7. Wassergüte und Grundwasserverschmutzung · FG Geohydraulik und Ingenieurhydrologie Allgemeine Geohydrologie Universität Gesamthochschule Kassel Prof. Dr. rer. nat. M. Koch 7.1

FG Geohydraulik und Ingenieurhydrologie Allgemeine GeohydrologieUniversität Gesamthochschule KasselProf. Dr. rer. nat. M. Koch 7.1

7. Wassergüte und Grundwasserverschmutzung7.1 Grundwasserbeschaffenheit7.1.1 Natürliche Grundwasserbeschaffenheit

Im natürlichen Grundwasser (aber auch in Oberflächengewässern, die ja langfristig vonGrundwasser gespeist werden) sind stets eine Reihe von Stoffen gelöst. Die Hauptinhaltsstoffedes Grundwassers sind:

Kationen (positiv geladene Ionen): Natrium, Kalium, Ammonium, Magnesium, Calcium, Mangan, Eisen

Anionen (negativ geladene Ionen): Chlorid, Sulfat, Nitrat, Hydrogencarbonat

Gelöste Gase: Kohlendioxid, Sauerstoff, Stickstoff

Undissoziierte Stoffe: Kieselsäure

Die Konzentrationen der genannten Stoffe liegen im Bereich von mg/l (ppm = parts per million)bis g/l. Neben diesen anorganischen Elementen und Verbindungen, können aber auch komplexeStoffe und zahlreiche organische Substanzen, z. B. Huminstoffe und, im Falle von anthropogeninduzierter Grundwasserverschmutzung, eine große Zahl von aliphatischen (Ketten-verbindungen, wie Tetrachlorkohlenstoffbindungen , ein Reinigungsmittel) und aromatischen(Ringverbindungen, wie die Phenole oder viele Pestizide) toxischen chemischen Verbindungenim Grundwasser enthalten sein.

Die Summenkonzentration der gesamten Menge der gelösten Ionen (Kationen und Ionen) wirdauch als TDS (totally dissolved solids) bezeichnet und dient zur 1. Güte-Klassifizierung vonWasser, bzw. ist der erste Parameter, der auch bei der Untersuchung von potentiellerGrundwasserverschmutzung und Sanierungserfolgen gemessen wird.

Klasse TDS [ppm]

Frischwasser 0-1000Brackwasser 1000-10000Salzwasser 10000-100000Sohlen >100000

Der TDS wird zweckmäßig durch die elektrische Leitfähigkeit quantifiziert, die ein Maß zurBeurteilung der Gesamtmineralisation einer Wasserprobe ist. Ihr Zahlenwert in mS /cm bei 20Co

entspricht überschlägig dem TDS in mg/l (ppm), wie sie auch in Kap. 6.2.4 für einige Wässerangegeben sind.

Die durch die Konzentration an gelösten Mineralien bedingte natürliche Grundwässergüte istfast ausschließlich eine Funktion der Gesteins-Wasser-Wechselwirkung. Insofern gibt diemineralischen Zusammensetzung von in Quellen zu Tage tretenden Grundwässern ein gewissesAbbild über die mineralogische Komposition der Aquifer-Matrix und der dort ablaufendenVerwitterungsprozesse.


Die folgende Tabelle zeigt die unterschiedliche mittlere Komposition mehrerer perenniellen(permanent fließenden, von tieferen Grundwässern gespeisten) und ephemeralen (nurjahrezeitlich bedingt fließenden, von oberen Grundwässern gespeisten) Quellen in Nevada.

Tabelle 6.1: Mineralogische Zusammensetzung von pereniellen und ephemeralen Quellen inNevada (Drever, 1988)

Die wichtigsten geochemischen Reaktionen in aquatischen Systemen sind

1) Säure-Base Reaktionen,

2) Redox-Reaktionen,

3) Lösungs-/Fällungsreaktionen,

4) Sorption/Desorption,

5) Gas-Wasser-Reaktionen

Einige dieser Reaktionen sind (besonders bei Schadensfällen mit organischen Substanzen) auchdurch mikrobiologische Prozesse bedingt. Letzere können sein:

1) anaerob:

Bei Sauerstoffmangel können anaerobe Fäulnisvorgänge bis hin zur Bildung vonSchwefelwasserstoff einsetzen. Wässer in Sedimenten mit hohen Anteilen organischerSubstanz enthalten kaum freien Sauerstoff und sorgen für ein reduzierendes Milieu.

