PAK im 
Feststoffmaterial nicht mehr quantifizieren. 
110   
 
Tabelle 6.5: Resultierende PAK-Gehalte aus der analytischen Messung und aus dem KOC-
Konzept 
 E2/8 (20m) E3/15 (40m) E4/19 (110m) E5/21 (170m) 
 
cs ge-
messen 
[mg/kg] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cs ge-
messen 
[mg/kg] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cs ge-
messen 
[mg/kg] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
cs ge-
messen 
[mg/kg] 
cS be-
rechnet 
[mg/kg] 
Naphthalin 2,6E+00 1,3E+01 1,9E-02 9,0E+00 8,6E-03 4,3E-01 1,6E-02 6,1E-03 
Acenaphthen 4,7E-01 4,9E+00 8,2E-03 4,3E+00 n.n. 2,4E+00 n.n. 4,7E-01 
Fluoren 5,0E-01 1,8E+00 1,4E-02 1,5E-01 5,8E-03 7,2E-01 n.n. 1,2E-01 
Phenanthren 6,9E-01 2,8E+00 6,6E-02 2,6E+00 4,4E-02 1,0E+00 8,3E-03 5,5E-03 
Pyren 1,6E-01 1,2E-01 1,1E-02 9,9E-02 n.n. 8,1E-02 n.n. 4,2E-02 
n.n. = nicht nachweisbar (Nachweisgrenze < 2 µg/kg) 
In Abbildung 6.14 sind die Ergebnisse der berechneten und analytisch bestimmten PAK-
Gehalte aus Tabelle 6.5 für die Messstelle E3/15 einmal grafisch dargestellt. Die PAK-
Konzentration im Grundwasser entspricht an dieser Messstelle in einer Tiefe von 13-14 m u. 
GOK ca. 7 mg/l. Auf Basis dieser hohen Grundwasserkontamination errechnet sich eine 
PAK-Menge von deutlich über 10 mg/kg für das Aquifermaterial. Analytisch gemessen wur-
den hingegen nur einige µg/kg an PAK. 
Abbildung 6.14: Gegenüberstellung gemessener und berechneter PAK-Gehalte für die Mess-
stelle E3/15 
Dass teilweise im Grundwasser PAK-Konzentrationen ermittelt wurden, diese aber entgegen 
dem Koc-Konzept zu nicht nachweisbaren Befunden im Sediment führten, könnte die Vermu-
tung einer zu hohen Nachweisgrenze bei der PAK-Bestimmung bei Feststoffproben nahe 
legen. So wurde im Rahmen einer Investigation/Feasibility-Studie für einen Teeröl kontami-
nierten Standort [Topel & Fritzpatrick 2002] die nicht nachweisbaren PAK-Gehalte im Aqui-
8,
99
4,
28
1,
47
2,
57
0,
10
0,
02
0,
01
0,
01
0,
07
0,
01
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Naphthalin Acenaphthen Fluoren Phenanthren Pyren
G
eh
al
t [
m
g/
kg
]
Berechnet
Gemessen
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 111 
 
fermaterial – trotz deutlicher PAK-Belastungen des Grundwassers – auf die zu geringe 
Nachweisempfindlichkeit des Analysenverfahrens zurückgeführt. Im vorliegenden Fall ist 
dies jedoch auszuschließen, da die theoretischen PAK-Gehalte signifikant über denen der 
Nachweisgrenze des analytischen Verfahrens liegen. Das Verfahren ist somit empfindlich 
genug, um auch noch bei entsprechend geringen PAK-Konzentrationen im Grundwasser 
einen Vergleich zwischen Koc-Konzept und Messwerten zu erlauben.  
Mögliche Gründe für die festgestellten Unterschiede zwischen dem Koc-Konzept und den 
bestehenden PAK-Gehalten am Modellstandort könnten - unter der Voraussetzung belastba-
rer Analysenergebnisse – sein 
1. dass die Gültigkeit der über Batch- und Säulenversuche empirisch ermittelten Vertei-
lungskoeffizienten nicht auf alle Modellstandorte uneingeschränkt übertragbar ist, da 
die unterschiedlichen Randbedingungen nicht berücksichtigt werden. So bleibt z.B. 
der Gehalt wie auch die temporäre Änderung von Lösungsvermittlern bzw. der von 
unterschiedlichen DOC-Anteilen beim Koc-Konzept gänzlich unberücksichtigt, obwohl 
diese einen Einfluss auf das Sorptionsgleichgewicht zwischen gelösten und sorbier-
ten PAK nehmen.  
2.  dass die jeweiligen PAK-Verteilungskoeffizienten über einen PAK-Konzentrations-
bereich von z.B. 10 mg/l bis 100 µg nicht linear und damit nicht gültig sind und für 
diesen nicht uneingeschränkt zugrunde gelegt werden dürfen. 
3.  dass abgesehen von möglichen Fehlerquellen beim Koc-Ansatz die Möglichkeit eines 
kolloidalen PAK-Transportes am Modellstandort vorliegt, der die hohen PAK-
Konzentrationen im Grundwasser verursacht.  
 
6.4 Kolloiduntersuchungen 
Aufgrund der in den Abschnitten 6.2 und 6.3 dargestellten Ergebnisse wurden zur Erkundung 
und Ermittlung des Schadstofftransportes zusätzliche Kolloidmessungen durchgeführt. Hier-
bei sollte insbesondere abgegrenzt werden, ob die hohen PAK-Konzentrationen im Wasser 
bei den gleichzeitig geringen Gehalten in der Feststoffmatrix maßgeblich auf einen sorptiv 
gebundenen kolloidalen Transport oder auf tatsächlich gelöste PAK zurückzuführen ist. Wie 
in Kapitel 2 beschrieben wurde, handelt es sich bei Kolloiden um organische oder anorgani-
sche Phasen, die wegen ihres hohen spezifischen Oberflächen-Masse-Verhältnisses eine 
hohe Sorptionskapazität aufweisen und somit ein hohes Schadstofftransportpotential besit-
zen. Ein hohes Schadstofftransportpotential könnte wiederum zu ungewöhnlich hohen 
Schadstoffkonzentrationen im weiten Grundwasserabstrom führen, wie diese am Model-
standort für die PAK beobachtet wurden. 
Für die Untersuchung der im Grundwasser vorhandenen Kolloide wurden zwei unterschiedli-
che Messverfahren eingesetzt. Neben der Quantifizierung der Kolloidgröße und Kolloidkon-
zentration mittels Laser-induzierten Breakdown-Detektion (LIBD) wurden zusätzlich Messun-
gen mit einem Rasterelektronenmikroskop im ESEM-Modus (ESEM: Environmental Scan-
ning Electron Microscope) durchgeführt, mit dem eventuell am Standort vorhandene sehr 
große, diffuse Kolloide (suspendierte Partikel) erfasst werden sollten. Beide Messungen er-
folgten durch das Forschungszentrum Karlsruhe am Institut für Technische Chemie Bereich 
Wasser- und Geotechnologie. Insgesamt umfasste der Beprobungsumfang die Multilevel-
112   
 
messstellen E1/3, E2/8, E3/15 E4/19 und E5/21, wobei im Rahmen der LIBD-Messungen 
Grundwasserproben aus allen 5-Tiefenhorizonten untersucht wurden. Die zusätzlichen Un-
tersuchungen der ESEM-Messungen erfolgten für die Messstellen E1/3, E3/15 und E5/21 für 
die Tiefen von 13-14 m sowie 24-25 m. 
6.4.1 LIBD-Messungen 
Die LIBD-Messung bietet im Gegensatz zu anderen herkömmlichen Partikelbestimmungsme-
thoden den Vorteil, dass eine Partikeldetektion bis in den unteren kolloidalen Größenbereich 
(bis 20 nm) bei sehr geringen Partikelkonzentrationen (ppt-Bereich) möglich ist [Bundschuh 
et al 2001(a)]. Dadurch konnten am Standort auch Partikel quantifiziert werden, die mit kon-
ventionellen Streulichtmethoden, wie PCS (Photonenkorrelations-Spektroskopie) nicht er-
fasst werden [Wagner 2002]. 
Das Messprinzip bei der LIBD beruht auf der Erzeugung von Plasmaereignissen (Break-
down-Ereignissen) durch einen gepulsten Laserstrahl, wobei die entstehenden Plasmalich-
temissionen detektiert und gezählt werden. Ein so genanntes Breakdown-Ereignis tritt ein, 
wenn Materie mit Licht einer sehr hohen Intensität (Flächenleistungsdichte bis zu 1012 W/cm2 
[Ruzin 2003]) in Wechselwirkung tritt. 
Erreicht wird dies, wie in Abbildung 6.15 dargestellt, durch die Fokussierung eines gepulsten 
Laserstrahls. Sobald Kolloide in den fokussierten Bereich gelangen, werden diese in den 
Plasmazustand überführt. Wie hoch die Leistungsdichte des fokussierten Laserstrahls aller-
dings sein muss, um ein Breakdown-Ereignis auszulösen (Breakdown-Schwelle), hängt von 
dem chemischen Aggregatzustand der Materie ab. Dieser so genannte Breakdown-
Schwellenwert ist in Gasen am höchsten, geringer in Wasser und am kleinsten in Feststoffen 
[Bettis 1992]. Zur Bestimmung der Kolloide wird dieser Unterschied in den Breakdown-
Abbildung 6.15: Prinzip der LIBD/LIBS (Laserinduzierte Breakdown Detektion bzw. 
Spektroskopie) nach Ngo Manh et al. [ 2003] 
Linse
Küvette Kolloide
Effektives
FokusvolumenPlasma
Dispersion
Laserstrahl
Atomemissionslinie:
Elementanalyse ⇒ LIBS
I
λ
Optische Plasmaaufnahme:
Partikeldetektion ⇒ LIBD
Plasma
Breakdown Schwellenwert:
Pcrit.(Fest) < Pcrit.(Flüssig) < Pcrit.(Gas)
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 113 
 
Schwellenwerten zwischen Wasser und Feststoff (Kolloid) ausgenutzt, indem die Laserpuls-
energie so eingestellt wird, dass sie über dem Breakdown-Schwellenwert der Kolloide liegt. 
Basierend auf der Anzahl und der Verteilung der Breakdown-Ereignisse wird die Partikelkon-
zentration und Partikelgröße ermittelt.  
Die ebenfalls auf dem Prinzip der Plasmaerzeugung aufbauende LIBS (Laser induzierte 
Breakdown-Spektroskopie) wurde im Rahmen der Kolloiduntersuchungen nicht genutzt. Im 
Gegensatz zur LIBD werden bei der LIBS die mit dem Abkühlen des Plasmas auftretenden 
elementspezifischen Atomemissionslinien zur spektroskopischen Analyse genutzt [Bund-
schuh et al. 2001(b)], wodurch Kolloidhauptkomponenten analysiert werden können. 
Mit dem Ziel Alterungsprozesse bei den Grundwasserproben (z.B. Fe(OH)3-Bildung mit evtl. 
Koagulation) weitgehend zu minimieren, erfolgte für jede untersuchte Multilevelmessstelle 
(E1/3, E2/8, E3/15 E4/19 und E5/21) eine gesonderte Probenahme. Somit konnte eine zeit-
nahe Kolloidbestimmung durch das Forschungszentrum Karlsruhe am Tag der Grundwas-
serentnahme gewährleistet werden. 
Abbildung 6.16: Teilchenanzahl im Grundwasser entlang Hauptfliesrichtung (Messstellen E1/3 - 
E5/21) 
Die Ergebnisse der Kolloiduntersuchung sind in Abbildung 6.16 dargestellt. Wie sich hierbei 
zeigt, liegt die Anzahl der im Grundwasser vorhandenen Kolloide mit Ausnahme der Mess-
stelle E2/8 (Tiefe 13-14 m u. GOK) in einer Größenordnung von ca. 5*108 Teilchen/Liter. Sie 
entspricht damit einer Größenordnung, die auch für eine Blindprobe (Leitungswasser Stutt-
gart) typisch ist. Ein Befund, der sich mit den Vor-Ort Beobachtungen deckt, da sich visuell in 
keiner Grundwasserprobe ein auffälliger Schwebstoffanteil feststellen ließ. Der deutlich er-
höhte Wert der Messstelle E2/8 ist aufgrund der durchgeführten Einzelbestimmungen hinge-
gen schwer interpretierbar. Eventuell könnte die erhöhte Kolloidteilchenanzahl in dieser Pro-
be auf einen nicht erkannten Alterungseffekt der Probe zurückzuführen sein. Eine Mobilisie-
rung im Filterkies verbliebener Feinkornanteile durch die Probenahme kann hingegen aus-
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
1,00E+10
E1/3 (5m) E2/8 (20m) E3/15 (40m) E4/19 (110m) E5/21 (170m)
K
ol
lo
id
e 
[T
ei
lc
he
n/
l]
24-25m u. GOK
20,25-21,25m u. GOK
16,5-17,5m u. GOK
12,75-13,75m u. GOK
9-10m u. GOK
Leitungswasser Stuttgart (1,9 E+8)
114   
 
geschlossen werden, da die Messstelle klar gepumpt und bereits mehrmals beprobt worden 
war.  
Die ebenfalls mit Hilfe der LIBD-Messungen analysierten mittleren Kolloiddurchmesser (sie-
he Abbildung 6.17) weisen tendenziell größere Durchmesser im oberen Aquiferbereich auf. 
Speziell an den Messstellen E3/15, E4/19 und E5/21 konnten in den obersten zwei Filterho-
rizonten Kolloide festgestellt werden, deren Durchmesser über 2.000 nm beträgt. Eine mögli-
che Erklärung hierfür, könnten mit dem Sickerwasser ausgetragene Kolloide sein, die aus 
dem ungesättigten Bereich in die oberen Schichten des Grundwasserleiters verfrachtet wur-
den. So weisen die Grundwasserproben aus tieferen Aquiferbereich nur einen mittleren Kol-
loiddurchmesser auf, der in etwa dem des Leitungswassers entspricht (~ 1.000 nm). 
Insgesamt lassen die Ergebnisse der Kolloiduntersuchungen vermuten, dass mit den ver-
hältnismäßig niedrigen Kolloidgehalten (gleiche Größenordnung wie Leitungswasser) eine 
nur geringe Verfrachtung der PAK durch mobile Sorbentien am Modellstandort stattfindet.  
Abbildung 6.18: Planare Kontaktoberfläche eines Naphthalinmoleküls 
Wie groß eine mögliche Verfrachtung bei einer vollständigen Belegung der Kolloide mit z.B. 
Naphthalin wäre, lässt sich unter Berücksichtigung der Kolloidteilchenanzahl (Mittelwert aller 
Abbildung 6.17: Mittlerer Kolloiddurchmesser entlang der Hauptfließrichtung (Messstellen E1/3 
- E5/21) 
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
E1/3 (5m) E2/8 (20m) E3/15 (40m) E4/19 (110m) E5/21 (170m)
m
itt
le
re
 K
ol
lo
id
du
rc
hm
es
se
r [
nm
]
24-25m u. GOK
20,25-21,25m u. GOK
16,5-17,5m u. GOK
12,75-13,75m u. GOK
9-10m u. GOK
Leitungswasser Stuttgart (870 nm)
H
HH
H
H
H H
H
C-C Bindungslänge = 140 pm [Beyer 1984]
C-H Bindungslänge = 109 pm 
[abgeschätzt nach Beyer 1984]
 Naphthalinoberfläche (2-Dimensional): ~ 2,8 E-01 nm2
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 115 
 
Einzelmessungen) von 5,7*108 Teilchen/Liter, dem Kolloiddurchmesser von 1.800 nm  (Mit-
telwert aller Einzelmessungen) sowie der Kenntnis der Naphthalinoberfläche berechnen. 
Unter Berücksichtigung der C-C- und C-H-Bindungslängen ergibt sich für ein Naphthalinmo-
lekül die in Abbildung 6.18 berechnete planare Kontaktoberfläche.  
Legt man des Weiteren folgende Annahmen zugrunde 
1.  Kugelförmige Kolloide 
2.  Vollständige Belegung der Kolloidoberfläche mit Naphthalin  
3.  Keine Mehrschichtadsorption 
4.  Planare Orientierung des Naphthalins an der Kolloidoberfläche 
kann gemäß Tabelle 6.6 aus den einzelnen Rechenschritten (1 – 7) in erster Näherung eine 
Naphthalinkonzentration von ~ 4,4 µg/l für das Grundwasser abgeleitet werden, die durch 
Kolloide bedingt ist. 
Tabelle 6.6: Abschätzung der kolloidbedingten Naphthalinkonzentration 
1. mittlere Kolloidkonzent-
ration [Teilchen/Liter] 
2. mittlere Kolloid-
durchmesser [nm] 
3. mittlere Gesamt-
oberfläche [nm2/Liter] 
4. Moleküloberfläche 
Naphthalin [nm2] 
5,70 E+08 1,80 E+03 5,80 E+15 2,80 E-01 
5. Kolloidsorbiertes Naph-
thalin [Moleküle/Liter] 
6. Kolloidsorbiertes 
Naphthalin [mol/Liter] 
2,07 E+16 3,45 E-08 
7. Kolloidbedingte Naphthalinkonzentration 
[µg/l] 
4,41 
 
Stellt man diesen Befund in Relation zu den tatsächlich am Mo-dellstandort im Grundwasser 
vorhandenen Naphthalinkonzentrationen, kann der kolloidale Transport nur eine untergeord-
nete Rolle bei der PAK-Verfrachtung spielen. So liegt z.B. am Modellstandort in 40 m Entfer-
nung vom Schadensherd (Messstelle E3/15) in 13-14 m u. GOK eine Naphthalinkonzentrati-
on von 6.000 µg/l (siehe Tabelle 6.3) vor. 
6.4.2 ESEM-Messungen 
Um einen eventuellen Schadstofftransport durch große, diffuse Kolloide (suspendierte Parti-
kel) auszuschließen, wurden zusätzlich Partikelbestimmungen mit Hilfe eines Rasterelektro-
nenmikroskops für ausgewählte Grundwasserproben durchgeführt. Bei der Rasterelektro-
nenmikroskopie handelt es sich um eine Bestimmung von Feststoffoberflächen mit einem 
fokussierten Elektronenstrahl. Die Oberflächenbestimmung erfolgt, indem die Probe mit dem 
Elektronenstrahl entlang eines festgelegten Rasters überstrichen wird, bis die gewünschte 
Oberfläche vollständig abgetastet ist. Die dabei auftretenden verschiedenen Wechselwirkun-
gen, die bei der Abtastung mit dem energiereichen Elektronenstrahl erzeugt werden (rückge-
streute, Sekundär- und Auger-Elektronen, Röntgenfluoreszenz sowie Photonen unterschied-
licher Energien), werden für verschiedene Oberflächenstudien genutzt [Skoog 1996]. Im Ge-
gensatz zu den herkömmlichen Elektronenmikroskopen bietet die Messung mit dem ESEM 
(Environmental Scanning Electron Microscopy) den Vorteil, dass Proben auch unter Was-
serdampfatmosphäre (bis 10 Torr) abgebildet werden können [Bradley 1999]. Zur Abbildung 
der Oberflächenstruktur werden dabei die aus dem primären Elektronenstrahl entstehenden 
Sekundärstrahlen genutzt. 
116   
 
Insgesamt wurden im Rahmen der ESEM-Messungen 6 ausgewählte Grundwasserproben 
vom Standort (E1/3, E3/15, E5/21 aus einer Tiefe von 13-14 m und 24-25 m) sowie eine 
Blindprobe aus Leitungswasser untersucht. Um Alterungsprozesse zu vermeiden, wurden 
wie bei den LIBD-Messungen die Probenahme und die analytische Bestimmung an einem 
Tag durchgeführt. Die Probenvorbereitung und Analyse erfolgten durch das Forschungszent-
rum Karlsruhe am Institut für Technische Chemie, Bereich Wasser- und Geotechnologie. 
Jeweils 150 ml Probe wurden über einen 0,2 µm Membranfilter abfiltriert und anschließend 
bei 0,9 Torr unter dem ESEM untersucht. Die mittels der ESEM-Technik untersuchten Pro-
ben zeigten keine kolloidalen Strukturen, die auf eine hohe Oberfläche und somit auf eine 
hohe Sorptionskapazität für Schadstoffe schließen lassen. So sind in Abbildung 6.19 ledig-
lich die Oberflächenstrukturen der beiden verwendeten Membranfilter für die Grundwasser-
proben der Messstellen E3/15 und E1/3 zu erkennen. 
Abbildung 6.19: Aufnahmen der ESEM-Untersuchungen aus der Tiefe von 13-14 m u. GOK: 
(links: Messstelle E1/3; rechts: Messstelle E3/15) 
Vereinzelt konnten, wie in Abbildung 6.20 dargestellt, in einigen Grundwasserproben (E5/21; 
E3/15) große Sand bzw. Tonkörner nachgewiesen werden, die allerdings aufgrund der ge-
ringen Anzahl nicht entscheidend für einen Schadstofftransport im Grundwasser verantwort-
lich sein können. 
Abbildung 6.20: Aufnahmen der ESEM-Untersuchungen der Messstelle E5/21 aus einer Tiefe 
von 24-25 m u. GOK (links und rechts: SiO2 Verbindungen) 
 
Bestimmung der Schadstoffkonzentration und -verteilung am Modellstandort 117 
 
6.4.3 Schlussfolgerungen aus den Kolloiduntersuchungen 
Wie die Kolloiduntersuchungen gezeigt haben, liegen im Grundwasser nur verhältnismäßig 
wenige Kolloide vor. Mit etwa 5*108 Teilchen/Liter entspricht die Kolloidkonzentration in etwa 
dem eines Leitungswassers. Diese Kolloidkonzentration reicht nicht aus, um die hohen PAK-
Konzentrationen im Grundwasser von einigen mg/l zu beschreiben. Einen möglichen Trans-
port der hohen PAK-Frachten durch möglicherweise sehr große, diffuse Kolloide (suspen-
dierte Partikel) konnte durch die ESEM-Untersuchungen ausgeschlossen werden. 
Da sowohl die LIBD als auch die ESEM-Messungen auf keine relevante Verfrachtung der 
Schadstoffe durch Kolloide hinweisen, müssen die im Grundwasser nachgewiesenen PAK in 
gelöster Form vorliegen. Dies steht im Einklang mit der abgeleiteten guten PAK-
Verfügbarkeit und den am Standort beobachteten gering sorbierten PAK-Mengen auf dem 
Aquifermaterial. Insgesamt stellen die geringen sorbierten PAK-Mengen auf dem Aquiferma-
terial und der mengenmäßig überwiegend im Wasser gelöste niedermolekulare PAK-Anteil 
eine sehr gute Randbedingung für mikrobiologische Abbauprozesse dar. Die gelösten 
Schadstoffkomponenten sind für mikrobiologische Prozesse gut zugänglich und können da-
her schneller mikrobiologisch umgesetzt werden. Würden hingegen die PAK im Wasser pri-
mär auf Kolloiden vorliegen, wäre der mikrobiologische Abbau erschwert.  
 