2) aerob:

Es ist die Anwesenheit von Sauerstoff erforderlich. Es kommt dann umgekehrt zumAbbau der Organik und z. B. zur Oxidation von Eisen und Mangan und derenAusfällung als Hydroxide. Aerobe mikrobiologische Vorgänge sind in jüngster Zeit beider biologischen Sanierung von organisch kontaminierten Grundwasserleitern zumTragen gekommen. Allerdings können solche aerobe Reaktionen bei der Oxidation vonanorganischen Stoffen auch negativer Natur sein.


Beispiel: Die Oxidation, oder Verwitterung von Eisen-Pyrit in Bergbau-Abraumhaldenmit der Entstehung von Schwefelsäure hat in vielen Bergbau-Gebieten der USA zu einerbeträchtlichen toxischen Belastung von Flüssen geführt.

Während der Bodenpassage wird Wasser mit Kohlensäure angereichert. In natürlichen Wässernbesteht das Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht (s. Kap. 6.3), das eine Aussage macht, ob es zurLösung oder Ausfällung von Kalk kommt bei der Bewegung in der ungesättigten Zone und imAquifer, infolge Mischung verschiedener Grundwässer, oder im Zuge der Wasseraufbereitung.

Redox-Reaktionen werden durch das Redoxpotential (EH-Wert in V oder pe-Wert) beschrieben.In einem reduzierenden Milieu liegen im Stabilitätsbereich von Fe -II-Wässer mit pH-Werten2+

unter 8,2 und EH-Werten zwischen 0,8 und -0,3 V vor. Unterschiedliche Milieus können inunmittelbarerNachbarschaft zueinander auftreten. So bildet sich beispielsweise ingeringdurchlässigen Sedimenten oder gar in einzelnen Poren mit Anteilen organischer Substanzunter Sauerstoffzehrung ein anaerobes Milieu aus. In einem benachbarten Kieskörper kanngleichzeitig sauerstoffreiches Wasser für ein aerobes und somit oxidierendes Milieu sorgen.

Infolge von Oxidations-Reduktionsprozessen (die immer gekoppelt sind) kann sich dasRedoxpotential im Grundwasser verschieben. Das Redoxpotential bestimmt mit dem pH-Wert(Hydrolysegleichgewicht) die Stabilitätsbereiche von Metallionen, die in verschiedenenOxidationsstufen vorkommen und machen daher eine Auskunft darüber, bei welchem pH-Wertund unter welcher Spannung feste oder gelöste Phasen stabil sind.

Beispiel: Eisen tritt bei niedrigem EH-Wert (reduzierte Bedingungen) als gut lösliches Eisen-II(Fe ) auf. Bei Erhöhung von EH, oder pH wird es zum Eisen-III (Fe ) oxidiert und fällt als2+ 3+

Eisenhydroxid bzw. -oxidhydrat aus. Dies kann in Sanierungsbrunnen und -Dränagen zu einerVerstopfung (clogging) der Filter führen.

Geochemische Rechenmodelle helfen bei der Beschreibung von Zuständen und Prozesseninsbesondere den Schwermetalltransport in aquatischen Systemen. Die Modellierung erfolgt aufBasis der Gleichgewichts-Thermodynamik. Die Qualität der Ergebnisse ist über die sehrumfassend benötigten Datengrundlagen bestimmt. Bekannte geochemische Modelle sindPHREEQE, MINTEQ und WATEQ, alle in den USA entwickelt.

Box 7.1: Groundwater quality

BRIEF DESCRIPTION: The chemistry (quality) of groundwater reflects inputs from the atmosphere,from soil and water-rock reactions (weathering), as well as from pollutant sources such as mining, landclearance, agriculture, acid precipitation, domestic and industrial wastes. The relatively slow movementof water through the ground means that residence times in groundwaters are generally orders ofmagnitude longer than in surface waters. As in the case of Surface water quality, it is difficult to simplifyto a few parameters. However, in the context of geoindicators, a selection has been made of a fewimportant first-order and second order parameters that can be used in most circumstances to assesssignificant processes or trends at a time-scale of 50-100 years.

The following first order indicators (in italics) of change are proposed, in association with a number ofprocesses and problems, and supported by a number of second order parameters:


1.SALINITY: Cl, SEC (specific electrical conductance), SO4, Br, TDS (total dissolved solids),Mg/Ca, delta18O, delta2H, F

2.ACIDITY & REDOX STATUS: pH, HCO3, Eh, DO, Fe, As

3.RADIOACTIVITY:3H, 36Cl, 222Rn

4.AGRICULTURAL POLLUTION:NO3, SO4, DOC (dissolved organic carbon), K/Na, P, pesticides and herbicides

5.MINING POLLUTION: SO4, pH, Fe, As, other metals, F, Sr

6.URBAN POLLUTION: Cl, HCO3, DOC, B, hydrocarbons, organic solvents

During development and use of an aquifer, changes may occur in the natural baseline chemistry that maybe beneficial or detrimental to health (e.g. increase in F, As): these should be included in monitoringprograms. The quality of shallow groundwater may also be affected by landslides, fires and other surfaceprocesses that increase or decrease infiltration or that expose or blanket rock and soil surfaces whichinteract with downward-moving surface water.

SIGNIFICANCE: Groundwater is almost globally important for human consumption, and changes inquality can have serious consequences. It is also important for the support of habitat and for maintainingthe quality of baseflow to rivers. The chemical composition of groundwater is a measure of its suitabilityas a source of water for human and animal consumption, irrigation, and for industrial and other purposes.It also influences ecosystem health and function, so that it is important to detect change and earlywarnings of change both in natural systems and resulting from pollution.

1.SALINITY: Fresh groundwater may be limited laterally by its interface with sea water and adjacentrock types, or vertically by underlying formation waters. Saline water intrusion intocoastal aquifers can result from overpumping of fresh groundwater, or whenstreamflow decreases (e.g. due to dams or diversions) lead to reduced recharge ofaquifers in deltas and alluvial plains. Strong evaporation in areas with shallow watertables may also lead to salinization. Changes in levels of salinity may occur due tonatural climate change or due to excessive pumping andirrigation practices thatstimulate precipitation of dissolved solids as salts on agricultural lands. It is importantto monitor overall changes in salinity using Cl or SEC and, if possible, to characterizethe source of the salinity, using one or more secondary indicators.

2.ACIDITY AND REDOX STATUS:Emissions of SOx and NOx from industrial sources have, in places, led to an order ofmagnitude decrease in mean rainfall pH. This has accelerated natural weathering ratesand reduced the buffering capacity of soils and rocks, causing an increase in acidity ofshallow groundwaters especially in areas deficient in carbonate minerals. Acidificationis a major problem to human and ecosystem health in large areas of North America,Northern Europe, Southeast Asia and South America. The impact on surface waters isexacerbated where the buffering effect of HCO3 in groundwater baseflow to rivers andlakes is diminished.Changes in the redox status of groundwater (mainly consequent on the reduction of O2)can also take place rapidly due to microbial or chemical processes in natural systems oras a result of pollution. An increase in acidity (decrease in pH) or a decrease in Eh(redox potential) may give rise to undesirable increases in dissolved metals. The onsetof reducing conditions may, however, have benefits such as in situ de-nitrification.

3.RADIOACTIVITY:


Natural background radioactivity can be closely related to the presence or absence ofrocks and sediments containing uranium or other naturally radioactive materials.Concentrations of dissolved Rn gas provide one means of detecting the presence ofnatural radioactivity in groundwater [see karst activity]. Of more significance from anenvironmental point of view is the possible migration of radionuclides to groundwaterfrom thermonuclear testing, nuclear power plants and military installations.

4.AGRICULTURAL POLLUTION:Nitrate levels in groundwater have been increasing over recent decades in mostcountries as a result of drainage of excess fertilizers. Nitrate, and other mobilefertilizer-derived parameters such as K (K/Na), DOC and SO4 serve as importanttracers of human-induced environmental degradation, though natural denitrification canalso occur under reducing conditions (see ACIDITY). Herbicides and pesticides(insecticides, fungicides) and other agrochemicals may also be mobile in groundwatersand can serve as an index of diffuse pollution beneath agricultural lands to use these asindicators. Their presence can, however, be inferred if high concentrations of otherindicators are present.

5.MINING POLLUTION:Sulphate derived from the oxidation of sulphide minerals is the best single indicator ofpollution from metal and coal mining, oil and gas production, and to a lesser extentfrom exploration activities. A decrease in pH is generally associated with this process,as are increases in the dissolved loads of Fe and other metals that may contaminate bothgroundwater and surface waters as acid mine drainage. The problem becomes acute forwater supplies and ecosystems as groundwater levels rise following mine closures. Fand Sr derived from weathering of associated vein minerals may also serve as secondaryindicators.