118   
 
7 Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Mo-
dellstandort 
Die Ergebnisse der Grundwasser- und Sedimentuntersuchungen (siehe Kapitel 6) haben 
gezeigt, dass die im Wasser entlang des Abstroms beobachtete Konzentrationsabnahme der 
niedermolekularen PAK nicht primär sorptionsbedingt ist. Der überwiegende PAK-
Mengenanteil ist im Wasser gelöst und wird nicht durch Kolloide verfrachtet. Dieser Befund 
steht ebenfalls im Einklang mit den Ergebnissen der Verfügbarkeitsstudie aus Kapitel 5.9, mit 
der eine gute Verfügbarkeit der im Wasser gelösten PAK am Standort abgeleitet wurde. Die 
Konzentrationsabnahme der PAK im Grundwasser, bei gleichzeitig geringer Sorptionsten-
denz der niedermolekularen PAK, muss somit auf einen mikrobiologischen Abbau zurückge-
führt werden. Dass ein mikrobiologischer Abbau am Modellstandort tatsächlich vorliegt, 
konnte in Batchversuchen experimentell bestätigt werden [Schulze 2003]. Zudem weisen 
Veränderungen im CKW-Muster entlang des Abstroms (siehe Kapitel 6.2.2) auf eine mikro-
biologische Aktivität hin.  
Um das Vorliegen einer mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort zusätzlich zu unter-
mauern, wurden zwei weitere, voneinander unabhängige Kenngrößen entlang der Haupt-
schadstoffachse untersucht. Dazu wurde zum einen der im Sediment vorhandene Ei-
sen(II)/(III)-Gehalt und zum anderen die im Aquifer vorherrschende Temperatur bestimmt. 
Mit Hilfe der spezifischen Eisenbestimmung können (siehe Abschnitt 7.1) Bereiche einge-
grenzt werden, in denen eisenreduzierende Prozesse stattfinden. Treten derartige Prozesse 
im Aquifer auf, ist dies folglich ein zusätzlicher Nachweis für die Existenz mikrobiologischer 
Abbauprozesse am Modellstandort. Anders als bei den Eisenuntersuchungen sind hingegen 
die direkt im Aquifer durchgeführten Temperaturmessungen unbeeinflusst von jeglicher Pro-
bennahme und von externen Störeinflüssen. Wie im Verlauf der Arbeit aufgezeigt werden 
soll, können diese ein geeignetes Instrument zur kostengünstigen In-Situ-Langzeit-
überwachung von reaktiven mikrobiologischen Prozessen darstellen. 
7.1 Bestimmung der Eisen(II)/(III)-Gehalte am Modellstandort 
7.1.1 Hintergrund 
Die Ermittlung des Eisengehalts im Aquifer wurde für die Identifizierung zur mikrobiologi-
schen Aktivität ausgewählt, da sich in Studien [Lovley 1991, Lovley & Phillips 1987, Lovley & 
Phillips 1986, Roden & Zachara 1996] gezeigt hat, dass die Eisen(III)-Spezies unter anaero-
ben Bedingungen neben Nitrat, Mangan(IV), Sulfat und Kohlendioxid einen wichtigen termi-
nalen Elektronenakzeptor beim oxidativen mikrobiologischen Abbau darstellen (siehe Tabelle 
2.1). Sind Nitrat und Sauerstoff als Oxidationsmittel innerhalb der Schadstofffahne aufge-
zehrt, werden Eisen(III)-Verbindungen aus dem Sediment aufgrund der gegenüber von Sul-
fat und Kohlendioxid günstigeren Energieausbeute durch mikrobiologische Prozesse ver-
stärkt zu Eisen(II) reduziert (Kapitel 2.3.4). Die gebildeten Eisen(II)-Ionen werden ins Grund-
wasser freigesetzt und können dort wieder Oxidations-, Fällungs- und Adsorptionsprozessen 
unterliegen. Im abstromigen Verlauf zur Altlast führen derartige Prozesse zu einer Verschie-
bung im Gehalt und in der Zusammensetzung der Eisenspezies im Aquifermaterial. Es bilden 
sich Bereiche im Aquifer aus, in denen es zu einer Veränderung der Eisen(II)-zu-Eisen(III) 
Verhältnisse im Feststoff kommt [Kennedy et al. 1998, Heron & Crouzet 1994 b]. So werden 
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 119 
 
im Nahbereich zu den Schadensherden vermehrt Eisen(II)-Spezies angetroffen, im Zustrom 
und im weiteren Abstrom überwiegen hingegen die Eisen(III)-Spezies im Feststoff.  
Die eindeutige Identifizierung einer solchen Verschiebung im Eisenmuster ist jedoch nur mit 
Hilfe von Feststoffanalysen des Aquifermaterials möglich. Auf Grundwasseranalysen kann 
nicht zurückgegriffen werden, da Eisen(III) im Gegensatz zu Eisen(II) unter den gegebenen 
Bedingungen (pH ~ 7) im Grundwasser praktisch unlöslich ist und überwiegend als minerali-
scher Bestandteil im Aquifer vorliegt. Auch im Hinblick auf die Abschätzung des am Standort 
vorhandenen Eisen(III)-Oxidationspotentials sind Feststoffanalysen unabdingbar. Speziell bei 
Abbauvorgängen, die auf der Reduktion von Eisen(III) beruhen, ist eine derartige Abschät-
zung der Oxidationskapazität überaus wichtig. Zumal die Eisen(III)-Verbindungen als Oxida-
tionsmittel nur im begrenzten Umfang im Aquifer vorhanden sind. Zwar stellen Eisen(III)-
Verbindungen neben Sulfat, verglichen mit den geringen Mengen an Sauerstoff und Nitrat 
(typischerweise < 8mg/l O2 bzw. < 10 mg/l NO3-), einen bedeutsamen Elektronenakzeptoran-
teil dar [Kennedy et al. 1998], jedoch führen die Reduktionsprozesse zwangsläufig zu einem 
Verbrauch der im Aquifer vorhandenen Eisen(III)-Mineralien. Bei der Beurteilung des mikro-
biellen Abbaus durch Eisen(III)-Reduktion kommt daher zusätzlich zur Identifizierung der 
Eisen(III)/(II)-Reduktionszone der Ermittlung der im Aquifer vorhandenen Eisen(III)-Gehalte 
eine besondere Bedeutung zu. Aus diesem Grund ist die Bestimmung der in einem Aquifer 
vorliegenden Eisenspezies Gegenstand vieler Publikationen [Heron & Crouzet 1994 a; Heron 
& Crouzet 1994 b; Haese et al. 1997; Kennedy et al. 1998; Wallmann & Hennies 1993; Ken-
nedy et al. 2001]. Naturgemäß spielen allerdings nur die Eisen(III)-Gehalte eine Rolle, die für 
mikrobiologische Abbauprozesse verfügbar sind. Der Ausdruck „bioverfügbares Eisen“ ist 
zwar begriffsmäßig definiert, der tatsächlich bioverfügbare Anteil kann aber naturwissen-
schaftlich nur schwer quantifiziert werden. Eine Abschätzung des biologisch verfügbaren 
Eisens erfolgt daher vielfach aus gewonnen Sedimentproben mit verschieden milden nass-
chemischen Aufschlussverfahren [Kennedy et al. 1998; Heron & Crouzet 1994 b]. 
Eisen liegt in Böden und Aquifern aufgrund seiner Elektronenkonfiguration (sechs d-
Elektronen in der M- und zwei s- Elektronen in der N-Schale) überwiegend in der zwei- oder 
dreiwertiger Oxidationsstufe vor. Die dabei häufigsten oxidischen und sulfidischen Eisenmi-
neralien, die nach Heron & Crouzet [1994 b] in aeroben und anaeroben Aquifern angetroffen 
werden, sind in Tabelle 7.1 zusammengefasst. 
Tabelle 7.1: Häufig anzutreffende Eisenspezies in aeroben und anaeroben Aquifern 
Eisenminerale Bezeichnung Chemische Formel 
Fe(III) Eisen(III)-hydroxid Fe(OH)3 
 Goethit α-FeO(OH) 
 Lepidokrokit („Rost“) γ-FeO(OH) 
 Hämatit α-Fe2O3 
Fe(II) Siderit FeCO3 
 Magnetkies FeS 
 Pyrit FeS2 
Fe(II)/Fe(III) Magnetit Fe3O4 
120   
 
Das in Form von Eisen(III)-hydroxid (wasserreiches Hydroxid der Formel Fe2O3 ⋅x H2O) ge-
bundene Eisen tritt insbesondere in Aquiferbereichen auf, wenn z.B. reduziertes Eisen(II)-
haltiges Wasser in Kontakt mit sauerstoffhaltigem Grundwasser kommt. Die gelösten Ei-
sen(II)-Ionen werden oxidiert und fallen als Eisen(III)-hydroxide im Wasser aus und führen 
unter anderem zu den typischen Verockerungserscheinungen in Brunnen. Unterliegt das 
Eisen(III)-hydroxid einer Dehydrierung, bildet sich Goethit aus, das sich auch in der Natur als 
„Nadeleisenerz“ (dunkelbraune Nadeln) findet [Hollemann 1985]. Eine im Vergleich zum 
Goethit unbeständigere Modifikation des Metahydrids FeO(OH) stellt der Lepidokrokit dar, 
eine Eisen(III)-Verbindung, die auch gemeinhin als „Rost“ bezeichnet wird.  
All diesen o.g. Eisen(III)-Verbindungen ist gemeinsam, dass sie durch Zugabe von (verdünn-
ten) Säuren gut und vergleichsweise schnell in Lösung gebracht werden können. Nahezu 
unlöslich in Säuren ist hingegen Hämatit, der z.B. durch weitere Wasserabspaltung aus 
Goethit (Temperatur von 220°C) entsteht [Hollemann 1985]. Dennoch werden in verschiede-
nen Publikationen Säureaufschlüsse angewendet, um den als Hämatit vorliegenden Ei-
sen(III)-Anteil in Sedimenten zu ermitteln [Heron & Crouzet 1994 b; Kennedy et al. 1999; 
Haese et al. 1997]. Teilweise werden hierbei Wiederfindungsraten von deutlich über 70 % 
erhalten. Dieser Befund einer guten Säurelöslichkeit des Hämatits steht im deutlichen Wider-
spruch zu gängigen Lehrbüchern in der Chemie [Hollemann 1985; Schmidkonz 2002; Jander 
1989, Lux & Fichtner 1992]. Zur quantitativen Bestimmung des Eisen(III)-oxids werden in 
chemischen Lehrbüchern Verfahren angewendet, die z.B. auf einem sauren Schmelzauf-
schluss mit Kaliumhydrogensulfat basieren. Die Umsetzung entspricht folgender Bruttoglei-
chung: 
  Fe2O3 + 6 KHSO4 → Fe2(SO4)3 + 3 K2SO4 + 3 H2O↑ 
Sehr wahrscheinlich ist die in den verschiedenen Publikationen festgestellte Säurelöslichkeit 
von Eisen(III)-oxid auf die Verwendung von künstlich hergestellten Eisen(III)-Verbindungen 
zurückzuführen, da die Eigenschaften des Eisen(III)-oxids stark von dessen Vorbehandlung 
abhängen. Zum Beispiel löst sich künstlich hergestelltes, sehr schwach erhitztes Eisen(III)-
oxid langsam in Säuren, wogegen geglühtes Eisen(III)-oxid auch in heißen konzentrierten 
Säuren unlöslich ist [Hollemann 1985]. Natürliches Eisen(III)-oxid (Hämatit) unterliegt jedoch  
über geologische Zeiträume einer Diagenese und ist mit künstlich hergestellten Eisen(III)-
oxiden nicht vergleichbar. Insofern sollte zur Bestimmung der Wiederfindungsrate von Ei-
sen(III) aus Hämatit bei nasschemischen Extraktionsverfahren nicht auf industriell hergestell-
te Eisen(III)-oxide zurückgegriffen werden. 
Ebenfalls fast unlöslich in Säuren ist Magnetit (Fe3O4), ein sehr stark ferromagnetisches Ei-
sen(II/III)-oxid mit Spinellstruktur. Es stellt die stabilste Oxidform des Eisens dar und wird 
wegen seiner großen Beständigkeit gegenüber Säuren, Laugen und Chlor [Hollemann 1985] 
unter anderem zur Herstellung von Elektroden für die Chloralkali-Elektrolyse verwendet. Die 
geringe Löslichkeit spiegelt sich auch in den von Kennedy et al. [1998] durchgeführten Ver-
suchen wider. So ließen sich auch nach 48 h unter Anwendung einer heißen 12 n HCL-
Lösung nur etwa 1 % an Eisen aus dem Magnetit extrahieren. Die in der Literatur ebenfalls 
für Magnet beschriebenen guten Eisen-Extraktionsausbeuten mit Säureaufschlüssen [Heron 
& Crouzet 1994 b] sind vor diesem Hintergrund allerdings wenig plausibel.  
Hinsichtlich der in Tabelle 7.1 aufgelisteten Eisen(III)-Verbindungen sind die Eisen(II)-
spezies Siderit und Magnetkies mit Säureaufschlüssen gut zugänglich und können schon mit 
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 121 
 
verdünnten, schwachen Säuren leicht in Lösung gebracht werden. Zum Beispiel ist Siderit 
schon in kohlendioxidhaltigem Wasser unter Bildung von Eisen(II)-Hydrogencarbonat löslich: 
  FeCO3 + H2O + CO2 →Fe(HCO3)2 
Neben dem Mineral Magnetkies tritt Eisensulfid sehr häufig aufgrund von Fällungsreaktionen 
von gelösten Eisen(II)-Ionen mit Sulfid (aus Sulfatreduktion) in anaeroben Aquifern auf. So 
konnten unter anderem Kennedy et al. [1998; 1999] und Heron & Crouzet [1994 b] in Aqui-
fern mit einem hohen organischen Schadstoffanteil einen erhöhten Eisensulfidanteil nach-
weisen. Visuell äußert sich dieser erhöhte Eisensulfidanteil in anaeroben Zonen durch die 
schwarze Verfärbung des Aquifermaterials, wobei das frisch gebildete Eisensulfid im feuch-
ten Zustand an Luft nicht beständig ist und unter Aufhellung der Färbung zu Eisen(III)-
Hydroxid und Schwefel oxidiert [Hollemann 1984].  
Beim Pyrit erfolgt die Mineralbildung magmatisch-hydrothermal, metamorph oder sedimen-
tär. Im anoxischen Milieu entsteht Pyrit unter der Beteiligung von Bakterien, die gelöste Sul-
fationen zu Sulfid reduzieren. Das Sulfid reagiert wiederum mit Eisen(II) zu metastabilem 
Eisen-Monosulfid, welches in einem langsamen diagenetischen Prozess zu Pyrit umgeformt 
wird [Kennedy et al. 1998; Hakanson & Jansson 1993]. Gegenüber den beiden Eisen(II)-
Verbindungen Siderit und Magnetkies weist Pyrit eine wesentlich höhere Säurebeständigkeit 
auf und geht z.B. mit konzentrierter Salzsäure [Rösler 1980; Schröcke & Weiner 1981]  nicht 
in Lösung. Unter oxidativen Randbedingungen ist Pyrit hingegen nicht stabil. Auf diese Wei-
se ist es möglich, mit einer H2O2-Lösung oder mit oxidativ wirksamer Salpetersäure natürlich 
gebildetes Pyrit aufzuschließen und in Lösung zu bringen. Hierbei wird das im Pyrit enthalte-
ne Sulfid und Eisen(II) entsprechend  
  FeS2 + H2O + 3,5 O2 →Fe2+ + 2 SO42- + 2 H+  
  Fe2+ + H+ + 0,25 O2 →Fe3+ + 0,5 H2O 
zu Sulfat und Eisen(III) aufoxidiert. Bei dieser Reaktion nimmt die Acidität der Lösung insge-
samt zu. Der Effekt der pH-Wert Erniedrigung konnte im Rahmen von Vorversuchen eben-
falls festgestellt werden, als Pyrit mit einer pH-neutralen Wasserstoffperoxidlösung versetzt 
wurde. 
7.1.2 Konzeption eines Extraktionsschemas zur Bestimmung der Eisen-
gehalte im Aquifer 
Liegen eisenreduzierende Prozesse am Standort vor, müsste sich dies entsprechend Ab-
schnitt 7.1.1 in einer Verschiebung im Gehalt und in der Zusammensetzung der Eisenspe-
zies entlang des Abstroms äußern. In diesem Zusammenhang kommt der Kapazität an Ei-
sen(III) als auch der Eisenverfügbarkeit eine zentrale Rolle zu (siehe Abschnitt 7.1.1). Vor 
dem Hintergrund, dass speziell bei NA-Fragestellungen für die räumliche Auskartierung ei-
senreduzierender Bereiche und für die Abschätzung der Eisen(III)-Oxidationskapazität sowie 
der Eisenverfügbarkeit geeignete Erkundungs- bzw. Beurteilungsmethoden fehlen, wurde ein 
nasschemisches Extraktionsverfahren entwickelt. Aufbauend auf dem unterschiedlichen Lö-
sungsverhalten der Eisenspezies gegenüber Säuren, waren hierzu verschiedene Säureauf-
schlüsse geplant, die zu einem Extraktionsschema zusammengestellt und auf ausgewählte 
Feststoffproben aus der Fahnenachse angewendet werden sollten. Der Aufbau des Extrakti-
onsschemas ist in Abbildung 7.1 dargestellt, wobei für die Konzeption und Ausarbeitung des 
122   
 