6.URBAN and INDUSTRIAL POLLUTION:The impact of human habitation and disposal of wastes characterized by numerouschemicals is invariably evident in the quality of local groundwater. Many chemicalsenter the ground, but the deterioration of water quality may be assessed by thoseconstituents that are most mobile. One key issue is to protect deeper, uncontaminatedaquifers and to monitor the effects of contaminant plumes moving into surroundingareas. Thus, DOC, Cl and HCO3 represent primary indicators of pollution from towns,cities, landfills and waste dumps. Biological impacts may be measured using indicatororganisms such as E. coli. However, harmful microorganisms generally fade out withinseveral hundred metres of flow in groundwater, and an alternative is to measure thebreakdown products of these biological processes, such as DOC and HCO3, Secondaryindicators include B (where detergents are used), solvents and hydrocarbons.

HUMAN OR NATURAL CAUSE:Both. Changes in natural baseline conditions may occur over the timescales of interest, and maybe measured at an individual borehole or spring. Superimposed on these, however, are thegreater impacts of the human activities described above.

ENVIRONMENT WHERE APPLICABLE:The main environments of importance from a global viewpoint are those where major aquifersprovide water supplies, especially in bottomland settings with saturated riverine or deltaicsediments, generally of limited thickness and high transmissivity. These environments includetemperate regions where adequate supplies of surface water are unavailable, semi-arid and aridregions where groundwater is overwhelmingly the source of supply, and humid tropics wheregroundwater increasingly provides a bacteriologically 'safe' source of drinking water. It isessential to protect groundwater quality here. Groundwater also provides an important medium


for of monitoring associated environmental change in these regions.

TYPES OF MONITORING SITES:Shallow wells, springs and major water supply boreholes where flow is active. Observationholes where flow may be low or stagnant should be avoided. Locations should be along majorhydraulic gradients, and some should be located downstream of potential problem areas (e.g.power stations, urban areas, waste disposal sites, agricultural lands) so as to relate individualpollutants to their sources.Wherever possible groundwater monitoring of geoindicators shouldbe integrated with national water quality networks.

SPATIAL SCALE:patch to mesoscale / regional

METHOD OF MEASUREMENT:The first order indicators can be analyzed with relative ease using standard techniques andlaboratory equipment. In many cases they may be measured remotely by sensors placed in wellsor at points of discharge. To measure small environmental changes requires high precision andaccuracy. Changes in acid status should be assessed using HCO3 rather than pH, which mayvary little (except below a pH of 5.5) due to buffering. The second order parameters requiremore specialized and costly analysis, as do measurements of radioactivity.

FREQUENCY OF MEASUREMENT:Changes in groundwater quality are usually detectable on a seasonal or annual scale. Dispersion,reaction and mixing ensure that the addition of small amounts of contaminants are commonlydifficult to detect. Changes both at a regional scale and in point source effects are important formonitoring. A maximum frequency of 4 times a year is suggested to detect changes in shallowgroundwater sources, but annual measurements are sufficient for deeper sources.

LIMITATIONS OF DATA AND MONITORING:Care is needed to ensure that sample locations are representative of the groundwater flowregime, vertically as well as horizontally. It is useful to have two sample points, one shallow andone deep, installed at the same site. Spatial variability will impose a limit of what can beachieved, and the resulting network of sites to measure groundwater quality is likely to representa compromise. Analytical accuracy between widely-spaced measurements, possibly by differentpeople, is likely to be a problem. Springs may be stable over the long term, but they can alsofluctuate rapidly, due to dual porosity nature of the aquifer, to changes in atmospheric pressure,in precipitation and evaporation rates, or to seismic or volcanic activity, making causes difficultto determine.

APPLICATIONS TO PAST AND FUTURE:Below the water table, groundwater is not generally a good archive of past changes because ofdispersion of the input signal. However, paleowaters may be recognized by chemical andisotopic signals in large sedimentary basins. Around springs, deposits of calcareous or siliceousmaterial (travertine, tufa, sinter), ranging from those that are inorganically precipitated to thosethat are wholly organic, may reflect past changes in surface climate or in local undergroundconditions of hydrology and chemistry. The chemistry of groundwater in the unsaturated zonecan provide a key archive of past climatic and ecological changes [see groundwater chemistryin the unsaturated zone].