Schemas die typischerweise im Aquifer vorhandenen Eisenverbindungen aus Tabelle 7.1 
berücksichtigt wurden. 
Abbildung 7.1: Extraktionsschema zur Eisenbestimmung 
Insgesamt beinhaltet das Extraktionsschema vier verschiedene Säureaufschlüsse, die unab-
hängig voneinander auf das zu untersuchende Feststoffmaterial vom Modellstandort ange-
wendet wurden. Als schwacher Säureaufschluss wurde eine 0,1 m H2SO4 Lösung verwen-
det, mit dem die leicht löslichen Eisenanteile im Aquifer, wie z.B. frisch gebildetes Eisen(III)-
Eisenspezies im Aquifer
1).  Säurelösliche Fe-Spezies:
Fe(II)-Spezies z.B. FeS; FeS2; FeCO3
Fe(III)-Spezies z.B. FeOOH, Fe(OH)3; (Fe2O3) 
2). Gering säurelösliche Fe-Spezies: z.B. Fe3O4 , Fe2O3 
ca.100g 
Sediment
(gemahlen)
24h
HNO3/H2O2
 bei RT
24h
0,1m H2SO4  
bei RT,N2
24h
1m H2SO4 
bei RT, N2
24h
32%ige HCl 
bei RT
Lösung von
  
FeS, FeCO3, FeOOH
und Fe(OH)3
Anwendung von
Aufschlussverfahren
(Schmelzaufschluss)
 
Lösung von
  
Fe2O3 > HNO3/H2O2
FeS, FeCO3, FeOOH,
Fe(OH)3
biologisch 
leicht verfügbares Eisen
 (in Lösung als Fe2+,Fe3+)
hydrochemisch 
verfügbares Eisen
(langer Zeitraum)
(in Lösung als Fe2+,Fe3+)
Gesamteisen,
säurelöslich 
ohne FeS2
(in Lösung als Fe2+,Fe3+)
Photometrische: Fe2+ 
ICP: Fe-Gesamt
Fe3+ =[ Fe-Gesamt] - [Fe2+]
Lösung von
  
wenig Fe2O3, FeS,
FeCO3, FeOOH und
Fe(OH)3
Lösung von
  
Fe2O3 < HCl, 
FeCO3, FeOOH, FeS,
Fe(OH)3 und FeS2
Gesamteisen,
säurelöslich 
inklusive FeS2
(in Lösung als Fe3+)
unlöslicher Rest
 
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 123 
 
Hydroxid, Eisensulfid und Eisencarbonat erfasst werden sollten. Dieser Anteil wurde als 
leicht verfügbares Eisen definiert, der biologisch gut zugänglich ist. Auf die Verwendung ei-
ner 0,5 m HCl-Lösung zur Abschätzung des bioverfügbaren Eisens [Kennedy et al. 1998] 
wurde nicht zurückgegriffen, da diese zu Minderbefunden bei der photometrischen Eisen(II)-
Bestimmung nach DIN 38406-E1 führte. Dieser Befund zeigte sich insbesondere bei durch-
geführten Vorversuchen mit Sedimentproben vom Standort, da sich trotz Gegenwart von 
Eisen(II)-Verbindungen und Zugabe von 1,10-Phenanthrolin kein orangeroter Farbkomplex 
ausbildete.  
Der über einen längeren Zeitraum in das Grundwasser freigesetzte Eisenanteil sollte durch 
den 1 m H2SO4-Aufschluss widergespiegelt werden. Er stellt das hydrochemisch verfügbare 
Eisen dar und ist eine Art „Best Case Scenario“ von potentiell für Mikroorganismen zugängli-
chem Eisen. Die beiden Aufschlüsse mit 32%iger HCl und HNO3/H2O2 (Volumenverhältnis: 
3:1) dienen schließlich dazu, den zusätzlich zu den H2SO4-Aufschlüssen, säurelöslichen  
aber mikrobiologisch unzugänglichen Eisengehalt im Sediment zu bestimmen. Aufgrund der 
oxidierenden Wirkung der Mischung aus HNO3/H2O2 wird bei diesem Säureaufschluss ge-
genüber dem HCl-Aufschluss zusätzlich Pyrit miterfasst. Auf die Verwendung mit 32%iger 
HCl wurde zurückgegriffen, da in der Literatur vielfach konzentrierte Salzsäure zur Erfassung 
des im Aquifer vorliegenden Eisengehaltes vorgeschlagen wird [Heron & Crouzet 1994 b]. 
Die Bestimmung der Eisen(II)- und Eisen(III)-Gehalte, wie sie nach den Schwefelsäureauf-
schlüssen durchgeführt werden kann, ist bei der Anwendung der Aufschlüsse mit 32%iger 
HCl der HNO3/H2O2 nicht möglich. Zum einen werden bei der Verwendung der HNO3/H2O2 
Aufschlüsse alle ursprünglich vorliegenden Eisen(II)-Ionen zu Eisen(III) aufoxidiert. Zum 
anderen kommt es bei der 32%igen HCl zu einer Störung bei der photometrischen Eisen(II)-
Bestimmung. Eventuell ist diese Störung auf die hohen Chloridkonzentrationen zurückzufüh-
ren, die die Ausbildung von Chlorokomplexen mit den gelösten Eisenionen begünstigen. 
Auch nach den stärksten Aufschlüssen (32%ige HCl und HNO3/H2O2) verbleibt ein noch un-
aufgeschlossener Restanteil an Eisen im Aquifermaterial (z.B. Eisensilicate und Eisenmine-
rale wie z.B. Hämatit). Für die Bestimmung des tatsächlich im Sediment vorliegenden Ge-
samteisengehaltes müsste daher dieser unlösliche Rest, wie in  Abbildung 7.1 dargestellt ist, 
aufgeschlossen werden. Im Hinblick auf eine Identifizierung mikrobiologischer Prozesse so-
wie zur Beurteilung des mikrobiologisch zugänglichen Oxidationspotentials an Eisen(III)-
Verbindungen am Modellstandort, wurde ein derartiger Verfahrensschritt allerdings nicht 
durchgeführt, da dieser gebundene Eisenanteil nach derzeitigem Kenntnisstand für mikrobio-
logische Prozesse unzugänglich sein sollte.  
Basierend auf dem schematisch dargestellten Extraktionsansatz (siehe Abbildung 7.1), wur-
den Vorversuche mit verschiedenen Eisenverbindungen durchgeführt. Hierbei sollten die 
postulierten Unterschiede in den Extraktionsausbeuten bei den Säureaufschlüssen überprüft 
und die Wiederfindungsraten ermittelt werden. Eingesetzt wurden leichtlösliche Eisen(II)- und 
Eisen(III)-Verbindungen in Form von Eisen(II)-Sulfid und Eisen(III)-Nitrat sowie die natürli-
chen Eisenminerale Pyrit und Hämatit. Auf die Verwendung von Eisenmineralien wurde zu-
rückgegriffen, da im Rahmen der Überprüfung auch der Einfluss der Diagenese auf das Lö-
sungsverhalten des im Aquifer vorkommenden Hämatits und Pyrits untersucht werden sollte. 
Die detaillierte Vorgehensweise zur Überprüfung der Säureaufschlüsse ist in Abbildung 7.2 
zusammengestellt. 
124   
 
Insgesamt wurden für jeden Säureaufschluss 3-fach Ansätze hergestellt. Nach Einwaage der 
Eisenverbindungen und entsprechender Säurezugabe wurde das Gemisch mit einem 
Magnetrührer 24 h gerührt. Sowohl der 0,1 m H2SO4 als auch der 1 m H2SO4 Säureauf-
schluss erfolgte unter Schutzgas (N2) bei Raumtemperatur. Zwar sind die Eisen(II)-Ionen im 
sauren Bereich weniger stark reduzierend [Jander & Blasius 1989], jedoch sollten mögliche 
Oxidationsreaktionen während der Durchführung der Säureaufschlüsse, die zu Minderbefun-
den an Eisen(II) führen könnten, durch eine Stickstoffatmosphäre ausgeschlossen werden. 
Für die Säureaufschlüsse mit HNO3/H2O2 und 32%iger HCl wurde hingegen kein Schutzgas 
verwendet, da in beiden Fällen nur der Gesamteisengehalt mittels ICP-OES (Optima 
2000 DV mit AS-90 von Perkin Elmer) unspezifisch bestimmt wurde. Im Gegensatz dazu 
erfolgte für die beiden H2SO4-Aufschlüsse eine Quantifizierung der Eisen(II)- und Eisen(III)-
Gehalte. Die Eisen(II)-Gehalte wurden entsprechend DIN 38406-E1 bei 514 nm photomet-
risch (Lambda 14 Spectrometer von Perkin Elmer) bestimmt, die der Eisen(III)-Gehalte aus 
Differenzbildung der ICP-OES Messwerte (Summe aus Eisen(II) und Eisen(III)) und der pho-
tometrisch ermittelten Eisen(II)-Gehalte. 
Wie sich während der Versuchsdurchführung zeigte, konnte Hämatit mit allen Säureauf-
schlüssen innerhalb von 24 h nicht in Lösung gebracht werden. Pyrit konnte nur oxidativ mit 
Abbildung 7.2: Vorgehensweise zur Überprüfung der verschiedenen Säureaufschlussverfahren 
Mischung aus:
FeS (Fa. Fluka), FeS2 (Pyrit-Mineral)
Fe(NO3)3 (Fa. Fluka),
 Fe2O3  (Hämatit- Mineral) 
1.  Versuch
0,1m H2SO4
3.  Versuch
HNO3/H2O2
2.  Versuch
1m H2SO4
Unter Schutzgas N2
24h rühren bei RT
3-fach Ansätze
  In Lösung  
FeS, Fe(NO3)3
  In Lösung  
FeS, Fe(NO3)3
(Fe2O3 > Versuch 3)
  In Lösung  
FeS, FeS2, Fe(NO3)3
 (Fe2O3)
Photometrisch (DIN 38406): Fe2+  
ICP: Gesamteisen (Fe2+ u. Fe3+)
Fe3+ = Fe-Gesamt - Fe2+ 
ICP-OES  Messung 
(238,204 nm):
 Gesamteisen (Fe3+ u. Fe2+) 
4.  Versuch
32% ige HCl
Ohne Schutzgas N2
24h rühren bei RT
  In Lösung  
FeS, Fe(NO3)3, (Fe2O3)
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 125 
 
HNO3/H2O2 gelöst werden und war gegenüber den anderen beiden Säuren (32%ige HCl und 
H2SO4) beständig. Eisen(II)-Sulfid und Eisen(III)-Nitrat lösten sich in allen Säuren 
rückstandslos auf. Das beobachtete Lösungsverhalten der unterschiedlichen Eisenverbin-
dungen entspricht somit den in Abbildung 7.2 getroffenen Annahmen und wurde durch die 
Messergebnisse der analytischen Untersuchungen bestätigt. Diese sind zusammen mit den 
Einwaagen und den für die jeweiligen Säureaufschlüsse als lösbar angenommenen Eisen-
mengen (= postulierte Eisenmenge) in Tabelle 7.2 aufgeführt.  
Tabelle 7.2: Ergebnisse der Überprüfung der verschiedenen Säureaufschlussverfahren 
 
Einwaage 
Fe(II)    
(Summe) 
[mg] 
Fe(II)-Menge 
postuliert   
(gelöst) 
[mg] 
Messergebnis 
Fe(II) 
[mg] 
Einwaage 
Fe(III) 
(Summe) 
[mg] 
Fe(III)-Menge 
postuliert  
(gelöst) 
[mg] 
Messergebnis 
Fe(III) 
[mg] 
0,1 m H2SO4 14,8 ± 1,5 7,2 ± 0,6 8,9 ± 0,7 19,4 ± 0,6 2,8 ± 0,1 3,0 ± 1,1 *1) 
1 m H2SO4 16,4 ± 2,2 7,0 ± 0,5 7,0 ± 0,8 19,6 ± 1,0 3,0 ± 0,3 4,1 ± 1,2 *1) 
HNO3/H2O2 16,0 ± 1,0 -------- -------- 21,0 ± 6,2 18,8 ± 1,1 *2) 16,4 ± 1,7 *2) 
32%ige HCl 16,4 ± 1,5 -------- -------- 21,6 ± 2,6 9,3 ± 0,1 *2) 10,0 ± 0,2 *2) 
*1) nach Fehlerfortpflanzung folgt für σ2Fe(III) = σ2Fe(II+III)+ σ2Fe(II); *2) entspricht Fe(II+III) 
Für die beiden H2SO4-Aufschlüsse stimmen die ermittelten Eisengehalte mit den postulierten 
Eisengehalten gut überein. Dieser Befund resultiert daraus, dass von den eingesetzten Ei-
senverbindungen nur Eisen(II)-Sulfid und Eisen(III)-Nitrat gelöst wurden. Eine weitgehende 
Übereinstimmung zwischen den vorausgesagten und analytisch ermittelten Eisenmengen gilt 
auch bei den Aufschlüssen mit HNO3/H2O2 und 32%iger HCl. Der gegenüber dem Auf-
schluss mit 32%iger HCl höhere Gesamteisengehalt bei HNO3/H2O2 ist hierbei auf den zu-
sätzlich vollständigen Aufschluss des Pyritminerals zurückzuführen. 
Zur Ermittlung der einzelnen Wiederfindungsraten dürfen jedoch aufgrund der Selektivität der 
Säureaufschlüsse nur die Eisenverbindungen berücksichtigt werden, die auch durch die ver-
schiedenen Säureaufschlüsse in Lösung gebracht werden. Als richtiger Wert ist daher nicht 
die Einwaage, sondern die aus dem unterschiedlichen Lösungsverhalten der Eisenverbin-
dungen hergeleitete postulierte Eisenmenge aus Tabelle 7.2 zugrunde zu legen. Die vor die-
sem Hintergrund ermittelten Wiederfindungsraten der eingesetzten Eisenverbindungen sind 
in Abbildung 7.3 dargestellt. Beim Vergleich der Wiederfindungsraten wird ersichtlich, dass 
die Wiederfindung mit Ausnahme vom HNO3/H2O2-Aufschluss, zwischen 100 – 140 % liegen. 
Für die Beurteilung des Extraktionsansatzes (siehe Abbildung 7.2) ist dieser Überbefund 
angesichts der variierenden Zusammensetzung von natürlichen Mineralien dennoch akzep-
tabel. Zumal der Überbefund wahrscheinlich eine Folge der eingesetzten Mineralien Pyrit 
und Hämatit ist. So ist ein Freisetzen von leichtlöslichen, in die Minerale eingebundenen Ei-
senverbindungen, nicht auszuschließen. Insgesamt entspricht das beobachte Lösungsver-
halten der eingesetzten Eisenverbindungen den ursprünglich getroffenen Annahmen des 
ausgearbeiteten Extraktionsschemas. Mit Anwendung der verschiedenen Extraktionsverfah-
ren sollten daher Unterschiede in der Eisenverfügbarkeit aufgezeigt werden können und 
zugleich in erster Näherung Abschätzungen zum Oxidationspotential möglich sein. 
126   
 
Abbildung 7.3: Wiederfindungsraten für die eingesetzten Eisenverbindungen 
7.1.3 Probengewinnung und Probenvorbereitung für die Eisenuntersu-
chung am Modellstandort 
Zur Untersuchung der Eisen(II)/(III)-Gehalte wurden während der Errichtung der Tiefenmess-
stellen E0/T28 (Oberstrom), T26, E3/T15, E5/T21, E6/T22 und E7/T27 (siehe Lageplan 
Abbildung 3.1) aus unterschiedlichen Tiefen Sedimentproben aus dem Schappenmaterial 
der Bohrungen entnommen. Die während der Bohrung in 1 L Kunststoffflaschen abgefüllten, 
nassen Sedimentproben wurden schließlich bis zur Analyse bei 8°C in einem Kühlraum ge-
lagert. Im Gegensatz zu den Messstellen E0/T28, E6/T22 und E7/T27 wies das Aquifermate-
rial der Messstellen T26, E3/T15, und E5/T21 aus dem Tiefenbereich zwischen 13-14 m u. 
GOK eine Schwarzfärbung mit einem deutlich wahrnehmbaren faulig-schwefligen Geruch 
auf. Schon allein dieser Befund deutet auf mikrobiologische Prozesse sowie auf sulfidische 
Verbindungen (Schwarzfärbung durch Eisen bzw. Mangansulfide) hin. Da die Proben aus 
den anderen Tiefenbereichen keine solchen visuellen Verfärbungen zeigten, erfolgte die de-
taillierte Bestimmung der Eisenverbindungen im Aquifermaterial nur für den Tiefenbereich 
zwischen 13-14 m u. GOK.  
Für die Analyse einer Sedimentprobe wurde im ersten Aufarbeitungsschritt das in der Kunst-
stoffflasche befindliche Restwasser abdekandiert. Anschließend erfolgte die Entnahme einer 
Teilprobe (ca. 1000 g) aus dem Zentrum des Kunststoffbehälters. Wie sich im Fall der Sedi-
mentproben von T26, E3/T15, und E5/T21 zeigte, wiesen die Sedimentproben nach der La-
gerung noch die gleichen charakteristischen Merkmale einer Schwarzfärbung und eines fau-
ligen Geruchs auf, die auch direkt bei der Probengewinnung festgestellt werden konnten.  
Die entnommene Teilprobe wurde gefriergetrocknet und anschließend auf eine Korngröße 
< 3 mm vorgesiebt. Der dabei angefallene Siebrückstand wurde in einen Aluminiumstandzy-
linder überführt und mit einem Aluminiumstempel manuell zerkleinert. Das so zerkleinerte 
Material wurde erneut gesiebt (< 3 mm) und der bereits vorgesiebten Probe zugeführt. Nach 
124
100
107
139
87
107
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0,1mol H2SO4 (pH < 2) 1mol H2SO4 HNO3/H2O2 32% ige HCL
W
ie
de
rf
in
du
ng
  [
%
]
Wiederfindung Fe(II)
Wiederfindung Fe(III)
Wiederfindung Gesamteisen
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 127 
 
der Homogenisierung beider Probenanteile wurde für die weitere Zerkleinerung das Fest-
stoffmaterial in einer Kugelmühle mit einem Achatbecher und entsprechenden Achatkugeln 
auf eine Fein-Mittelkornfraktion aufgemahlen. In Abbildung 7.4 sind die unterschiedlichen 
Probenzerkleinerungsschritte zusammengefasst dargestellt. 
7.1.4 Eisen(II)/(III) Bestimmung 
Die aus dem Probenvorbereitungsschritt gewonnen trockenen, homogenisierten Feststoff-
proben wurden für die unterschiedlichen Extraktionsaufschlüsse in Erlenmeyerkolben einge-
wogen und mit den entsprechenden Säuren versetzt. Die Durchführung der H2SO4-
Aufschlüsse erfolgte hierbei, wie bei den Vorversuchen, unter Luftausschluss. In Tabelle 7.3 
sind die eingesetzten Probenmengen sowie die jeweiligen Säurevolumina aufgeführt. 
Tabelle 7.3: Säurevolumina und Probenmengen 
 0,1 molare H2SO4 1 molare H2SO4 HNO3/H2O2 (3:1) 32% HCl 
Probenmenge 5 g 5 g 5 g 5 g 
Säurevolumina 100 ml 50 ml 50 ml 25 ml 
 
Bedingt durch die hohe Pufferkapazität der im Sediment enthaltenen Carbonate (z.B. Calci-
umcarbonat) mussten die Säurevolumina für jeden Extraktionsversuch individuell gewählt 
werden. Hierdurch konnte sichergestellt werden, dass während des Aufschlusses immer ein 
pH-Wert von < 2 in der Lösung vorlag. Auch bei der anschließenden Feststoffabtrennung 
(ohne Schutzgas) konnten durch den niedrigen pH-Wert daher Fällungsreaktionen durch die 
Bildung von Fe(OH)3 aus Eisen(II) weitgehend ausgeschlossen werden.  
In der gängigen Literatur zur Eisen(II)/(III)-Bestimmung für Sedimentproben wird der Effekt 
des H+-Ionen-Verbrauchs allerdings nicht berücksichtigt. Im Allgemeinen wird mit festen Säu-
revolumina gearbeitet und der pH-Wert nach erfolgter Extraktion nicht überprüft [Heron & 
Crouzet 1994 b; Kennedy et al. 1999; Haese et al. 1997]. Somit können pH-Wert Verschie-
bungen nicht erkannt und eventuelle Fällungsreaktionen nicht ausgeschlossen werden. Inso-
Abbildung 7.4: Probenzerkleinerung (von links: Ausgangs-
material, manuelle Zerkleinerung, Mahlung mit Kugelmühle) 
128   
 
fern ist es fraglich, ob die in der Literatur angewendeten Aufschlussmethoden auch bei car-
bonathaltigen Aquifermaterialien zu reproduzierbaren und aussagekräftigen Ergebnissen 
führen. 
In Abbildung 7.5 sind die Gesamteisengehalte der analysierten Sedimentproben für die un-
terschiedlich starken Säureaufschlüsse dargestellt. Mit Ausnahme der Sedimentprobe E6/22 
konnten, wie erwartet, die höchsten Extraktionsausbeuten mit dem HNO3/H2O2 und dem 
32%igen HCl Säureaufschluß erzielt werden. Ein gegenüber den anderen Messstellen deut-
lich erhöhter Gesamteisenanteil (6000 mg/kg) liegt im Sediment der Messstelle T26 vor. Be-
rücksichtigt man die Lage der Messstelle (direkt im Abstrom zur Schadensquelle) sowie die 
damit verbundenen Randbedingungen (anaerobe Verhältnisse, hohe Sulfid- und Eisen(II)-
Konzentrationen im Grundwasser [Schulze 2003]) könnten die erhöhten Eisengehalte, vor 
dem Hintergrund mikrobiologischer Sulfat- und Eisen(III)-reduzierender Prozesse, Grund 
einer verstärkten Eisensulfidfällung sein, die gleichzeitig die intensive Schwarzfärbung des 
Sedimentes erklären könnte. Gestützt wird dies zudem durch den deutlich wahrnehmbaren 
Geruch an Schwefelwasserstoff, der nach Zugabe der unterschiedlichen Säuren festgestellt 
werden konnte (FeS + 2H+ → Fe2+ + H2S↑). 
Ebenfalls lässt sich aus den erzielten Extraktionsausbeuten der beiden stärksten Säureauf-
schlüsse ableiten, dass Pyritablagerungen am Modellstandort nur eine unterordnete Rolle 
spielen. Denn entsprechend Abschnitt 7.1.1 müssten bei Vorliegen nennenswerter Pyritge-
halte die Gesamteisengehalte der HNO3/H2O2-Aufschlüsse höher sein als die der HCl-
Aufschlüsse, da Pyrit nur oxidativ in Lösung gebracht werden kann. Diese Vorraussetzung 
trifft allerdings lediglich für die Sedimentprobe von T26 zu.  
Auffällig ist der für die Messstelle E6/T22 analysierte hohe Gesamteisengehalt mit dem 1 m 
H2SO4-Aufschluss. Berücksichtigt man jedoch die Verhältnisse in den Extraktionsausbeuten 
Abbildung 7.5: Eisengehalte des Aquifermaterials (Fe2+ und Fe3+) im Zustrom und im Abstrom 
zur Schadensquelle (Messstellen T26 bis E7/T27) 
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
Zustrom T26 (13m) E3/T15
(40m)
E5/T21
(170m)
E6T/22
(260m)
E7/T27
(440m)
Ei
se
ng
eh
al
t [
m
g/
kg
]
0,1m H2SO4 Fe-Gesamt
1m H2SO4 Fe-Gesamt
HNO3/H2O2 Fe-Gesamt
32% ige HCl Fe-Gesamt
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 129 
 
z.B. zwischen 0,1 m H2SO4 und 32%iger HCl oder zwischen 32%iger HCl und HNO3/H2O2 ist 
der ermittelte Eisengehalt aus dem 1 m H2SO4-Aufschluss nicht plausibel und stellt einen 
Überbefund an Gesamteisen dar. 
Die im Rahmen der Arbeit als biologisch gut (0,1 m H2SO4) bzw. potentiell zugänglich (1 m 
H2SO4) für Mikroorganismen definierten Eisen(III)-Gehalte sind in Abbildung 7.6 abgebildet. 
Im Gegensatz zum Gesamteisen zeigt sich bei beiden Säureaufschlüssen eine deutliche 
Veränderung der Eisen(III)-Gehalte entlang der Abstromrichtung. Im herdnahen Bereich 
(T26) liegt deutlich weniger Eisen(III) vor als im Zu- und weiteren Abstrom. So konnten an 
der Messstelle T26 nur 130 mg/kg leicht extrahierbares Eisen(III) (0,1 m H2SO4) ermittelt 
werden. Da dieser geringe Eisen(III)-Gehalt auch durch den 1 m H2SO4-Aufschluss unter-
mauert wird, deuten die geringen Eisen(III)-Gehalte verstärkt auf Eisen(III)-reduzierende Be-
reiche im Nahbereich der Altablagerung hin. Im weiteren Abstrom steigt die Konzentration an 
Eisen(III) sowohl beim 0,1 m H2SO4- wie auch beim 1 m H2SO4-Aufschluss wieder an und 
erreicht an den Messstellen E6/T22 und E7/T27 Gehalte, die über dem des Zustroms (Hin-
tergrundgehalt) liegen. Dieser Befund der Zunahme an Eisen(III)-Gehalten kann auf eine 
Reoxidation von gelöstem Eisen(II) zurückgeführt werden. Ursprünglich im Schadensherd 
oder in der eisenreduzierenden Zone vorliegendes Eisen(III), das durch mikrobiologische 
Prozesse zu Eisen(II) reduziert wurde, verlagert sich mit dem Grundwasser in den weiter 
abstromigen Aquiferbereich. In diesem fällt das gelöste Fe(II) aufgrund des dort herrschen-
den höheren Redoxpotentials (Zutritt von z.B. sauerstoffhaltigem Grundwasser) wieder als 
Eisen(III) aus. Die frischen Ausfällungen sind Eisen(III)-Verbindungen, die typischerweise als 
wasserreiches Hydroxid der Formel Fe2O3 ⋅ x H2O vorliegen, und somit auch gut mit schwa-
chen Säuren in Lösung gebracht werden können. 
Im Ganzen unterscheiden sich die mit den beiden Schwefelsäureaufschlüssen erzielten Ex-
traktionsausbeuten nur um den Faktor 2 – 3 voneinander, wodurch das als biologisch gut 
Abbildung 7.6: Eisen(III)-Gehalte aus 0,1 m und 1 m H2SO4-Aufschlüssen 
0
500
1000
1500
2000
2500
Zustrom T26 (13m) E3/T15 (40m) E5/T21
(170m)
E6T/22
(260m)
E7/T27
(440m)
Ei
se
ng
eh
al
t [
m
g/
kg
]
0,1m H2SO4 Fe(III)-Spezies 1m H2SO4 Fe(III)-Spezies
130   
 
zugänglich definierte Eisen(III) in der gleichen Größenordnung wie das im Rahmen der Ar-
beit als hydrochemisch verfügbar definierte Eisen(III) am Standort liegt. Dies lässt vermuten, 
dass die mit Säure aufgeschlossene Eisen(III)-Anteile vorwiegend aus gut säurelöslichen 
Eisen(III)-Verbindungen, wie z.B. Fe(OOH), bestehen.  
Anders als bei den Eisen(III)-Bestimmungen ergeben sich die höchsten Gehalte bei den Ei-
sen(II)-Messungen (siehe Abbildung 7.7) im herdnahen Abstrom. Ein Befund der die bereits 
postulierte Annahme einer verstärkten Bildung von Eisensulfid im Bereich der Messstelle 
T26 untermauert. Gleichzeitig ist mit zunehmender Entfernung zum Schadensherd bis zur 
Messstelle E6/T22 eine Abnahme im Eisen(II) Gehalt sowohl beim 0,1 m wie auch beim 1 m 
H2SO4-Aufschluss festzustellen. Der hohe Gehalt an Eisen(II) in den Sedimentproben der 
Messstelle E6/T22 kann hingegen nicht auf ein verstärktes Auftreten von Eisen(II)-Sulfid zu-
rückgeführt werden, da  
1. in diesem Bereich kein Sulfid mehr im Grundwasser nachweisbar [Schulze 2003] ist. 
2. das Sedimentmaterial die nicht für Eisensulfidablagerungen typische grau-schwarze 
Färbung zeigt. 
3. nach Säurezugabe kein Schwefelwasserstoffgeruch festgestellt werden konnte. 
Auch vor dem Hintergrund der gemessenen niedrigen Eisen(II)-Gehalte von E7/27 stellen die 
erhöhten Eisen(II)-Gehalte von E6/T22 untypische Werte für den Abstrom dar. Schließt man 
jedoch zufällige Messfehler bei der analytischen Bestimmung aufgrund der geringen Stan-
dardabweichung aus, könnten die hohen Eisen(II)-Gehalte eventuell durch Eisencarbonat 
bedingt sein. Wie auch Eisensulfid ist dieses ebenfalls in verdünnten Säuren gut und schnell 
löslich. 
Abbildung 7.7: Eisen(II)-Gehalte aus 0,1 m und 1 m H2SO4-Aufschlüssen 
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
Zustrom T26 (13m) E3/T15 (40m) E5/T21
(170m)
E6T/22
(260m)
E7/T27
(440m)
Ei
se
ng
eh
al
t [
m
g/
kg
]
0,1m H2SO4 Fe(II) 1m H2SO4 Fe(II)
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 131 
 
Betrachtet man anstelle der absoluten Eisengehalte die prozentualen Anteile von Ei-
sen(II)/(III) kann der Befund der Eisen(III)-reduzierenden Prozesse deutlicher hervorgehoben 
werden.  
In Abbildung 7.8 sind für alle Messstellen z.B. die für den 0,1 m H2SO4-Aufschluss ermittel-
ten Eisen(III)- und Eisen(II)-Anteile wiedergegeben. Gegenüber dem Oberstrom steigt der 
Anteil des Eisen(II) im Sediment von ursprünglich 35 % auf über 90 % (Messstelle T26) an. 
In den Sedimentproben der Messstellen E3/T15 und E5/T21 hingegen beträgt der Eisen(II)-
Anteil noch etwa 70 %. Mit zunehmender Entfernung sinkt dieser Prozentsatz jedoch allmäh-
lich wieder auf den ursprünglichen Wert von ca. 35 % ab. Diese Veränderung der Ei-
sen(II)/(III)-Verhältnisse im Aquifermaterial ist typisch für Eisen(III)-reduzierende Prozesse 
[Kennedy et al. 1998; Heron & Crouzet 1994 b]. So wird nahe am Schadensherd vermehrt 
Eisen(II) angetroffen, im Zustrom und im weiteren Abstrom überwiegt hingegen das Ei-
sen(III). Da bei den Messstellen T26, E3/T15 und E5/T21 der Eisen(II)-Anteil eindeutig er-
höht ist, ist in diesem Aquiferbereich von einer Eisen(III)-Reduktion am Modellstandort aus-
zugehen. Zur maßgeblichen Schadstoffreduzierung können die Eisen(III)-reduzierenden 
Prozesse allerdings nicht beitragen. Legt man z.B. eine vollständige Mineralisierung der aus 
dem Schadensherd in den letzten 50 – 60 Jahren emittierten Naphthalinmenge durch Ei-
sen(III)-reduzierende Prozesse zugrunde, sollte über einen großen Bereich des Aquifers kein 
leichtzugängliches Eisen(III) mehr nachweisbar sein. In Tabelle 7.4 ist der theoretische Ei-
sen(III)-Verbrauch einmal für eine 60-jährige konstante Naphthalinemission überschlags-
mässig für den Standort berechnet worden. 
 
Abbildung 7.8: Prozentualer Anteil von Eisen(II)/(III) aus dem 0,1 m H2SO4-Aufschluss 
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
Oberstrom T26 (13m) E3/15 (40m) E5/21 (170m) E6/22 (260m) E7/27 (440m)
A
nt
ei
l F
e(
III
)/F
e(
II)
Fe(III)-Spezies
Fe(II)-Spezies
132   
 
Tabelle 7.4: Berechnung der theoretisch benötigten Menge an Eisen(III) für eine vollständige 
Mineralisation von Naphthalin 
Naphthalin-
Emission [Wege 
et al. 2003] 
[g/d] 
Naphthalin-
Emission für 
60 a 
[kg] 
Benötigtes Fe(III) zur 
Mineralisation von 
1 mol Naphthalin 
[g] *1) 
Benötigtes 
Fe(III) für 60 a 
[kg] *2) 
Benötigtes Aqui-
fervolumen 
[m3] *3) 
1.000 21.900 2678 459.900 275.940 
*1) 1/48 C10H8 + Fe3+ + 20/48 H2O ⇄ 10/48 CO2 + Fe2+ + H+ 
*2) 21.900kg Naphthalin / 128g/mol (Naphthalin) * 56g/mol (Eisen) * 48  
*3) Angenommen: Dichte = 2 kg/l; Porosität = 0,2; Eisen(III)gehalt = 1 g/kg 
Unter der Annahme, dass ca. 1000 mg/kg (~ Zustromgehalt) leichtzugängliches Eisen(III) im 
Aquifer vorhanden ist, ergibt sich ein benötigtes Aquifervolumen von 275.940 m3, um das 
emittierte Naphthalin nur mit Eisen(III) zu mineralisieren. Dies würde wiederum bei einer 
10 m * 50 m großen Abstromfläche zu einer 550 m langen Zone führen, in deren Bereich 
kein leichtzugängliches Eisen(III) nachweisbar sein dürfte. Da jedoch in den Extraktionsver-
suchen gezeigt wurde, dass in allen Sedimentproben eindeutig Eisen(III) vorhanden ist, kön-
nen die Eisen(III)-reduzierenden Prozesse am Standort zum Schadstoffabbau nur unterge-
ordnet bzw. ergänzend beitragen. Eine Limitierung des Schadstoffabbaus durch Zehrung des 
Eisen(III)-Oxidationspotentials und ein damit verbundenes Wachsen der Fahne kann daher 
am Standort weitgehend ausgeschlossen werden. 
 
7.2 Bestimmung der Temperatur im Aquifer 
7.2.1 Methodischer Ansatz 
Um einen zusätzlichen Hinweis für das Vorhandensein mikrobiologischer Prozesse am Mo-
dellstandort zu erhalten, wurden Temperaturmessungen im Aquifer durchgeführt. Wie in Ka-
pitel 2.3.4 bereits beschrieben wurde, ist jeder mikrobiologische Abbau organischer Sub-
stanz mit einem Energieumsatz verbunden. Legt man eine aerobe Mineralisation der organi-
schen Substanzen zu CO2 und H2O zugrunde, entspricht die dabei freigesetzte Reaktion-
senthalpie die der Verbrennungsenthalpie der jeweils oxidierten organischen Substanz. Ein 
geringer Anteil (biologisch ungenutzter Energieanteil) wird direkt als Wärme in die Umge-
bung abgegeben, wohingegen der überwiegende Anteil in biochemisch verwertbare Energie 
umgewandelt wird. In den Mirkoorganismen liegt der Anteil an biochemisch verwertbarer 
Energie z.B. in Form von Adenosintriphosphat (ATP) vor und kann für weitere Reaktionen, 
wie der Neusynthese von Zellbestandteilen, genutzt werden. Da auch bei diesen Reaktionen, 
wie bei allen chemischen Reaktionen, in denen Bindungen getrennt und neu geknüpft wer-
den, Energie umgesetzt wird, sind diese Prozesse mit einer Freisetzung von Reaktionswär-
me an die Umgebung verbunden. Ein klassisches Beispiel in der Umwelt, bei dem eine sol-
che Erwärmung durch mikrobiologische Abbauprozesse beobachtet werden kann, ist z.B. die 
Kompostierung.  
Liegt am Modellstandort ein signifikanter mikrobiologischer Abbau vor, sollte auch dieser mit 
einer Bildung von Reaktionswärme einhergehen. In diesem Fall müsste sich das Tempera-
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 133 
 
turprofil im Aquifer z.B. zwischen Zu- und Abstrom unterscheiden. Des Weiteren sollten ver-
tikale Temperaturunterschiede zwischen dem kontaminierten und unkontaminierten Aquifer-
bereich auftreten. Ob derartige Temperaturunterschiede sich durch Temperaturmessungen 
überhaupt erfassen lassen, lässt sich auf Grundlage folgender Annahmen näherungsweise 
abschätzen:  
• Der in einem Volumenelement des Grundwasser vorhandene organische Kohlenstoff 
(TOC) wird durch den biochemischen Umsatz vollständig zu CO2 und H2O oxidiert 
• Der TOC-Gehalt im betrachteten Volumenelement (z.B. 1l Wasser) liegt als Naphthalin-
äquivalent vor  
• Die freigesetzte Verbrennungsenthalpie wird aufgrund stationärer mikrobiologischer 
Verhältnisse (Auf- und Abbau von Zellmasse im Gleichgewicht) vollständig in Wärme 
überführt 
• Die Wärmespeicherung im stationären Zustand erfolgt nur in der flüssigen Phase 
Im Ganzen führen die getroffenen Annahmen zu einer Überschätzung der freigesetzten 
Wärmemengen, da zum einen eine vollständige Umwandlung der chemisch gebundenen 
Energie (in Form von Naphthalinäquivalenten) zu CO2 und H2O vorausgesetzt wird und zum 
anderen die im Grundwasser vorliegenden Elektronenakzeptoren (z.B. O2, NO3-, SO42-) den 
limitierenden Faktor darstellen. Ebenfalls wirkt sich einschränkend aus, dass die freigesetzte 
Energie bei den Oxidationsprozessen in Abhängigkeit der Milieubedingungen variiert. So 
werden im Gegensatz zu den aeroben Oxidationsvorgängen bei den anaeroben Vorgängen 
(z.B. Nitrat oder Sulfat als Elektronenakzeptor) geringere Energiemengen freigesetzt.  
Tabelle 7.5: Berechnung der Temperaturänderung bei völligem biochemischem Umsatz des 
TOC 
 TOC-Gehalt 
(Messstelle E1/3: 
12,75-13,75 m u. 
GOK) [mg/l] 
TOC als 
Naphthalin-
äquivalente 
[mol/l] 
Verbrennungs-
enthalpie Naph-
thalin 
[kJ/mol] 
Wärme ∆Q    
pro 1l Was-
ser 
[kJ] 
Temperatur-
änderung ∆T 
pro 1l Wasser 
[°C] 
Aerob 70 0,00054 5160*1) 2,82 0,67*3) 
Nitrat-
reduzierend 
70 0,00054 4795*2) 2,59 0,62*3) 
Sulfat-
reduzierend 
70 0,00054 335*2) 0,18 0,04*3) 
*1) [Atkins 1990]; *2) errechnet aus Tabelle 2.1; *3) ∆T = ∆Q /( cP *m) (m = 1 kg bzw. 1l Wasser; cP = 4,18 kJ/(kg*K) 
Wie Tabelle 7.5 zeigt, würde sich unter den getroffenen Annahmen in Abhängigkeit der drei 
dargestellten Milieubedingungen eine Temperaturerhöhung im betrachteten Volumenelement 
(1l Wasser) von 0,67°C (aerob), 0,62°C (Nitratreduktion) bzw. 0,04°C (Sulfatreduktion) erge-
ben.  
Diese aus der Plausibilitätsberechnung ermittelten Temperaturerhöhungen stellen Maximal-
werte für die jeweils vorliegenden Milieubedingungen dar und sind nicht direkt auf das Feld 
zu übertragen. Allerdings zeigt sich aus der Art der Berechnung, dass die Größenordnung 
der Temperaturänderung für eine messtechnische Unterscheidung der Temperaturen von 
134   
 