POSSIBLE THRESHOLDS:International standards for maximum admissible concentrations of various substances indrinking water have been set by WHO (1993) and many national agencies. A range of guidelinesexist for the quality of groundwater used for other purposes, such as livestock watering andirrigation.


KEY REFERENCES:

Appelo, C.A.J. & D.Postma 1993. Geochemistry, groundwater and pollution. Rotterdam: Balkema.

Berger, A.R. & W.J.Iams (eds) 1996. Geoindicators: Assessing rapid environmental changes in earthsystems, Rotterdam: A.A. Balkema.

Hem, J.D. 1985. Study and interpretation of the chemical characteristics of natural water. U.S.Geological Survey Water Supply Paper 2254.

WHO, 1993. Guidelines for drinking water quality. Geneva: World Health Organization.

OTHER SOURCES OF INFORMATION:Excellent records of NO3 concentrations and other major ions are to be found in many nationalarchives, and can be used to study environmental change. Environment and health departments,water/hydrological agencies, geological surveys, IAGC, GS, IAH, IAHS.

RELATED ENVIRONMENTAL AND GEOLOGICAL ISSUES:In many areas, especially tropical, endemic human diseases (e.g. fluorosis associated withexcess F and goitre associated with I deficiency) are related to natural groundwater quality:these diseases may be mitigated by appropriate changes in water chemistry. Changes ingroundwater quality may result from other environmental impacts, including acid precipitation,urbanization, agricultural development, land clearance and mining, as detailed above. Variationsin groundwater chemistry may also cause changes in habitats and in the salinization of soils andsurface waters. Groundwater tritium has been monitored with regard to fallout from nucleartesting in several countries over the past 30 years.

OVERALL ASSESSMENT:Monitoring changes in groundwater quality provides a key indication of both human impacts onthe hydrosphere and on the environment in general.


7.2 Stofftransportvorgänge im Untergrund7.2.1 Allgemeine Charakterisierung und Fallunterscheidungen

Unter Stofftransport im porösen Medium versteht man i.a. sowohl den reinen physikalischenTransport eines chemischen Stoffes als auch die mannigfaltigen physiko-chemischen Prozesse,die zu einer chemischen Veränderung oder Umwandlung desselben führen. Man bezeichnetdiese Thematik im Englischen daher auch zutreffender als “fate and transport”. Obwohl diesesFachgebiet der Hydrogeologie erst mit den Einsetzen der Problematik der Grundwasser-verschmutzung durch “Schadstoffe” von Bedeutung geworden ist, woher auch ursprünglich derAusdruck Schadstofftransport stammt, ist nach dem im vorherigen Kapitel Gesagten ein“wertfreier” Begriff zutreffender.

Betrachtet man den oberflächlichen Eintrag eines (Schad)-Stoffes in das Grundwasser, so mußman zur richtigen Charakterisierung und folgenden quantitativen Beschreibung derverschiedenen Transportprozesse eine größere Anzahl von Fallunterscheidungen machen:

1) Transport durch die ungesättigte Bodenzone (Sickerwasser)

2) Transport durch die gesättigte Bodenzone (eigentlicher Grundwassertransport)

3) Hydrodynamische, geochemische Eigenschaften der Wasserinhaltsstoffe

a) miscible (gelöster) Transport: Der Stoff ist vollständig in Wasser gelöst, ist an dieWasserteilchen gebunden, weist keine Relativbewegung zum Wasser auf, und existiertnicht als eigene Phase. Man spricht daher auch von Einphasen-Transport. Im folgendenKapitel werden nur die bis heute gut verstandenen Transportmechanismen für diesenEinphasen- Transport behandelt. Er gilt für die Ausbreitung der meisten Schadstoffe imeigentlichen gesättigten Grundwasserleiter.

b) nonmiscible (nicht-gelöster) Transport: In diesem Fall ist der Stoff kaum oder nurunvollständig in Wasser gelöst: Er liegt als eigene Phase neben dem Wasser vor.(sogenannter Non-Aqueous Phase-Liquid: NAPL). Dies ist vor allen Dingen in derungesättigten Bodenzone der Fall. Da hier noch zusätzlich Luft als extra Phasevorhanden ist, hat man im Prinzip ein 3-Phasen System zu behandeln. SolcheMehrphasen-Transport Prozesse sind modellmäßig nur sehr schwer zu fassen und ihreUntersuchung ist Stand aktueller Forschungen. Sie sollen hier nicht weiter erörtertwerden.

c) Der Stoff ist hydrodynamisch neutral, wenn er die Dichte und Zähigkeit des Wassersnicht oder nur unwesentlich verändert (gilt für die meisten Stoffe)

d) Der Stoff ist hydrodynamisch aktiv, wenn er die Fluideigenschaften verändert, z.B..wenn er eine höhere/kleinere Dichte als das Grundwasser hat. Dies gilt vor allen Dingenbei hohen Konzentrationen eines solchen Stoffes.