Zustrom/Abstrom bzw. kontaminierter/unkontaminierter Zone ausreichend sein kann. Sofern 
nicht ausschließlich Umsetzungen mit geringen Reaktionswärmen (z.B. Sulfatreduktion) im 
Vordergrund stehen und auch in der Schadensquelle Abbauprozesse stattfinden, sollten sich 
daher Temperaturunterschiede mit elektrischen Widerstandsthermometern im Aquifer nach-
weisen lassen. 
7.2.2 Durchführung der Temperaturmessungen 
Um auf den methodischen Ansatz von Abschnitt 7.2.1 aufbauend die im Aquifer postulierten 
Temperaturunterschiede messtechnisch zu erfassen, wurden für die Standortuntersuchun-
gen insgesamt 6 Kabelbündel mit jeweils 16 Temperatursensoren (PT 1000) gefertigt. 
Die vor dem Einbau notwendige Kalibrierung der Temperatursensoren (zusammen mit den 
Datenloggern) erfolgte unter Verwendung eines geeichten Thermometers in einem Wasser-
bad, das Schrittweise von 6°C bis auf 18°C erhöht wurde. Zur Erstellung der Kalibriergera-
den wurden insgesamt für jeden Sensor fünf Kalibrierpunkte gemessen, wobei die Ablese-
genauigkeit bei der Temperaturmessung 0,1°C betrug. Insofern ergibt sich trotz Auflösung 
der Widerstandsthermometer (∆ 0,001°C) eine relative Systemgenauigkeit (Temperatursen-
sor mit Datenlogger) von maximal ∆ 0,1°C. 
Der Einbau der Temperatursensoren erfolgte während der Errichtung der Tiefenmessstellen 
T26, E3/T15, E5/T21, E6/T22, E7/T27 (im Frühjahr 2003) und E0/T28 (im Juni 2003). Hierzu 
wurden die vorgefertigten Kabelbündel mit den Temperatursensoren an die Außenwand des 
40 m tiefen Brunnenrohres fixiert. In Abbildung 7.9 ist die schematische Darstellung der 
Messanordnung zur Bestimmung der vertikalen Aquifertemperatur sowie eine Aufnahme 
eines noch nicht in einer Stahlhülse vergossenen Temperatursensors abgebildet. 
Mit Ausnahme der beiden tiefsten Sensoren (36 und 40 m) beträgt der Abstand zwischen 
den Temperatursensoren 2 m zueinander. Die hohe Anzahl an Temperaturmesspunkten 
erlaubt somit eine detaillierte vertikale Erfassung des 32 m mächtigen Grundwasserleiters 
bis in den Kapillarsaum. Da im Fall der Messstellen E5/T21 und E6/T22 der Grundwasser-
stauer bereits bei 35,50 m bzw. bei 39 m Tiefe angetroffen wurde (siehe Kapitel 3.2), konn-
ten die untersten Sensoren nicht auf eine Tiefe von 40 m u. GOK positioniert werden. Damit 
Abbildung 7.9: Schematische Darstellung der Messanordnung zur Bestimmung der Aquifer-
temperatur 
Elektronik/Datenlogger
Temperatursensoren (PT 1000)
Oberfläche
Schadstofffahne
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 135 
 
allerdings ein direkt tiefenabhängiger Vergleich der Temperaturen mit denen der anderen 
Messstellen durchgeführt werden konnte, erfolgte die Fixierung der untersten Temperatur-
sensoren auf 34 m bzw. 38 m. Die obersten Temperatursensoren der Messstellen T5/21 und 
E6/T22 befinden sich infolgedessen im ungesättigten Bereich (E5/T21: 2 m u. GOK) und im 
Kapillarsaum (E6/T22: 6 m u. GOK) des Untergrundes. 
Nach Abschluss aller Installationsarbeiten wurden im Zeitraum Juni 2003 bis einschließlich 
Dezember 2003 die im Aquifer vorherrschenden Temperaturen aufgezeichnet. Die Tempera-
turaufnahme erfolgte automatisch in Abständen von 24 h, wobei die Auslesung der zwi-
schengespeicherten Daten vor Ort monatlich vorgenommen wurde. 
Abbildung 7.10: Vertikales Temperaturprofil der Messstellen T26 (oben) und E7/T27 (unten) 
In Abbildung 7.10 sind exemplarisch die aus den Messungen erhaltenen vertikalen Tempera-
turprofile der Messstellen T26 und E7/T27 wiedergegeben. Jeder Tiefenbereich wird hierbei 
durch ungefähr 200 Einzelwerte charakterisiert. Gegenüber der 440 m abstromig gelegenen 
Messstelle E7/T27 weist die im Nahbereich der Altablagerung gelegenen Messstelle T26 
signifikant höhere Temperaturen (zwischen 0,5 – 1°C) in den Tiefenbereichen zwischen 8 -
 16 m auf. Dieser Tiefenbereich stellt gleichzeitig die Zone mit den höchsten Schadstoffkon-
zentrationen und TOC-Gehalten im Grundwasser dar. In den Tiefenbereichen mit den niedri-
geren bzw. nicht nachweisbaren Schadstoffkonzentrationen (ab 16 m) fallen die Tempera-
turunterschiede hingegen geringer aus und liegen im Bereich der Messgenauigkeit des Sys-
tems. 
10,5 11 11,5 12 12,5 13
10m
12m
14m
16m
18m
20m
22m
24m
26m
28m
30m
32m
34m
36m
40m
10m
12m
14m
16m
18m
20m
22m
24m
26m
28m
30m
32m
34m
36m
40m
8m
8m
Temperatur [°C]
T26
(13 m zum Schadensherd)
E7/T27
(440 m zum Schadensherd)
136   
 
Weiterhin ist bei den Temperaturprofilen der beiden Messstellen zu beobachten, dass die 
Temperaturen innerhalb des Messzeitraumes in den Tiefen 8 -10 m kontinuierlich zunehmen. 
Erklärbar ist dieser Effekt durch die hohen Außentemperaturen im Sommer 2003, die zu ei-
ner Erwärmung des Untergrundes führten. In der ungesättigten Zone führt dies zu einer sig-
nifikanten Temperaturerhöhung, wie dies am Beispiel eines Temperatursensors, der im Ka-
pillarsaum positioniert ist, deutlich wird (siehe Abbildung 7.11). So steigt in der ungesättigten 
Zone (Kapillarsaum) an der Messstelle E6/T22 die Temperatur, wie es für den Jahresgang 
üblich ist, in einer Tiefe von 6 m von anfangs 10,6°C (Juli 2003) innerhalb von 4 Monaten auf 
12,8°C an und fällt nach dem Durchlaufen des Temperaturmaximums Anfang November bis 
zum Januar 2004 wieder auf 11,9°C ab. Ein derartiger Befund lässt sich auch für den oberen 
Grundwasserhorizont, etwa 2 m unterhalb des Kapillarsaums, in einer Tiefe von 8 m u. GOK 
feststellen. An der Tiefenmessstelle T26, die im direkten Abstrom zur Altablagerung liegt, 
erhöht sich die Temperatur von ursprünglich 11,5°C auf 12,5°C. Der Temperaturanstieg er-
folgt jedoch verglichen mit dem des Kapillarsaums (Messstelle E6/T22) zeitlich verzögert und 
flacher. Demgegenüber sind die Temperaturen im Tiefenbereich von 14 m u. GOK unbeein-
flusst von der Außentemperatur. Wie im Fall der gemessenen Temperatur in 40 m Tiefe zeigt 
sich auch in diesem Tiefenbereich kein jahreszeitlicher Anstieg in der gemessenen Tempera-
tur. 
Abbildung 7.11: Einfluss der Sommertemperatur auf den Temperaturverlauf im Aquifer 
Um die Temperaturänderungen für die verschiedenen Tiefen unabhängig von externen 
Temperatureinflüssen entlang der Abstromrichtung darzustellen, wurden Temperaturmittel-
werte über den gesamten Beobachtungszeitraum gebildet. In Abbildung 7.12 sind die mittle-
ren Temperaturen für die drei sehr stark kontaminierten Tiefenbereiche 8 m, 10 m und 14 m 
sowie für einen als Hintergrund dienenden Tiefenbereich (18 m; sehr geringe Schadstoffbe-
lastung) dargestellt. 
10
10,5
11
11,5
12
12,5
13
28
.06
.20
03
18
.07
.20
03
07
.08
.20
03
27
.08
.20
03
16
.09
.20
03
06
.10
.20
03
26
.10
.20
03
15
.11
.20
03
05
.12
.20
03
25
.12
.20
03
14
.01
.20
04
03
.02
.20
04
Te
m
pe
ra
tu
r [
°C
]
T26 (40m Tiefe) T26 (14m Tiefe) T26 (8m Tiefe) E6/T22 (6m Tiefe)
Temperatursensor im 
Kapillarsaum des Aquifers
T26 (40m)
T26 (14m)
E6/T22 (6m)
T26 (8m)
Identifizierung der mikrobiologischen Aktivität am Modellstandort 137 
 
Abbildung 7.12: Temperaturverlauf im Aquifer entlang des Abstroms 
Deutlich zu erkennen sind die in den oberen Tiefenbereichen (8 -14 m u. GOK) signifikanten 
Temperaturveränderungen. In einer Tiefe von 8 m nimmt die Temperatur zunächst von 
12,1°C (T26) auf 11,2°C (E5/T21) ab und verbleibt anschließend bei den Messstellen E6/T22 
und E7/T27 auf diesem Temperaturniveau. Die Temperaturabnahme tritt in einem Abstrom-
bereich auf, der zugleich durch eine starke Schadstoffabnahme im Grundwasser charakteri-
siert ist (siehe Kapitel 6.2). Im Gegensatz zu den kontaminierten Tiefen zwischen 8 -14 m u. 
GOK wird der gering kontaminierte Tiefenbereich von 18 m durch keine tendenzielle Tempe-
raturveränderung in Abstromrichtung gekennzeichnet. Die gemessenen Temperaturen 
schwanken in dieser Tiefe zwischen 11,2°C und 11°C. 
Sowohl die vertikalen Temperaturprofile als auch die Darstellung der Temperaturverläufe 
entlang des Abstroms stehen im Einklang mit der in Abschnitt 7.2.1 postulierten Temperatur-
veränderung. So werden erhöhte Temperaturen speziell in den Aquiferbereichen angetrof-
fen, in denen auch hohe Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser vorliegen. Gleichzeitig 
kann ein Abfallen in der Aquifertemperatur mit zunehmender Entfernung zur Altablagerung 
festgestellt werden. Beide Befunde untermauern insofern das Vorliegen einer erhöhten mik-
robiologischen Aktivität im Grundwasserleiter. Diese führt in den kontaminierten, kohlenstoff-
reichen Zonen bzw. in der Schadensquelle zu einer verstärkten Freisetzung von Reaktions-
wärme, die an den Aquifer abgegeben wird. In Bereichen mit geringeren organischen Koh-
lenstoffgehalten fallen die Temperaturen aufgrund verringerter mikrobiologischer Aktivität 
hingegen niedriger aus.  
 
 
10,5
10,7
10,9
11,1
11,3
11,5
11,7
11,9
12,1
12,3
T26 (13m) E3/T15 (40m) E5/T21 (170m) E6T/22 (260m) E7/T27 (440m)
Te
m
pe
ra
tu
r [
°C
]
8m
10m
14m
18m
138   
 
8 Bedeutung der erarbeiteten Untersuchungs- und Über-
wachungsmethoden für MNA 
Im Rahmen der Arbeit wurden entsprechend der definierten Zielsetzung unterschiedliche 
Untersuchungs- und Überwachungsmethoden ausgearbeitet, mit denen standorttypische 
Parameter für eine fundierte Beurteilung der NA-Prozesse bestimmt werden können. Eine 
Übersicht zu den Methoden, zu den bestimmten Parametern und deren möglichen Einsatz-
bereichen ist in Tabelle 8.1 dargestellt. 
Tabelle 8.1: Neu entwickelte und angewendete Untersuchungs- und Überwachungsmethoden 
Ursprüngliche     
Zielsetzung 
entwickelte bzw. ange-
wendete Methoden 
untersuchte Parameter 
und Kenngrößen 
Anwendungsbereiche 
(MNA) 
Durchführung eines 
Multilevelmultitracer-
versuches 
Automatisierte on-site 
Fluoreszenzmessung 
Abstandsgeschwindigkeit 
Dispersion / Dispersivität 
Automatisierte on-site Auf-
nahme von hochaufgelösten 
Tracerdurchbruchskurven 
Differenzierung der 
unterschiedlich stark 
gebundenen PAK-
Anteile 
Sequentielle PAK-
Extraktion mit verschiede-
nen Lösungsmitteln 
PAK-Verfügbarkeit 
PAK-Freisetzung 
Charakterisierung der sor-
bierten PAK-Massenanteile 
im Aquifer 
Abschätzung des Mobilisie-
rungspotentials 
Bestimmung des was-
serverfügbaren PAK-
Anteils 
Extraktion auf Grundlage 
des Infinite-Sink-Prinzips 
in Verbindung mit einer 
neuen Extraktionsvorrich-
tung (Patentanmeldung: 
DE 103 34 928.6 A1) 
wasserlöslicher PAK-
Massenanteil 
Freisetzungsverhalten 
Bestimmung des potentiell 
mit Wasser solubilisierbaren 
Schadstoffanteils 
Aufnahme von Desorpti-
onskinetiken und –
parametern unter idealisier-
ten Bedingungen  
Charakterisierung des PAK-
Freisetzungsverhaltens 
Eingrenzung eisenre-
duzierender Prozesse 
Eisenspeziesbestimmung 
mit Säureaufschluss 
Eisen(II)/(III)-Gehalt 
Auskartierung eisenreduzie-
render Bereiche 
Bestimmung des Ei-
sen(III)oxidationspotentials 
Bestimmung der Eisenver-
fügbarkeit 
Eingrenzung mikro-
biologisch aktiver  
Bereiche 
In-Situ-
Temperaturmessung im 
Aquifer 
Temperaturverteilung im 
Aquifer 
Eingrenzung von Zonen 
erhöhter mikrobiologischer 
Aktivität 
Langzeitüberwachung der 
mikrobiologischen Aktivität 
Untersuchung des 
PAK-Transportes 
durch Kolloide 
Kolloidbestimmung über 
LIBD und ESEM-
Verfahren 
Kolloidanzahl 
Kolloidgröße 
Charakterisierung des kol-
loidalen Schadstofftrans-
portes 
 
Mit Ausnahme der automatischen Fluoreszenzmessung (Aufnahme von Tracer-
durchbruchskurven) handelt es sich bei den anderen in der Tabelle 8.1 aufgeführten Metho-
Bedeutung der erarbeiteten Untersuchungs- und Überwachungsmethoden 139 
 
den um Untersuchungs- und Überwachungsmethoden, die bisher in ihrer Art noch nicht (In-
Situ-Temperaturmessung, Eisenspeziesbestimmung mit Säureaufschlüssen, Bestimmung 
der PAK-Verfügbarkeit mittels einer sequentiellen PAK-Extraktion) bzw. nur sehr selten 
(Charakterisierung des kolloidalen Schadstofftransportes) zur Beschreibung von Milieube-
dingungen genutzt wurden. 
Eine Grundvorrausetzung für die Basiskalibrierung eines im Fall von NA zu entwickelten 
Prognosemodells stellt die Kenntnis der hydrogeologischen Parameter (Abstandsgeschwin-
digkeit; Dispersion; Dispersivität) dar. Im Allgemeinen erfolgt die Erfassung der Abstandsge-
schwindigkeit konventionell mit einem Markierungsversuch, bei dem zur Aufnahme der Tra-
cerdurchbruchskurve in mehreren Abständen Grundwasserproben am Feldstandort genom-
men und anschließend im Labor analysiert werden. Verbunden ist dieses Vorgehen nicht 
selten mit einem hohen personellen, zeitlichen und finanziellen Aufwand.  
Eine vergleichsweise kostengünstige Variante bildet bei solchen Aufgabenstellungen die 
konzipierte on-site Fluoreszenzmessung mit automatischer Förderung von Grundwasserpro-
ben und einer automatischen Datenerfassung. Sofern keine erhöhten Hintergrundfluores-
zenzen im Wasser vorliegen, lassen sich messtechnisch mit diesem Verfahren Tracer-
durchbruchskurven für Uranin, Sulforhodamin B und Natriumnaphthionat selektiv und simul-
tan aufnehmen. 
Zwar stellen online-Messungen mit optischen Lichtleiterfluorometern [Schmid 1996] eine 
ebenfalls kostengünstige Alternative dar, gegenüber diesen weist jedoch das Feldflourome-
ter – insbesondere bei größeren Flurabständen – eine höhere Nachweisempfindlichkeit auf, 
da es zu keiner Dämpfung der Anregungs- und Fluoreszenzstrahlung in der Faser kommt. 
Zudem besteht bei optischen Lichtleiterfluorometern die Gefahr, dass Ablagerungen aus 
dem Grundwasser, z.B. durch frisch gebildete Eisensulfide, zu Verschmutzungen und somit 
zu Empfindlichkeitsverlusten führen. Reproduzierbare Messungen sind in diesem Fall nicht 
mehr möglich. Sollen zur hydrogeologischen Charakterisierung eines Feldstandortes zusätz-
lich vertikale Durchmischungseffekte mit einem Multitracerversuch ermittelt werden, ist dies 
bei der Lichtleitertechnik mit zusätzlichen Hardwarekosten verbunden. So ist zur Analyse 
aller eingesetzten Tracerfarbstoffe auf den zu untersuchenden Tiefenhorizonten im Regelfall 
je ein Lichtleiterfluorometer pro Tracerfarbstoff nötig.  
Anders als bei den Lichtleiterfluormetern treten durch die kurze Kontaktzeit der Messzelle mit 
dem Grundwasser Ablagerungseffekte bei der Feldfluorometermesszelle nicht oder nur in 
geringem Maße auf. Diese lassen sich durch die Position der Messzelle (Geländeoberkante) 
relativ schnell feststellen und entfernen. Sollen jedoch Tracerversuche im Winter bei niedri-
gen Außentemperaturen durchgeführt werden, wirkt sich die Positionierung der Messzelle 
nachteilig aus. In diesem Fall müssen Vorkehrungen gegen ein Einfrieren der Zu- und Ab-
laufschläuche getroffen werden.  
Im Gegensatz zu den hydrogeologischen Parametern wird die unterschiedliche Verfügbarkeit 
der Schadstoffe bei MNA-Anwendungen bisher nicht untersucht. Ursache hierfür ist, dass bei 
der Modellierung der Schadstofffahne derzeit nur die nach dem Stand der Technik extrahier-
baren Schadstoffmassen berücksichtigt werden. Für die Beurteilung des Mobilisierungs- und 
Ausbreitungspotentials kann eine detaillierte Bestimmung der unterschiedlich gut verfügba-
ren Schadstoffmassen jedoch durchaus relevant sein kann, wie dies speziell bei gaswerksty-
pischen Schadensfällen deutlich wird. Bei Vorliegen eines gealterten Gaswerkschadenfalles 
ist es z.B. nicht zwangsläufig erforderlich, den nahe am Quellbereich verbliebenen refraktä-
140   
 
ren schwer verfügbaren PAK-Anteil bei einer Simulation der Schadstofffahne miteinzubezie-
hen. Dieser Anteil führt in der Regel nur zu geringen, nicht sanierungswürdigen Grundwas-
serbelastungen. Jüngere PAK-Schadensfälle weisen indes aufgrund des prozentual höheren 
Anteils an niedrig anellierten PAK ein deutlich höheres Gefährdungspotential auf und konta-
minieren verstärkt den Aquiferbereich im Abstrom zum Schadensherd, wobei sich auch hier 
je nach den standorttypischen Randbedingungen Unterschiede in der Verfügbarkeit zeigen. 
Ein Hilfsmittel, mit dem der unterschiedlich verfügbare PAK-Anteil quantifiziert werden kann, 
stellt die im Themenbereich II (Kapitel 5) konzipierte Extraktionssequenz dar. In Verbindung 
mit den definierten Verfügbarkeitsklassen können mit dieser Methode übertragbare und ver-
gleichbare Aussagen getroffen werden, welche PAK-Anteile zu berücksichtigen sind, wenn 
es um Fragestellungen, z.B. zum kurzfristigen Mobilisierungspotential, geht. Bisher können 
derartige Aussagen nur indirekt über Modelle abgeleitet werden, bei denen eine Beziehung 
zwischen PAK-Konzentrationen, dem organischen Kohlenstoffgehalt und den verschiedenen 
PAK-Verteilungskoeffizienten zugrunde gelegt wird. Inwiefern aber mit solchen empirischen 
Zusammenhängen die am Standort tatsächlich vorhandenen Gegebenheiten widergespiegelt 
werden können, ist fraglich und sollte prinzipiell durch analytische Untersuchungen bestätigt 
werden. So hat sich z.B. für das vorliegende kiesig-sandige Material vom Feldstandort ge-
zeigt, dass die Abschätzung der auf dem Sediment sorbierten PAK-Mengen über das KOC-
Konzept (Kapitel 6) nicht geeignet ist. Ein solches Vorgehen würde am untersuchten Modell-
standort zu einer Überschätzung der sedimentgebundenen PAK und damit zwangsläufig zu 
einer Fehlinterpretation hinsichtlich des PAK-Rückhaltevermögens führen.  
Ein ebenfalls für MNA-Anwendungen nützliche Methode bildet die ursprünglich nur für die 
Verfügbarkeitsuntersuchung entwickelte Infinite-Sink-Extraktion. Im Gegensatz zu anderen 
derzeitigen Extraktionsverfahren tritt bei diesem zum Patent angemeldeten Verfahren keine 
löslichkeitslimitierende Sättigung der Schadstoffe im Wasser auf. Dies erlaubt die Durchfüh-
rung von Langszeitdesorptionsversuchen, bei denen - ohne zusätzlich benötigte Verfahrens-
schritte - der gesamte mit Wasser eluierbare Schadstoffanteil bestimmt werden kann. Vor 
allem bei mikrobiologischen Untersuchungen ist dieser Schadstoffanteil von Interesse, da er 
den kurzfristig und biologisch gut zugänglichen Anteil darstellt und der Auswaschung in der 
Natur am nächsten kommt. Weiterhin ermöglicht die Technik die Aufnahme von Desorpti-
onskinetiken unter idealisierten Bedingungen. Darauf aufbauend können wiederum Rück-
schlüsse auf das Freisetzungsverhalten (z.B. Vorliegen einer diffusionslimitierenden Desorp-
tion) der sorbierten Schadstoffe gezogen werden, oder aber es lassen sich idealisierte Frei-
setzungsparamter bestimmen, die für die Modellbildung genutzt werden können. 
Für eine ganzheitliche Bewertung der transportrelevanten Prozesse stellen die Kolloidunter-
suchungen eine sinnvolle Ergänzung dar. Nur auf Basis solcher Untersuchungen kann letzt-
endlich eine Aussage darüber getroffen werden, ob die im Wasser analysierten Schadstoffe 
tatsächlich gelöst vorliegen oder ein Resultat eines partikelgetragenen Transportes sind. Wie 
in Kapitel 6 durch die Grundwasseruntersuchung belegt werden konnte, erfolgt der PAK-
Transport gelöst und ist entsprechend den LIBD und ESEM Messungen nicht auf Kolloide 
zurückzuführen. Besonders bei der Modellierung der Schadstofffahne ist dieser Sachverhalt 
wichtig, da hierbei von gelösten Schadstoffen ausgegangen wird. Liegt hingegen der über-
wiegende Schadstoffanteil kolloidal gebunden vor, treffen die in den Modellen zugrunde ge-
legten Annahmen und Berechnungen zur Simulierung der Schadstofffahne nicht mehr zu. 
Für die Erhöhung der Prognosesicherheit müssten in diesen Fällen die Modelle entspre-
chend angepasst werden. 
Bedeutung der erarbeiteten Untersuchungs- und Überwachungsmethoden 141 
 