Abb. 7.2: Transport eines LNAPL’s (oben) und DNAPL’s durch die ungesättigte undgesättigte Bodenzone (Fetter, 1994)


Beispiele: Hohe Salzkonzentrationen im Grundwasser führen zu starken durch Dichtebedingte Abtriebseffekte. Experimente dazu werden zur Zeit in derWasserbauhalle der GhK sind gegenwärtig in Vorbereitung.

Dichteffekte gegensätzlicher Art spielen auch bei der Bewegung der LNAPL’sund DNAPL’s eine große Rolle (s Abb. 7.2). Dies hat gravierendeAuswirkungen auf die erforderlichen Sanierungsansätze für einen durch solcheSchadstoffe kontaminierten Aquifer.

Bemerkung: Da die oben genannten hydrodynamischen Stoffeigenschaften sowohl für denTransport in der ungesättigten wie gesättigten Bodenzone zum Tragen kommenkönnen, ergeben sich eine Vielzahl von möglichen Kombinationen vonTransportprozessen.

7.2.2 Grundwasserhydraulische Transportmechanismen

Die vier wichtigsten Transport- bzw. Umwandlungsmechanismen eines (Schad)-Stoffes ineinem porösen Medium sind:

1) Konvektion oder Advektion

2) hydrodynamische Dispersion

3) Adsorption

4) chemisch-biologischer Abbau

Während die ersten beiden Prozesse konservativ sind, d.h. sie verändern nicht die totale Massedes Stoffes in der Grundwasserphase, sind die Prozesse 3) und 4) nicht-konservativ, da sie dieMenge des Stoffes in der Grundwasserphase i.a. verringern.

7.2.2.1 Konvektion

Unter Konvektion versteht man den Transport der gelösten bzw. suspendierten Stoffe mit derWasserströmung. Im allgemeinen wird dabei von laminarem Fließen und der Gültigkeit desDarcy-Gesetzes ausgegangen. Ein rein konvektiver Transport ist, ohne Betrachtung vonKonzentrationsveränderungen infolge Verdünnung, identisch mit der reinenGrundwasserströmung und wird durch die Porengeschwindigkeit oder Abstandsgeschwindigkeitv bestimmt Die Konvektion ist für die Ausbreitung von Stoffen im Grundwasser besondersn

wichtig. Zur Beschreibung der räumlichzeitlichen Stoffausbreitung in einem Grundwasserleiterist es daher erforderlich die reinen Strömungsverhältnisse so genau wie möglich zu erfassen.

�j � � Dm ��c�x

(7.1)

Jx � � A � n � Dm ��c�x

(7.2)

Dm, Aquifer � � � Dm, Wasser (7.3)


7.2.2.2 Hydrodynamische Dispersion

Die hydrodynamische Dispersion bewirkt eine unregelmäßige Stoffausbreitung und umfaßt die

a) molekulare Diffusion

Die molekulare Diffusion sorgt aufgrund der BROWNschen Molekularbewegung für eineAusbreitung von Stoffen entsprechend einem Konzentrationsgefälle. Sie findet auch inunbewegter Flüssigkeit statt und ist besonders beim Transport durch Tone, z.B. auch inDichtböden von Deponien, wo niedrige Fließgeschwindigkeiten (< 5x10 m/s) auftreten, und bei-6

der Ausbreitung gasförmiger Stoffe von größerer Bedeutung. Die molekulare Diffusion findetimmer statt, wenn Gradienten eines chemischen Potentials vorliegen.

Die molekulare Diffusion wird durch das FICK'sche Gesetz beschrieben:

Der diffusive Stofffluß in eine vorgegebene Richtung, z.B. x-Richtung, ist dann

mitn: PorositätD : Diffusionskoeffizientm

�c/�x: Konzentrationsgradient in x-Richtung

Gegenüber der freien Diffusion in Wasser ist D im porösen Medium kleiner, daher Korrekturm

mit dem Tortuositätsfaktor � (s. unten):

Für

Lockergesteine: � = 0,5 - 0,7; Festgesteine: � = 0,25- 0,50.