Das Vorhandensein mikrobiologisch aktiver Zonen am Modellstandort konnte sowohl durch 
die Temperaturmessung als auch durch die Ergebnisse der Eisen(II)/(III)-Bestimmung ein-
deutig belegt werden. Sie untermauern somit zum einen den aus den Batchversuchen (siehe 
Schulze 2003) abgeleiteten PAK und BTXE-Abbau durch standorteigene Mikroorganismen 
und zum anderen die im Rahmen der Grundwasseruntersuchungen festgestellte reduktive 
Dechlorierung der CKW. 
Vor dem Hintergrund der erfolgreichen Identifizierung und Eingrenzung mikrobiologisch akti-
ver Bereiche am Modellstandort durch die kontinuierlichen Temperaturmessungen, können 
diese auch an anderen Standorten zur Langzeitüberwachung mikrobiologischer Prozesse im 
Aquifer oder im Schadensherd genutzt werden, sofern folgende Vorraussetzung gelten:  
1.  Temperaturunterschied zwischen Zustrom und Abstrom (TZustrom < TAbstrom/Schadensquelle) 
2.  Unterschied im Temperaturprofil über die Aquifertiefe (Tkont. Bereich > Tunkont. Bereich) 
3.  Abnahme der Temperatur entlang der Schadstoffachse (THerdnah/Tiefe x > THerdfern/Tiefe x) 
Liegen derartige Randbedingungen an einem Standort vor und können diese über einen län-
geren Zeitraum als konstant angesehen werden, ist davon auszugehen, dass mikrobiologi-
sche Abbauprozesse in einem ausgewiesenen Reaktionsraum ablaufen und zu einer Mas-
senreduzierung der Schadstoffe beitragen. Sind hingegen erhebliche zeitliche Temperatur-
änderungen z.B. im Profil zu beobachten, deuten diese auf veränderte Randbedingungen 
hin, die einen unmittelbaren Einfluss auf die mikrobiologischen Prozesse darstellen. In die-
sem Fall müssten sich Untersuchungen anschließen, mit denen geprüft wird, ob die Nachhal-
tigkeit der Abbauprozesse auch weiterhin gegeben ist. Im Vergleich zu anderen Langzeit-
überwachungen bilden die Temperaturmessungen zudem eine sehr kostengünstige Alterna-
tive. Zum einen sind die Temperaturmessungen aufgrund der vor Ort installierten 
Temperatursensoren und der automatischen Messwerterfassung nur mit einem geringen 
personellen Aufwand verbunden, der sich auf das Auslesen der Daten und ggf. den 
Austausch der Stromversorgung beschränkt. Zum anderen könnten die sonst zur 
Überprüfung der Abbauprozesse üblichen Analysen (Nachweis von Abbauprodukten, 
Überprüfung des Vorhandenseins der Redoxzonen etc.) durch diese Überwachungsmethode 
stark eingeschränkt werden. 
Unabhängig von den Temperaturmessungen konnte anhand des Eisen(II)/(III)-Verhältnisses 
der Bereich im Aquifer abgegrenzt werden, in dem Eisen(III) beim mikrobiologischen Schad-
stoffabbau als terminaler Elektronenakzeptor dient. Zusätzlich erfolgte durch die Eisenunter-
suchungen eine Abschätzung der im Aquifer vorliegenden Eisen(III)-Oxidationskapazität. 
Speziell bei der Bewertung des mikrobiellen Abbaus von Schadstoffen unter anaeroben Be-
dingungen, bei dem die Eisen(III)-Reduktion von Relevanz ist, ist diese Kenntnis von beson-
derer Bedeutung. Denn nur mit Kenntnis des Eisen(III)-Oxidationspotentials und der Ei-
sen(III)-verfügbarkeit kann letztendlich beurteilt werden, ob sich der Verbrauch, der in be-
grenzten Mengen im Aquifer vorhanden Eisen(III)-Verbindungen, auf den Schadstoffabbau 
limitierend auswirkt und damit zu einer Ausdehnung der Fahne führt. Da solche Aussagen 
nicht aus Grundwasseranalysen abgeleitet werden können, sollten für eine qualifizierte Be-
wertung eisenreduzierender Prozesse derartige Untersuchungen bei MNA-Anwendungen 
generell durchgeführt werden.  
Unter dem Gesichtspunkt, dass in Verbindung mit den neuen Methoden in sich konsistente 
Aussagen zum Schadstoffverhalten am Modellstandort getroffen werden konnten, stellen die 
142   
 
im Rahmen der Arbeit ausgearbeiteten methodischen Ansätze eine sinnvolle Ergänzung zu 
den konventionellen Untersuchungsmethoden dar, die derzeit bei MNA-Anwendungen be-
rücksichtigt werden (siehe Tabelle 8.2).  
Tabelle 8.2: Übersicht einer Auswahl konventioneller Methoden/Parameter im Hinblick auf Na-
tural Attenuation 
Hydrogeologie Mikrobiologie Hydrogeochemie  Sonstige Analytik 
Tiefenhorizontierte Probenahme 
Multilevelmessstellen 
Tracerversuche 
Directpush-Sondierungen 
Immisionspumpversuche 
Abbautests (Batchver-
suche, Bodensäulen-
versuche) 
Metabolitenbestimmung 
Keimzahlbestimmung 
Toxikologietests 
Bodenluftuntersuchun-
gen (Charakterisierung 
der ungesättigten Zone) 
Vor-Ort-Messungen 
(z.B.: pH, T, Leitfähig-
keit, Redoxpotential) 
Laboranalytik Anorgani-
ka in Grundwasser 
Laboranalytik Organika 
in Grundwasser 
Feststoffanalytik, Aqui-
fermaterial 
Isotopenfraktionierung 
13C/12C und 35S/34S 
Elutionsversuche zum 
Sorptionsverhalten von 
Schadstoffen 
 
Mit der Bereitstellung zusätzlicher feldtauglicher Methoden lassen sich die Milieubedingun-
gen am Standort präziser abbilden und daraus resultierend die Abbau- und Rückhaltepro-
zesse besser beurteilen. Die anschließende Einbindung der detaillierten Erkenntnisse hin-
sichtlich der relevanten Abbau- und Rückhaltevorgängen trägt schließlich zu genaueren 
Prognosemodellen und damit einhergehend zu realitätsnahen Szenarien der Schadstofffah-
nen bei. Vor diesem Hintergrund führen die neu entwickelten Untersuchungs- und Überwa-
chungsmethoden folglich zu einer neuen Qualität bei der standortspezifischen Beurteilung 
der Randbedingungen und Abbauleistungen für die Handlungsoption „Natural Attenuation“ 
bei PAK-Schadensfällen. 
 
 
 
Zusammenfassung und Ausblick  143 
 
9 Zusammenfassung und Ausblick 
Bei der Altlastenbearbeitung steht MNA zunehmend im Blickpunkt, eine zu den traditionellen 
Maßnahmen kostengünstige Alternative zu sein, sofern der naturwissenschaftliche Nachweis 
einer Massenreduzierung durch Selbstreinigungsprozesse erbracht werden kann. In der Re-
gel setzt dies die Kenntnis der hydrogeologischen Situation, der Schadstoffverteilung, des 
Schadstoffinventars und der relevanten Abbau- und Rückhalteprozesse voraus. Denn erst 
ein fundiertes Prozessverständnis ermöglicht eine modellgestützte Prognose der Entwick-
lung der Schadstofffahne, die aussagekräftig genug ist, die Nachhaltigkeit der Schadstoff-
massenreduzierung und damit das Selbstreinigungspotential abzuschätzen.  
Um eine derartige Abschätzung bei gaswerkstypischen Schadensfällen durchführen zu kön-
nen, wurden in der in der vorliegenden Arbeit zu vier NA-relevanten Themenbereichen ver-
schiedene methodische Instrumente entwickelt.  
Zur Ermittlung der hydrogeologischen Situation wurde im ersten Themenkomplex (Kapitel 4) 
ein Tracerversuch zur Bestimmung der am Modellstandort vorliegenden Abstandsgeschwin-
digkeit und longitudinalen Dispersion durchgeführt. Um hierbei zusätzliche Informationen 
über eventuell im Aquifer vorhandene vertikale Durchmischungsvorgänge zu erhalten, erfolg-
te eine zeitgleiche Zugabe dreier Tracerfarbstoffe (Uranin, Sulforhodamin B und Natrium-
naphthionat) in drei unterschiedliche Tiefenhorizonte. Mit dem Ziel, den zur Erstellung der 
Durchbruchskurven erforderlichen zeitlichen, personellen und finanziellen Aufwand zu mini-
mieren, wurde zur messtechnischen Erfassung der Tracerkonzentrationen ein Feldfluorome-
ter für eine gleichzeitige, kontinuierliche und selektive Bestimmung aller drei eingesetzten 
Tracerfarbstoffe konzipiert. Zur Absicherung und zur Validierung der Vor-Ort-Messungen 
erfolgte zusätzlich eine konventionelle Aufzeichnung der Tracerdurchbruchskurven mit analy-
tischer Bestimmung der Fluoreszenzintensitäten im Labor. 
Im Vergleich zu den personalaufwendigen Labormessungen konnte mit dem Feldfluorometer 
eine zeitlich hochaufgelöste Durchbruchskurve für Uranin erhalten werden. Ebenfalls geeig-
net war die online Messung zur Bestimmung des Tracerfarbstoffs Sulforhodamin B. Das 
Peakmaximum konnte zwar aufgrund technischer Probleme nicht erfasst werden, allerdings 
konnte nach erfolgter Reparatur das langsame Abfallen der Sulforhodaminkonzentration in 
der gleichen Auflösung wie für Uranin aufgezeichnet werden. Die Ermittlung einer Durch-
bruchskurve für die fluoreszenzaktive Verbindung Natriumnaphthionat war hingegen durch 
die am Feldstandort vorliegende hohe Hintergrundfluoreszenz im entsprechenden Wellen-
längenbereich gestört. 
Die besonders bei der Fahnenentwicklung und den mikrobiologischen Prozessen relevante 
Thematik der Abschätzung der aus einem Feststoffmaterial unterschiedlich gut freisetzbaren 
und mobilen PAK-Massenanteile wurde im Themenkomplex II (Kapitel 5) behandelt. Hierzu 
wurde eine Extraktionssequenz mit definierten Verfügbarkeitsklassen ausgearbeitet, bei der 
durch eine schrittweise Erhöhung der Extraktionsstärke die zunehmend schwerer verfügba-
ren PAK von dem Feststoff eluiert und von den leichter verfügbaren PAK getrennt werden 
konnten. Die Untersuchungen wurden mit real kontaminiertem, sandigem Aquifermaterial 
aus dem Randbereich des Teerölphasenkörpers durchgeführt. Innerhalb der ersten beiden 
Extraktionsschritte konnten von dem sandigen Versuchsmaterial bereits über 90 % der PAK-
Gesamtmasse freigesetzt werden. Eine deutliche Senke durch sehr stark oder in Poren sor-
bierte PAK konnte nicht nachgewiesen werden. Auf Grundlage dieser Ergebnisse wurde 
144   
 
deshalb für den Standort abgeleitet, dass der überwiegende PAK-Massenanteil im Abstrom 
zur Schadensquelle nur gering mit dem Sediment in Wechselwirkung steht und gut für mik-
robiologische Prozesse zugänglich ist.  
Untermauert werden konnte dieser Befund durch einen zusätzlichen Langzeitdesorptions-
versuch. Hierbei wurde unter Anwendung eines neu konzipierten Extraktionsverfahrens, auf 
Basis des Infinite-Sink-Prinzips, innerhalb von 50 Tagen fast 2/3 der PAK-Gesamtmasse von 
dem kontaminierten Aquifermaterial allein mit Wasser extrahiert. Die mit diesem Verfahren 
ebenfalls aufgenommene Desorptionskurve erlaubte weiterhin eine Aussage zum PAK-
Freisetzungsverhalten. So konnte für das vorliegende Sediment eine diffusionslimitierte De-
sorption weitgehend ausgeschlossen werden. 
Dass die Eignung der Extraktionssequenz sowie die der Infinite-Sink-Extraktion auch für an-
dere Feststoffe übertragbar war, konnte durch die Anwendung beider Verfahren auf einen 
Corg-reichen Boden aufgezeigt werden. Im Gegensatz zum sandigen, Corg-armen Versuchs-
material vom Modellstandort wurde, wie erwartet, eine deutlich schlechtere PAK-Verfüg-
barkeit ermittelt, die sich unter anderem in dem sehr gering, mit Wasser freisetzbaren PAK-
Anteil widerspiegelte. Zurückgeführt werden konnte dieser Befund auf eine stärkere Wech-
selwirkung der PAK mit der Feststoffmatrix und einer damit verringerten PAK-
Freisetzungsrate. 
Mit dem Ziel die Gültigkeit die aus der sequentiellen Extraktion abgeleiteten PAK-Verfügbar-
keit zu überprüfen, wurden im dritten Themenkomplex (Kapitel 6) Boden- und Grundwasser-
untersuchungen am Modellstandort durchgeführt.  
Der Parameterumfang für die Grundwasseruntersuchungen umfasste dabei neben den 
16 EPA-PAK zusätzlich die Parameter CKW, BTXE und TOC, wobei die in der Fahnenachse 
gelegenen Multilevelmessstellen E1/3, E2/8, E3/15 E4/19 und E5/21 über einen Bepro-
bungszeitraum von 24 Monaten auf allen fünf Filterhorizonten 19 mal beprobt wurden. 
Die höchsten Schadstoffbelastungen im Grundwasser wurden unterhalb der Unterkante der 
Auffüllung in einer Tiefe von 13-14 m u. GOK angetroffen und betrugen im direkten Abstrom 
zur Altlast 13 mg/l für die Summe der 16 EPA-PAK und 19 mg/l für BTXE. Geprägt war die 
PAK-Belastung des Grundwassers erwartungsgemäß von den niedrig anellierten, besser 
wasserlöslichen 2-3 Ring PAK, wohingegen die höherkernigen PAK nur im direkten 
Abstrombereich zur Schadensquelle nachgewiesen werden konnten. Die dominierende 
Komponente im Grundwasser war bei den 16 EPA-PAK erwartungsgemäß das Naphthalin 
und bei den BTXE das Benzol. Trotz der hohen Ausgangskonzentration der Summe der 16 
EPA-PAK konnte eine 99%ige und für die BTXE eine 98%ige Konzentrationsabnahme in-
nerhalb von 170 m beobachtet werden. 
Auf das Vorhandensein mikrobiologischer Abbauprozesse am Modellstandort wiesen die im 
Grundwasser festgestellten Konzentrationsänderungen der untersuchten CKW-Kompo-
nenten hin, da entsprechend der Abbaufolge PCE → TRI → DCE → VC ein für reduktive 
Dechlorierungsprozesse typisches Konzentrationsmuster entlang des Abstroms festgestellt 
werden konnte.  
Welche Auswirkungen natürliche Vertikalströmungen auf die Grundwasserbeschaffenheit 
haben und welche Fehlinterpretationen sich daraus bei der Beurteilung von NA-Prozessen 
ergeben können, konnte anhand der Vielzahl von Grundwasseruntersuchungen erstmalig im 
Feld aufgezeigt werden. So wurde in Abstromrichtung zu einer neu errichteten Tiefenmess-
Zusammenfassung und Ausblick  145 
 
stelle an mehreren Messstellen eine signifikante Abnahme der zuvor sehr hohen Schadstoff-
konzentrationen beobachtet. Erklärt werden konnte dieser Effekt, wie durchgeführte Ther-
moflowmessungen bewiesen, auf eine von unten nach oben gerichtete Grundwasserströ-
mung innerhalb der Tiefenmessstelle. Die Zuströmung von unkontaminiertem Grundwasser 
aus den tieferen Aquiferbereichen in Verbindung mit der Exfiltration im kontaminierten Be-
reich bewirkte eine Verdünnungsfahne im Abstrom zur Tiefenmessstelle, die sich in der auf-
genommenen Zeitreihe eindeutig abzeichnete.  
Obwohl im Grundwasser deutliche PAK-Belastungen vorlagen, konnten bei den Sedimentun-
tersuchungen nur geringe PAK-Gehalte nachgewiesen werden. Dieser Befund stand in ei-
nem deutlichen Widerspruch zu einem gängigen theoretischen Ansatz, bei dem auf Basis 
einer empirischen Korrelation zwischen Kow und Koc der auf dem Sediment sorbierte PAK-
Anteil berechnet werden kann. Danach hätten im Sediment PAK-Gehalte ermittelt werden 
müssen, die deutlich über denen liegen müssten, die tatsächlich bestimmt wurden.  
Um den Einfluss und den Beitrag mobiler Sorbentien hinsichtlich des Schadstofftransportes 
zu ermitteln wurde des Weiteren das Grundwasser entlang der Hauptschadstoffachse auf 
Kolloide untersucht. Durch die ermittelte geringe Kolloidteilchenanzahl konnte allerdings ein 
relevanter Beitrag zur Verfrachtung der PAK über Kolloide ausgeschlossen werden. 
Zur Untersuchung der unterschiedlich gut verfügbaren Eisen(II)/(III)-Spezies wurden im 
Themenbereich IV (Kapitel 7) verschiedene nasschemische Aufschlussverfahren entwickelt 
und auf Sedimentproben vom Modellstandort angewendet. Aus den erzielten Ergebnissen 
konnte abgeleitet werden, dass aufgrund der im Aquifer vorliegenden Eisen(II)/(III)-Verteilung 
am Standort eisenreduzierende Prozesse stattfinden müssen. Sedimentproben nahe zur 
Schadensquelle wiesen hohe Eisen(II)-Gehalte auf, wohingegen im Zustrom und im weiteren 
Abstrom, in denen keine nennenswerten PAK und BTXE-Gehalte im Grundwasser nachge-
wiesen werden konnten, die Eisen(III)-Spezies überwogen. Weiterhin konnte auf Basis der 
nasschemischen Extraktionen aufgezeigt werden, dass die mit Säure aufgeschlossene Ei-
sen(III)-Anteile überwiegend aus gut säurelöslichen Eisen(III)-Verbindungen, wie z.B. 
Fe(OOH), resultieren. Eine Limitierung des Schadstoffabbaus durch Zehrung des Eisen(III)-
Oxidationspotentials konnte am Standort ausgeschlossen werden. 
Ein zusätzlicher Nachweis mikrobiologischer Aktivitäten (exotherme Abbauprozesse) wurde 
entlang der Hauptschadstoffachse erstmalig durch stationär eingebaute Temperaturmessfüh-
ler erbracht, mit denen vertikale Temperaturprofile (bis auf 40m) des Aquifers aufgenommen 
wurden. So konnte direkt im Abstrombereich zur Altablagerung für den Tiefenbereich zwi-
schen 8 bis14 m u. GOK, in dem auch die höchste Schadstoffkonzentration vorlag, eine aus-
geprägte Temperaturerhöhung des Aquifers beobachtet werden, die mit zunehmender Ent-
fernung zur Altablagerung wieder abnahm (∆THerdnah/Herdfern ~ 0,6°C). In den gering kontami-
nierten Tiefenbereichen konnte keine tendenzielle Temperaturänderung in Abstromrichtung 
festgestellt werden.  
Die Bedeutung der erarbeiteten Untersuchungs- und Überwachungsmethoden für MNA-
Anwendungen wurde in Kapitel 8 diskutiert. Hierbei konnte dargelegt werden, dass die vor-
geschlagenen Methoden zur Erfassung NA-relevanter Parameter geeignet sind. Sie stellen 
besonders im Hinblick einer ganzheitlichen Bewertung der Abbau- und Rückhalteprozesse 
eine Ergänzung zu den derzeitig angewendeten Methoden/Parametern dar und können als 
Beurteilungkriterien zur Abschätzung des Selbstreinigungspotentials verwendet werden. 
146   
 
Führt man die aus den Untersuchungen gewonnen Ergebnisse zusammen, kann für den 
konkreten Standort „Stürmlinger Sandgrube“ - in Übereinstimmung mit den mikrobiologi-
schen Untersuchungen (siehe Schulze 2003) - abgeleitet werden, dass im Aquifer wirkungs-
volle Selbstreinigungsvorgänge vorliegen müssen, die eine Begrenzung der PAK-
Schadstofffahne bedingen. Wenn aus behördlicher Sicht eine noch über einen längeren Zeit-
raum bestehende erhebliche Grundwasserkontamination über mehrere Hundert Meter im 
Abstrom des Schadensherd akzeptiert werden kann, kann die kontrollierte Nutzung der na-
türlichen Selbstreinigungsvorgänge eine Alternative zu technischen Sanierungsmaßnahmen 
darstellen. Eine signifikant zunehmende Beeinträchtigung des Schutzgutes Grundwasser ist 
bei gleich bleibenden Randbedingungen auf Grund der hier gewonnenen Ergebnissen nicht 
zu erwarten. 
Im Hinblick auf die Untersuchungs- und Überwachungsmethoden ergeben sich dennoch ei-
nige Aspekte, die in der vorliegenden Arbeit nicht abgehandelt werden konnten und deshalb 
Gegenstand weiterführender Untersuchungen darstellen sollten.  
Im Fall der PAK-Verfügbarkeitsuntersuchung könnte insbesondere die Einbindung eines Me-
thanol-Wasser-Extraktionsschrittes in die Extraktionssequenz von Interesse sein. Da bereits 
mit Methanol ein erheblicher PAK-Anteil eluiert werden kann, könnte mit diesem zusätzlichen 
Extraktionsschritt eine differenziertere Aussage über die leicht verfügbaren PAK getroffen 
werden. Weiterhin wäre es wünschenswert, die mit der Extraktionssequenz erhaltenen Aus-
sagen zum PAK-Mobilisierungspotential bei Corg-reichen Aquifermaterialien im Zusammen-
hang mit einem Feldstandort zu betrachten. Hierbei sollte geprüft werden, ob die laboranaly-
tischen Aussagen zur Mobilität und Verfügbarkeit auch tatsächlich im Einklang mit den Feld-
beobachtungen stehen. 
Weitere Forschungsarbeiten wären auch im Hinblick auf das entwickelte Infinite-Sink-
Extraktionsverfahren erstrebenswert. So könnte das Verfahren auch auf anorganische 
Schadstoffe ausgeweitet werden, indem z.B. zur Bestimmung von Schwermetallen als Ad-
sorbermaterial ein Ionenaustauscher verwendet wird. Ebenfalls bietet es sich an, dass Ver-
fahren im Rahmen der Sickerwasserprognose einzusetzen, um die potentiell eluierbaren 
Schadstoffmassen zu ermitteln, die mit dem Regenwasser ausgetragen werden können. Zur 
Bestimmung werden derzeit hierzu Säulen- und Batchversuche, mit dem in Kapitel 5 be-
schriebenen Nachteil der Schadstoffaufsättigung des Wassers, angewendet. 
Ob ein hoher Kohlenstoffanteil, z.B. bei humusreichen Feststoffmaterialen, die Aussagkraft 
der nasschemischen Säureaufschlüsse bei den Eisenuntersuchungen negativ beeinflussen 
kann, sollte insbesondere bei Feldstandorten, an denen ein hoher Corg-Anteil im Untergrund 
vorliegt, geprüft werden.  
Bezogen auf die Temperaturmessungen stehen noch Prüfungen zur Langzeitstabilität der 
Temperatursensoren aus. Zudem sollten die Temperaturmessungen zur Überprüfung ihrer 
Praxistauglichkeit auch auf andere Standorte übertragen werden. Inwiefern bebaute Flächen 
einen Einfluss auf die Temperaturmessungen hätten, wäre insbesondere dann von Rele-
vanz, wenn die Messungen in einem Stadtgebiet durchgeführt werden sollten und der Flur-
abstand gering ist. 
Literaturverzeichnis  147 
 
10 Literaturverzeichnis 
Abdul, A.S., Gibson, T.L., Rai, D.N. (1987): Statistical correlations for predicting the partition 
coefficient for nonpolar organic contaminants between aquifer organic carbon and wa-
ter. Haz. Waste 4: 211-222 
Al-Bashir, B., Cseh T., Leduc, R., Samson, R. (1990): Effect of soil/contaminant interactions 
on the biodegradation of naphthalene in flooded soil under denitrifying conditions. Appl. 
Microbiol. Biotechnol. 34: 414-419 
Atkins, P. W. (1990): Physikalische Chemie, VCH-Verlag Weinheim 
Barcelona, M., J.; Gibb, J.P.; Helfrich, J.A. (1985): Practical guide for ground-water sampling. 
Illinois State Water Survey Contract Report 374, 94 S. 
Barczewski, B., Grimm-Strele, J., Bisch, G. (1993): Überprüfung der Eignung von Grundwas-
serbeschaffenheitsmessstellen. Wasserwirtschaft 83: 72-78 
Barczewski, B., Marschall, P. (1987): Neue Messmethoden zur Bestimmung kleinster Strö-
mungsgeschwindigkeiten und zur Messung von Markierungsstoffen in Grundwasser-
messstellen. Wissenschaftlicher Bericht, HWV 86, Institut für Wasserbau, Universität 
Stuttgart 
Barczewski, B., Marschall, P. (1990): Entwicklung und Einsatz eines Lichtleiterfluorometers 
zur kontinuierlichen in-situ Messung von Fluoreszenztracern, Geotechnik, Sonderheft 
zum 9. nat. Felsmechanik Kolloquium, Aachen: 148-153 
Barth, G. (2003): Molekulare Mechanismen der Stressantwort in Hefezellen. www.biologie.tu-
dresden.de/mibi/all_mibi/all_mibi_projekte.html (Stand: 28.10.2003) 
Bartz, J. (1982): Quartär und Jungtertiär II im Oberrheingraben im Großraum Karlsruhe. 
Geologisches Jahrbuch, 63 – Stuttgart, E. Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandlung 
Beilsteins Handbuch (1922): Cyclische Kohlenwasserstoffe, System Nr. 480. Springer Ver-
lag, 4. Auflage Band V, 625 
Bethmann, D., Stieber, M., Blankenhorn, I., (1996): Untersuchung zur Optimierung des Eluti-
onsverfahrens nach DEV-S4 zur Elution von PAK aus kontaminierten Böden. GDCH-
Umwelttagung „ Umwelt und Chemie“ 7-10.10.1996 
Bettis, J.R. (1992): Correlation among the Laser-Induced Breakdown Treshold in Solids, Li-
quids and Gases. Appl. Opt. 46: 1382 
Beyer, H., Walter, W. (1984): Lehrbuch der organischen Chemie. Hirzel Verlag Stuttgart 
Bouchez, M., Blanchet, D., Vandecasteele, JP. (1995):  Substrate availabiltiy in phenan-
threne biodegradation: transfer mechanism and influence on metabolism. Appl. Envi-
ron. Microbiol. 43: 952-960 
Bradley, L.T., Athene, M.D. (1999): The study of water in heterogenous media using Envi-
ronmental Scanning Electron Microscopy. J. Mol. Liqu. 80: 207-230  
Brunauer, S., Emmet, P.H., Teller, E. (1938): Adsorption of gases in multimolecular layers. 
Environ. Sci. Technol. 17 (4): 227-231  
Brunn, W., Kestler, T., Leisegang, R. (1996): Bestimmung von 19 PAK in Böden durch Kapil-
lar-GC. GIT-Fachz. Lab. 1/96: 28-32 
148   
 
Bundschuh, T., Kim, J. I., Yun, J.-I., Neck, V. (2001b): Selective Determination of Euro-
pium(III) Oxide and Hydroxide Colloids in Aqueous Solution by Laser-Induced Break-
down Spectroscopy (LIBS). Appl. Spec. 55 (3): 273-278  
Bundschuh, T., Knopp, R., Winzerbacher, R., Kim, J. I., Köster, R. (2001a): Quantification of 
Aquatic Nano Particles after Different Steps of Bodensee Water Purification with Laser-
induced Breakdown Detection (LIBD). Acta Hydrochim. Hydrobiol. 29: 7-15 
Carter, D.L., Heilman, M.D., Gonzales, C.L., (1965): Etylene Glycol Monoethyl Ether for de-
termining surface area of silicate minerals. Soil Sci. 100 (5): 356-360 
Cerniglia, C.E. (1984): Microbial metabolism of polycyclic aromatic hydrocarbons. Adv. Appl. 
Microbiol. 30: 31-71 
Cerniglia, C.E. (1992): Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons. Biodegradation 
3: 351-368 
Cirpka, O.A. (2002): Ausbreitung- und Transportvorgänge in Strömungen II, Stoff- und Wär-
metransport in natürlichen Hydrosystemen. Vorlesungsskript des Instituts für Wasser-
bau, Universität Stuttgart  
Coates, J.D., Woodward, J., Allen, J., Philip, P., Lovley, D.R. (1997): Anaerobic degradation 
of polycyclic aromatic hydrocarbons and alkanes in petroleum-contaminated marine 
harbour sediments. Appl. Environ. Microbiol. 63(9): 3589-3593 
Czurda, K., Roehe, K. E., Wagner, J-F. (1997): Diagnostische Methoden zur Abschätzung 
des Gefährdungspotentials schwermetallbelasteter Böden - Charakterisierung der Bin-
dungsstärke und Bindungsform. - Forschungsbericht an das BMBF, Projektträger BEO, 
Förderkennzeichen 0339510A, 71 S.; Karlsruhe 
Dannemann, H. et al. (2001): Gefahrenbeurteilung, Sanierung und Entwicklung teerkontami-
nierter Standorte - Zusammenfassung des Wissenstandes und der praktischen Erfah-
rungen. In: Wiesner, J. (2001): Resümee und Beiträge zur DECHEMA Fachtagung: 
Sanierung und Entwicklung teerkontaminierter Standorte: 15-27  
Dehnert, J., Kuhn, K., Nestler, W., Grischek, T., Lankau, R. (2001): Eine Untersuchung zum 
Einfluss voll verfilterter Messstellen auf die Grundwasserbeschaffenheit. Grundwasser 
– Zeitschrift der Fachsektion Hydrogeologie 4: 174-182 
DIN 38414-S4 (1984): Bestimmung der Eluierbarkeit mit Wasser (S4) 
DIN 38414-S23 (2002): Bestimmung von 15 polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstof-
fen durch Hochleistungs-Flüssigkeitschromatographie und Fluoreszenzdetektion 
DIN 38406-E1 (1983): Bestimmung von Eisen 
DIN 4022 Teil 1 (1987): Benennung und Beschreiben von Boden und Fels 
DIN V 19736: DIN-Vornorm zur Bodenbeschaffenheit – Ableitung von Konzentrationen orga-
nischer Stoffe im Bodenwasser 
Doll, A., Püttmann, W. (1999): Natural Attenuation: Sanierung von Mineralölkontaminationen 
in Boden und Grundwasser durch natürliche Rückhalte- und Abbauprozesse in den 
USA. Altlasten Spektrum 6/99: 331-339 
Literaturverzeichnis  149 
 
Dries, J., Smets, B.F. (2002): Transformation and mineralization of benzo[a]pyrene by micro-
bial cultures enriched on mixtures of three-and four-ring polycyclic aromatic hydrocar-
bons. J. Ind. Microbiol. & Biotechnol. 28: 70-73 
Edwards, E.A., Wills, L.E., Reinhard, M., Gribic’-Galic’, D. (1992): Anaerobic degradation of 
toluene and xylene by aquifer microorganisms under sulfat-reduction conditions. Appl. 
Environ. Microbiol. 58 (3): 794-800 
Ellwanger, D., Bibus, E., Bludau, W., Kösel, M.& Merkt, J. (1995): Baden-Württemberg. In: 
Benda, L.: Das Quartär Deutschlands. Gebrüder Borntraeger, Berlin, Stuttgart: 255-298 
Eschenbach, A., Wienberg, R., Mahro, B., (1997): Bildung und Langzeitstabilität von nicht 
extrahierbaren PAK Rückständen im Boden. Altlastenspektrum 6: 292-297 
Eschenbach, A., Wienberg, R., Mahro, B., (1998): Fate and stability of nonextractable resi-
dues of [14C] PAH in contaminated soils under environmental stress conditions. Envi-
ron. Sci. Technol. 32:  2585-2590 
FH-DGG (2002): Das Hydrogeologische Modell als Basis für die Bewertung von Monitored 
Natural Attenuation bei der Altlastenbearbeitung – Ein Leitfaden für Auftraggeber, In-
genieurbüros und Fachbehörden. Schriftenreihe der Deutschen Geologischen Gesell-
schaft Heft 23, Hannover 2002 
Fick, A. (1855): On liquid diffusion. Phil. Mag., 294 (X): 30-39 
Förstner, U., Calmano, W.  (1982): Bindungsformen von Schwermetallen in Baggerschläm-
men, Vom Wasser  59: 83-92 
Freundlich, H. (1906): Über die Adsorption in Lösungen. Z. phys. Chem. 57: 385-470 
Fritsche, W., (1999): Abbau von Mineralölkohlenwasserstoffen und polycyclischen aromati-
schen Kohlenwasserstoffen. In: Innovative Techniken der Bodensanierung - ein Beitrag 
zur Nachhaltigkeit. 1999 Spektum, Akad. Verl.: 22-40 
Fu, G., Kan, A.T., Tomson, M. (1994): Adsorption and desorption hysteresis of PAHs in sur-
face sediment. Environ. Toxicol. Chem. 13: 1559-1567 
Gauthier, T.D., Seitz, R.W., Grant, C.L. (1987): Effects of structural and compositional varia-
tions of dissolved humic materials on Pyrene Koc values. Environ. Sci. Technol. 21 (3): 
243-248 
Ghoshal, S., Ramaswami, A., Luthy, R. G., (1996): Biodegradation of naphthalene from coal 
tar and heptamethylnonane in mixed batch systems. Environ. Sci. Technol. 30: 1282-
1291  
GLA (1994): Grundwassermarkierungsversuche. Geologisches Landesamt Baden-
Württemberg. Informationen 6/94: 37-45 
G.M.F. (1997): Nähere Erkundung (E2-3) der Altablagerung „Stürmlinger Sandgrube“ (Obj. 
Nr. 00013/3038). Unveröffentlichtes Gutachten der Gesellschaft für Mess- und Filter-
technik (G.M.F), Karlsruhe 
G.M.F. (2002): Untersuchung und Bewertung der Sorptions- und Abbauvorgänge an Hand 
der Schadstoffverteilung im Untergrund. Unveröffentlichter Jahresbericht 2002 zum 
BMBF-Verbundprojekt (Förderkennzeichen: 02WT0008/8): Entwicklung einer Methode 
zum Nachweis der Stationarität von PAK-Ausbreitungsfahnen im Grundwasser 
150   
 
Gosh, U., Talley, J.W., (2001): Particle-scale investigastion of PAH desorption kinetics and 
thermodynamics from sediment. Environ. Sci. Technol. 35: 3468-3475 
Grathwohl, P. (1990): Influence of organic matter from soils and sediments from various ori-
gins on the sorption of some chlorinated aliphatic hydrocarbons. Implications on Koc-
correlations. Environ. Sci. Technol. 24: 1687-1693 
Haese, R.R., Wallmann K., Dahmke, A. (1997): Iron species determination to investigate 
early diagenetic reactivity in marine sediments. Geochim. et Cosmochim. Acta, 60(1): 
63-72 
Hakanson, L., Jansson, M. (1993): Principles of lake sedimentology, Springer Verlag 
Harms, H., Zehnder, AJB. (1995): Bioavailability of sorbed 3-chlorodibenzufuran. Appl. Envi-
ron. Microbiol. 61:  27-33 
Hatzinger, P.B., Alexander, M. (1995): Effect of aging of chemicals in soil on their biodegrad-
ability and extractability. Environ. Sci. Technol. 29: 537-545 
Heitkamp, M.A., Freeman, J.P., Miller, D.W., Cerniglia, C.E. (1988): Pyrene degradation by a 
Mycobacterium sp.: identification of ring oxidation and ring fission products. Appl. Mi-
crobiol. 54: 2556-2565 
Henry, D.C. (1922): A kinetic theory of adsorption. Phil. Mag. 44 (6): 689-705 
Herbert, M. (1992): Sorption polycyclischer aromatischer Kohlenwasserstoffe (PAK) bei der 
Filtration von Wasserproben. Wasser und Boden 8: 504-506 
Herfort, M., Ptak, T. (2002): Multitracer-Versuch im kontaminierten Grundwasser des Testfel-
des Süd. Grundwasser – Zeitschrift der Fachsektion Hydrogeologie 1/2002: 31-40 
Heron G., Crouzet C., (1994 a): Oxidation Capacity of Aquifer Sediments. Environ. Sci. 
Technol., Vol. 28 No. 1: 153-158 
Heron G., Crouzet C., (1994 b): Speciation of Fe(II) and Fe(III) in Contaminated Aquifer 
Sediments Using Chemical Extraction Techniques. Environ. Sci. Technol. 28 (9): 1698-
1705 
Hodson, J., Williams, N.A. (1988): The estimation of the adsorption coefficient (KOC) for soils 
by high performance liquid chromatography. Chemosphere, 17: 67-77 
Holleman, A. F. (1985): Lehrbuch der anorganischen Chemie, Walter de Gruyter-Verlag Ber-
lin, 91-100 Auflage 
Hutchins, S.R., Sewell, G.W., Kovacs, D.A., Smith, G.A. (1991): Biodegradation of aromatic 
hydrocarbons by aquifer microorganisms under denitrifying conditions. Environ. Sci. 
Technol. 25 (1): 68-76 
Isaac, S., Jennings, D. (1996): Kultur von Mikroorganismen. Spektrum Akademischer Verlag, 
Heidelberg, Berlin, Oxfort 
ITVA (2003): Entwurf zur Arbeitshilfe H1-12 Monitored Natural Attenuation des ITVA-
Fachausschuss „Technologien und Verfahren“  
Jander, G, Blasius, E., (1989): Lehrbuch der analytischen und präparativen anorganischen 
Chemie, S. Hirzel Verlag Stuttgart, 13 Auflage 
Literaturverzeichnis  151 
 
Jason, W. K., Kottler, B.D., Alexander, M., (1997): Selective chemical extractants to predict 
bioavailability of soil-aged organic chemicals. Environ. Sci. Technol. 31: 214-217 
Käcker, T. (2000): Bildung und Verbleib von PAK-Abbauprodukten in einfach- und mischkon-
taminierten Bodenmaterialien. Dissertation des Fachbereichs Chemie der Universität 
Hamburg  
Kaltschmidt, T., (2002):  Bewertung des Sorptions- und Verlagerungspotentials ausgewählter 
Böden in Sachsen für Schwermetalle. - Abschlussbericht Nr. 1 des Sächsischen Lan-
desamt für Umwelt und Geologie 10/2000 - 12/2002 
Kanaly, R.A., Harayama, S. (2000): Biodegradation of high-molecular-weight polycyclic aro-
matic hydrocarbons by bacteria. J. Bacteriol. 182: 2059-2067 
Karickhoff, S.W. (1981): Semi-empirical estimation of sorption of hydrophobic pollutants on 
natural sediments and soils. Chemosphere 10 (8): 833-846 
Karickhoff, S.W., Brown, D.S., Scott, T.A. (1979): Sorption of hydrophobic pollutants on natu-
ral sediments. Water Research 13 (3): 241-248 
Käss, W. (1992): Geohydrologische Markierungstechnik, Lehrbuch der Hydrogeologie Bd. 9, 
Gebrüder Borntraeger, Berlin-Stuttgart 
Kästner, M. (2001): Sorption und Festlegung von PAK. In: Wiesner, J. (2001): Resümee und 
Beiträge zur DECHEMA Fachtagung: Sanierung und Entwicklung teerkontaminierter 
Standorte: 45-69 
Kästner, M., Streibich, S., Beyrer, M., Richniow, H.H., Fritsche, W., (1999): Formation of 
bound residues during microbial degradation of [14C]-anthracene in soil. Appl. Environ. 
Microbiol. 65: 1834-1842 
Keeley, D.F., Hoffpauir, M.A., Meriwether, J.R. (1988): Solubility of aromatic hydrocarbons in 
water and sodium chloride solutions of different ionic strengths: Benzene and Toluene. 
J. Chem. Eng. Data 33: 87-89 
Kennedy, L.G., Everett, J.W. (2001): Microbial degradation of simulated landfill leachate: 
solid iron/sulphur interactions. Adv. Environ. Research 5: 103-116 
Kennedy, L.G., Everett, J.W., Dewers, T., Pickins, W., Edwards, D. (1999): Application of 
mineral iron and sulfide analysis to evaluate natural attenuation at fuel contaminated 
site. J. Environ. Eng. 125(1): 47-56 
Kennedy, L.G., Everett, J.W., K.J., Ware, Parsons, R., Green, V. (1998): Iron and sulphur 
mineral analysis methods for natural attenuation assessments. Bioremed. J. 2 (3&4): 
259-276 
Korte, F. (1992): Lehrbuch der ökologischen Chemie. Thieme Verlag Stuttgart – New York 
Langenhoff, A.A.M., Zehnder A.J.B., Schraag, G. (1997): Behaviour of toluene, benzene and 
naphthalene under anaerobic conditions in sediment columns. Biodeg. 7: 267-274 
Langmuir, I. (1918): The adsorption of gases on plane surfaces of glass, mica and platinum. 
J. Am. Chem. Soc. 40: 1361-1403 
LfU (1994): Handbuch Altlasten und Grundwasserschadensfälle, Immobilisierung von Schad-
stoffen in Altlasten, Band 15: 46-47 
152   
 
LfU (1997): Stoffbericht Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK). Texte und 
Berichte zur Altlastenbearbeitung 34/97: 37-75  
LfU (2002): Grundwasserüberwachungsprogramm: Ergebnisse der Beprobung 2001. Band 
21 
LfU-LfW-Merkblatt Nr. 3.8/5 (2002): Untersuchung von Bodenproben und Eluaten bei Altlas-
ten und schädlichen Bodenveränderungen für die Wirkungspfade Boden-Mensch und 
Boden-Gewässer, Hrsg.: Bayrisches Landesamt für Umweltschutz und Bayrisches 
Landesamt für Wasserwirtschaft 
Lovley, D.R. (1991): Dissimilatory Fe(III) and Mn(IV) reduction, Microbiol. Rev. 55: 259-287 
Lovley, D.R., Chapelle, F.H., Woodward, J.C. (1994): Use of dissolved H2 concentrations to 
determine distribution of microbially catalyzed redox reactions in anoxic groundwater. 
Environ. Sci. Technol. 28 (7): 1205-1210 
Lovley, D.R., Phillips E.P. (1987): Rapid assay for microbially reducible ferric iron in aquatic 
sediments. Appl. Environ. Microbiol. 53 (7):1536-1540 
Lovley, D.R., Phillips, E. P. (1986): Organic matter mineralization with reduction of ferric iron 
in anaerobic sediments. Appl. Environ. Microbiol. 51 (4): 683-689 
Lovley, D.R., Woodward, J.C., Chapelle, F.H. (1996): Rapid anaerobic Benzene Oxidation 
with a variety of chelated Fe(III) forms. Appl. Environ. Microbiol. 62 (1): 228-291 
Lovley, D.R., Woodward, J.C., Coates, J.D., Phillips, E.P. (1995): Benzene Oxidation cou-
pled to sulphate reduction. Appl. Environ. Microbiol. 61 (3): 953-958 
LUA-NRW-Merkblatt Nr. 1: Bestimmung von polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstof-
fen (PAK) in Bodenproben. Hrsg.: Landesumweltamt Nordrhein-Westfalen, Essen 1994 
Lux, H., Fichtner, W., (1992): Quantitative Anorganische Analyse – Leitfaden zum Praktikum, 
Springer Verlag, 9. Auflage 
Lyngkilde, J., Christensen, T.H. (1992): Fate of organic contaminants in the redox zone of a 
landfill leachate pollution plume. J. Contam. Hydrol. 10: 291-307 
Mackay, D., Shiu, W.J. (1977): Aqueous solubility of polynuclear hydrocarbons. J. Chem. 
Eng. Data 22 (4): 399-402 
Mahro, B., Kästner, M. (1993a): PAK-Altlasten: Bewertung der mikrobiellen Sanierung. 
Spektrum der Wissenschaft, Heft 10: 97-100 
Mahro, B., Kästner, M. (1993b): Der mikrobielle Abbau polyzyklischer aromatischer Kohlen-
wasserstoffe (PAK) in Böden und Sedimenten: Mineralisierung, Metabolitenbildung und 
Entstehung gebundener Rückstände. Bioengineering 9: 50-58 
Martus, P., Püttmann, W. (2000): Anforderungen bei der Anwendung von Natural Attenuation 
zur Sanierung von Grundwasserschadensfällen: Sonderdruck Altlasten Spektrum 
2/2000: 87-105  
Mattheß, G. (1992): Lehrbuch der Hydrogeologie Band 1. Allgemeine Hydrogeologie Grund-
wasserhaushalt. Gebrüder Borntraeger, Berlin-Stuttgart 
Mattheß, G. (1990): Lehrbuch der Hydrogeologie Band 2. Die Beschaffenheit des Grund-
wassers. Gebrüder Borntraeger, Berlin-Stuttgart 
Literaturverzeichnis  153 
 
McFarland, M.J., Sims, R.C. (1991): Thermodynamic Framework for Evaluating PAH Degra-
dation in the Subsurface. J. Groundw. 29 (6): 885-895 
Michels, J., Wachinger, G. (2003): BMBF-Förderschwerpunkt KORA (Kontrollierter Natürli-
cher Rückhalt und Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grund-
wässer und Böden. Eine Zusammenstellung der laufenden Projekte. KORA-Broschüre 
Stand Juni 2003 
Mihelcic, J.R., Luthey, R.G. (1988): Sorption and microbial degradation of naphthalene in 
soil-water suspensions under denitrification conditions. Envrion. Sci. Technol. 25: 169-
177 
Milller, M.M., Wasik, S., Huang, G-l., Shiu, W-Y., Mackay, D.M (1985): Relationship between 
octanol-water partition coefficient and aqueous solubility. Environ. Sci. Technol. 19 (6): 
522-529 
Näser, K.-H (1990): Physikalische Chemie für Techniker und Ingenieure, VEB Deutscher 
Verlag für Grundstoffindustrie 
Ngo Manh, T., Knopp, R., Geckeis, H., Kim, J.I., Beck, H.P. (2000): Detection of Nanocol-
loids with Flow Field Flow Fractionation and Laser Induced Breakdown Detection. Anal. 
Chem. 72 (1): 1-5 
Northcott, G.L., Jones, K.C., (2001): Partitioning, extractability, and formation of nonex-
tractable PAH residues in soil: I Compound differences in aging and sequestration. En-
viron. Sci. Technol. 35: 1103-1110 
Northcott, G.L., Jones, K.C., (2001): Partitioning, extractability, and formation of nonex-
tractable PAH residues in soil: 2 Effects on Compound Dissolution Behaviour. Environ. 
Sci. Technol. 35: 1111-1117 
Owens, J.W., Wasik, S.P., Devoe, H. (1986): Aqueous solubilities and enthalpies of solution 
of n-Alkylbenzenes. J. Chem. Eng. Data 31: 47-51 
Parthen, J. (1993): Schadstoffabbau in Feststoffreaktoren. In: Alef,K., Fiedler, H., Hutzinger 
(Hrsg.): ECOINFORMA ‘92. 2. Internationale Tagung und Ausstellung über Umweltin-
formation und Umweltkommunikation. ECOINFORMA, Vol. 2. Econinforma Press: 183-
198  
Pinther, W. (2002): Anforderungen an Monitoring und Analysentechnik aus Sicht des Landes 
Bayern. In: BMBF-Förderschwerpunkt KORA „Kontrollierter natürlicher Rückhalt und 
Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grundwässer und Böden. 
Beiträge aus dem ersten Fachgespräch „Monitoring und Analysentechnik“. Ber-
lin/Dresden 2002 
Ptak, T., Schmid, G. (1996): Dual-tracer transport experiments in a physically and chemically 
heterogeneous porous aquifer: effictive transport parameter and spatial variability. J. 
Hydrol. 183: 117-138 
Püttmann, W., Stupp, H.D., (2001): Migrationsverhalten von PAK in Grundwasserleitern -
Hinweise für die Anwendung von MNA bei sanierungsbedürftigen Grundwasserverun-
reinigungen durch PAK. Altlastenspektrum 10: 128-136 
Reid, B.J., Stokes, J.D., (2000): Nonexhausive Cyclodextrin-based extraction technique for 
the evaluation of PAH bioavailability. Environ. Sci. Technol. 34: 3174-3179   
154   
 
Richnow, H.H., Kästner, M., (2000): Die Bildung von Bound Residues aus heutiger Sicht. 
Tagungsband der Abschlussveranstaltung SFB 188: Reinigung kontaminierter Böden, 
Hamburg-Harburg 29.03 - 31.03.2000 
Richnow, H.H., Seifert, R., Eschenbach, A., Mahro, B., Michaelis, W., Wehrung, P., Albrecht, 
P. (1998): The use of 13C-labelled polycyclic aromatic hydrocarbons for the analysis of 
their transformation in soil. Chemosphere 36: 2211-2224 
Richnow, H.H., Seifert, R., Hefter, J., Kästner, M., Mahro, B., Michaelis, W., (1994): Metabo-
lites of xenobiotica and mineral of constituents linked to macromolecular organic matter 
in polluted environments. Org. Geochem. 22: 671-681 
Roden, E.E., Zachara, J.M., (1996): Microbial Reduction of Crystalline Iron (III) Oxides: Influ-
ence of Oxide Surface Area and Potential for Cell Growth. Environ. Sci. Technol. 30(5): 
1618-1628 
Rösler, H.J. (1980): Lehrbuch der Mineralogie, VEB Deutscher Verlag für Grundstoffindust-
rie, Leipzig 
Rügner, H., Teutsch, G., Gratwohl, P., Kohler, W. (2001): Natural Attenuation organischer 
Schadstoffe im Grundwasser – Stand der Technik, Methoden zur Implemtierung. 
Schriftenreihe altlastenforum Baden-Württemberg e.V. Heft 5, E. Schweizerbart’sche 
Verlagsbuchhandlung Stuttgart 
Rutherford, D.W., Chiou, C.T., Kile, D.E. (1992): Influence of soil organic matter composition 
on the partition of organic compounds. Environ. Sci. Technol. 26(2): 336-340  
Ruzin, E. (2003): Reduktion organischer Schadstoffe in Grundwässern mit aquatischen 
Fe(0)-Kolloiden. Diplomarbeit der Naturwissenschaftlichen Fakultät für Chemie und 
Pharmazie der Universität Regensburg 
Schlegel, H.G. (1985): Allgemeine Mikrobiologie. Thieme Verlag Stuttgart 
Schmid, G., Ptak, T., (1996): Dual-tracer transport experiments in a physically and chemi-
cally heterogeneous porous aquifer: effective transport parameters and spatial variabil-
ity. J. Hydrol. 183: 117-138 
Schmidkonz, B. (2002): Praktikum anorganische Analyse - Qualitativer und Quantitativer 
Ansatz, Harri Deutsch Verlag 
Schröcke, H., Weiner, K.L., (1981): Mineralogie ein Lehrbuch auf systematischer Grundlage, 
Walter de Gruyter-Verlag Berlin 
Schulze, S., Thiem, A. (2003): Redoxzonierung und mikrobieller Schadstoffabbau am Stand-
ort „Stürmlinger Sandgrube“. In: Symposium Ressource Fläche und VEGAS-
Statuskolloquim 2003, Mitteilungen Institut für Wasserbau Universität Stuttgart: Heft 
124 
Sims, R.C., Overcash, M.R. (1983): Fate of polynuclear aromatic compounds (PNA) in soil-
plant systems. Residue Reviews, Vol. 88, Springer Verlag N.Y. Inc.: 1-68 
Skoog, D.A., Leary, J.J. (1996): Instrumentelle Analytik: Grundlagen – Geräte  
Slg LfW (2002): Hinweis für die Durchführung und die Begutachtung von Markierungsversu-
chen in Gewässern. Sammlung von Schriftstücken des Bayrischen Landesamts für 
Wasserwirtschaft. Merkblatt Nr. 3.1/1 2002 
Literaturverzeichnis  155 
 
Snyder, L.R., (1974): Classification of solvent properties of common liquid. J. Chromatogr. 
92: 223-230 
Sondermann, W.-D. (2002): Rechtliche Aspekte des kontrollierten natürlichen Rückhaltes 
und Abbaus von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Böden und Grundwäs-
ser. In: BMBF-Förderschwerpunkt KORA „Kontrollierter natürlicher Rückhalt und Abbau 
von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grundwässer und Böden. Beiträge 
aus dem ersten Fachgespräch „Monitoring und Analysentechnik“. Berlin/Dresden 2002 
Steiner, N., Struck, R. (2003): Bodenschutz- und wasserrechtliche Rahmenbedingungen für 
die Nutzung von NA-Prozessen. Altlastenspektrum 5/2003: 229-236 
Stieber, M., Werner,P., Frimmel, F.H. (1993): Untersuchungen zur Bilanzierung des mikro-
biellen Abbaus von polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen in Bodensäulen. 
Vom Wasser 80: 165-175 
Stupp, H.D., Paus, L. (1999): Migrationsverhalten organischer Grundwasserinhaltsstoffe und 
Ansätze zur Beurteilung von MNA. Terra Tech 5/99: 32-37 
Teutsch, G., Grathwohl, P., Schiedeck, C. (1997). Literaturstudie zum natürlichen Rück-
halt/Abbau von Schadstoffen im Grundwasser, im Auftrag der Landesanstalt für Um-
weltschutz Baden-Württemberg 
Thomas, J.M., Yordy, J.R., Amador, J.A., Alexander, M. (1986): Rates of dissolution and bio-
degradation of water-insoluble organic compounds. Appl. Environ. Microbiol. 52: 290-
296  
Topel, J.P., Fritzpatrick, A.G. (2002): Summary of Data Gaps Report St. Maries Creosote 
Site Remedial Investigation/Feasibility Study St. Maries, Idaho; RETEC Project Num-
ber: MARB1-15656-210; The RETEC Group, Inc. 1011 S.W. Klickitat Way, Suite #207 
Seattle, Washington 98134 
Trunkó, L. (1984): Karlsruhe und Umgebung. Nördlicher Schwarzwald, südlicher Kraichgau, 
Rheinebene, Ostrand des Pfälzer Waldes und der Nordvogesen. Sammlung Geologi-
scher Führer, Band 78, Gebrüder Borntraeger, Berlin - Stuttgart 
UBA (2004): UBA-Portal Umweltdaten DeutschlandOnline des Umweltbundesamtes für 
Mensch und Umwelt, Bundesminesterium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicher-
heit, http://www.umweltbundesamt.de/uba-info-daten/index.htm (Stand 01.03.2004) 
US-EPA OSWER (1999): Use of Monitored Natural Attenuation at Superfund, RCRA Correc-
tive Action, and Underground Storage Tank Sites. Directive 9200.4-17P 
Verschueren, K. (1997): Handbook of environmental data on organic chemicals. 3. Ed., Van 
Nostrand Reinold New York, S. 1310 
Vogel, T.M., Carthy, P.L (1985): Biotransformation of Tetrachloroethylene to Trichloroethyl-
ene. Vinyl Chloride and Carbon Dioxide under methanogenic conditions. Appl. Environ. 
Microbiol. 5: 1080-1083  
Vogel, T.M., Gribic’-Galic’, D. (1987): Transformation of Toluene and Benzene by Mixed 
Methanogenic Cultures. Appl. Environ. Microbiol. 53: 254-260 
Wagner, T., Bundschuh, T., Köster, R. (2002): Untersuchung zur Quantifizierung kolloidaler 
Inhaltsstoffe bei der Gewinnung, Aufbereitung und Verteilung von Trinkwasser. In: 
156   
 
Kurzreferate zur Jahrestagung 2002 der Wasserchemischen Gesellschaft- Fachgruppe 
in der Gesellschaft Deutscher Chemiker, Eichstätt 6.-8. Mai 2002: 83-87 
Wallmann, K., Hennies, K. (1993): New procedure for determining reactive Fe(III) and Fe(II) 
minerals in sediments, Limnol. Oceanogr. 38(8): 1803-1812 
Walters, R.W., Luthy, R.G. (1984): Equilibrium adsorption of polycyclic aromatic hydrocar-
bons from water onto hydrophobic pollutants in aquatic systems. Environ. Sci. Technol. 
17 (9): 513 – 518 
Weber, K. (2002): Bilanzierung und Modellierung des BTEX-Austrags aus dem Grundwasser 
eines Gaswerksgeländes. Schriftenreihe Angewandte Geologie Karlsruhe Band 67 
Wege, R., Klaas, N., Birkle, M., Tiehm, A. (2003): Nachweis der Stationarität von PAK-
Fahnen am Feldstandort „Stürmlinger Sandgrube“. In: Symposium Ressource Fläche 
und VEGAS-Statuskolloquim 2003, Mitteilungen Institut für Wasserbau Universität 
Stuttgart: Heft 124 
Werner, P. (2001): Abbauverhalten mobiler Schadstoffe an teerkontaminierten Standorten. 
In: Wiesner, J. (2001): Resümee und Beiträge zur DECHEMA Fachtagung: Sanierung 
und Entwicklung teerkontaminierter Standorte: 36-44 
Weissenfels, W.D., Beyer, M., Klein,J. (1991): Microbial metabolism of fluoranthene: isolation 
and identification of ring fission products. Appl. Microbiol. & Biotechnol. 32: 479-484 
White, J.C., Alexander, M., (1996): Reduced biodegradation of desorption - resistant frac-
tions of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil and aquifer solid. Environ. Toxicol. 
Chem. 15: 1973-1978 
Wilson, B.H., Smith, G.B., Rees, J.F. (1986): Biotransformation of selected alkylbenzenes 
and halogenated aliphatic hydrocarbons in methanogenic aquifer material. A micro-
cosm study. Environ. Sci. Techol. 20: 997-1002 
Yalkowsky, S.H., Valvani, S.C. (1979): Solubilities and partitioning – 2. relationships between 
aqueous solubilties, partition coefficients and molecular surface areas of rigid aromatic 
hydrocarbons. J. Chem. Eng. Data 24 (2): 127-129 
Zhang, X., Young, L. (1997): Carboxylation as an initial reaction in the anaerobic metabolism 
of naphthalene and phenanthrene by sulfidogenic consortia. Appl. Environ. Microbiol. 
63(12): 4759-4764