Der molekulare Diffusionskoeffizienten ist für die meisten gelösten Stoffe nahezu konstant:

D ~ 10 m /secm-9 2


b) mechanische Dispersion

Sie ist von der Grundwasserströmung abhängig und entsteht durch ungleichförmige Fließ-geschwindigkeitsverteilungen bei der Durchströmung des Korngerüstes. Es treten drei Effekteauf:

1) Haftbedingungen an den Rändern bewirken bei der Durchströmung einer Pore einparabolisches Geschwindigkeitsprofil (Hagen-Poisseuille Strömung) wodurch Teilchenunterschiedlich schnell transportiert werden

2) durch unterschiedliche Porenabmessungen treten verschiedene Geschwindigkeitenauf.

3) die gewundenen Fließbahnen, die sogenannte Tortuoisität, bewirktQuerversetzungen zur allgemeinen Strömungsrichtung. Dies ist der stärkste Effekt dermechanischen D ispersion.

Abb. 7.3: Zur Entstehung der mechanischen Dispersion in porösen Medium (Fetter, 1994)


�j L � �DL ��c�sL

bzw. �j T � �DT��c�sT

(DL»DT) (7.6)


Die mechanische Dispersion wird quantifiziert durch den Dispersionskoeffizienten D, der fürgängige Grundwasserströmungsgeschwindigkeiten in der Größenordung von

D ~ 10 -10 m /sec-2 -5 2

liegt. Es wird noch zwischen einer

longitudinalen Dispersion D (Vermischung in Fließrichtung) L

und der

transversalen Dispersion D (Vermischung senkrecht zur Fließrichtung) T

unterschieden, wobei D wesentlich größer als D ist. Genauer gilt:L T

D = � v (7.4a) L L

undD = � v (7.4b)T T

mit � = longitudinale Dispersivität (O(0,1-10 m)) L

� = transversale Dispersitvität (O(0,01-1 m)) T

v = Grundwasserabstandsgeschwindigkeit

In der Natur stellt sich aufgrund von Inhomogenitäten im Aquifer, wie z.B. Ton- undSchlufflinsen, schon nach einer Fließstrecke von wenigen Metern die Makrodispersion ein. Mitzunehmender Ausbreitung der Schadstoffe wächst der Einfluß größerer Inhomogenitäten.

===> Skalenabhängigkeit der Dispersivität (� und � wachsen mit der Größe der Fahne) L T

Bei der Feldbeobachtung von Konzentrationssignalen (z. B. bei Tracerversuchen) wird diemolekulare Diffusion verallgemeinernd mit der mechanischen Dispersion zusammengefaßt zur

hydrodynamischen Dispersion mit dem hydrodynamischen Dispersionskoeffizienten

D = D + D (7.5a)HL L m

bzw.D = D + D (7.5b)H

T T m

die einen dispersiven Fluß erzeugt von (Vernachlässigung von D gegenüber D ): m L

cad�f (caq) (7.8)

cad � KD � caq (7.9)


7.2.2.3 Adsorption

Adsorption bezeichnet die physikalische oder chemische Bindung von im Wasser gelöstenStoffen an der Oberfläche eines festen Stoffes (dem Gestein). Durch Adsorption können imbiologisch aktiven Bereich viele persistente Stoffe gebunden werden, da hier immer neueOberflächen zur Verfügung stehen. Weiterhin können Huminsäuren und die im Untergrundausgefällten Eisen und Manganoxide bzw. -hydroxide in großem Umfang Schadstoffe resp.Schwermetalle binden.

Bei schneller Adsorption kann von einem Gleichgewicht zwischen adsorbierter und gelösterSchadstoffkonzentration ausgegangen werden, daraus folgt

mitc : adsorbierte Konzentration am Feststoffad

c : Konzentration in der Wasserphase aq

f: die sogenannte Isotherme

Obwohl die Isotherme i.a. eine nichtlineare Funktion ist ( man unterscheidet die Freundlich-und die Langmuir-Isotherme), kann sie im einfachsten Fall durch eine lineare Funktionapproximiert werden:

mit K : AdsorptionskoeffizientD

Hydrophobische Theorie der Adsorption

Eine bedeutende Rolle für die Adsorption unpolarer organischer Stoffe hat der Anteil anorganischer Substanz im Untergrund. Organisches Material liegt in der ungesättigten Zone undim Aquifermaterial als natürlicher Bestandteil in großer Vielfalt und zum Teil stark inhomogenverteilt vor. Unpolare Moleküle werden besonders von Torflagen oder Holz- oder Kohlerestenabsorbiert. Auch Partikel, Kolloide und organische Makromoleküle (z. B. Huminsäuren) wurdenals Sorbens erkannt. Für solche organische, unpolare, gelöste Substanzen in einem natürlichenBoden ist der Adsorptionskoeffizient K abhängig vom D

1) Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient K der betrachteten Substanz und OW

(Hydrophobie)

2) dem Gehalt an organischem Kohlenstoff f .. OC

KD � 3.09 � fOC � K 0.72OW (7.10)

R �

vab

veff

� 1 �

KD � � � (1 � nf )

nf

(7.11)


Für Tetrachlorethen (PER) und chlorsubstituierte Benzole (SCHWARZENBACH & WESTALL,1981) ist

(für f = 0,001 bis 0,052). Der Gehalt an organischem Kohlenstoff f im Boden läßt sich durchOC OC

Messungen an Mischproben von Aquifermatierial feststellen.

Tab. 7.2: Octanol-Wasser-Verteilungskoeffizient K für verschiedene organische StoffeOW

Stoff Formel KOW

Tetrachlorethen (Per) C Cl 759 (398)Trichlorethen (Tri) C HCl 195Benzol C H 102Toluol C H 129 - 631

2 4

2 3

6 6

7 8

Adsorption an anorganischen Mineralien

Tonmineralen haben wegen der starken negativen Polarisation auf ihrer Oberfläche eine großeAffinität für positive geladene Kationen. Die inneren Oberflächen von Tonen können mehrereZehn bis zu mehrere Hundert m /g betragen. Die Oberflächensorption vollzieht sich im2

Zwischengitterraum von Dreischichttonmineralen (z.B. Montmorillonit oder Vermiculit) oder anden Partikeloberflächen von Zweischichttonmineralen (Kaolinit).

Sande und Kiese setzen sich vorwiegend aus silikatischen und karbonatischen Komponentenzusammen. Mergel- und Tonsteinkomponenten vermögen Stoffe zu sorbieren. Maßgeblich sinddie Kontaktflächen, die Porosität und die Materialien. Zur Vervollständigung sind oxidischinkrustierte Sande und Kiese sowie Kluftflächen zu nennen. Ihre anorganisch oder teilweisemikrobiologisch veränderten Oberflächen sind Adsorbens für organische Stoffe und Kationen.

Retardationseffekte der Adsorption

Wie sich theoretisch zeigen läßt, bewirkt eine Adsorption, die durch eine lineare Isotherme (7.9)beschrieben wird, eine effektive Verlangsamung der Stoffpartikel-Geschwindigkeit in dermobilen Wasserphase und damit eine Retardation des Eintreffens der Stofffront an einemRezeptor. Die effektive Abstandsgeschwindigkeit des Wasserinhaltsstoffes v wird gegenübereff

der des Wassers v verkleinert um den ab

Retardationsfaktor

�c� t

� � � c (7.11)

T½ �

ln 2�

(7.12)


Je nach Größe des K kann R Werte zwischen R= 1 (keine Adsorption) und R=10 (starkD

hydrophobe Aromate) annehmen. Leider wird die Retardation in der Praxis bei der Bewertungdes Transportes einer Schadstofffahne häufig nicht genügend berücksichtigt.

7.2.2.4 Chemisch-biologischer Abbau

Veränderungen durch chemische oder chemisch-biologische Abbauprozesse führen zu einemAbbau der Schadstoffe im Untergrund. Einfachster Ansatz ist die Reaktion 1. Ordnung, d.h. dieAbbaurate � ist proportional zur Konzentration

Die Bestimmung der Abbaukonstanten � ist schwierig. Abbaukonstanten für Schadstoffe, wiesie in der Altlastensanierung häufig vorkommen, sind nur wenig bekannt und von Fall zu Fallsehr unterschiedlich. In der Regel können sie nur aus einer Massenbilanz bestimmt werden.

Bei radioaktiven Stoffen, die ebenfalls einem Zerfallsgesetz 1. Ordnung folgen, wird dieHalbwertszeit, d.h. die Zeit, in der sich die Konzentration des Stoffes halbiert, angegeben

Für radioaktive Stoffe sind die Halbwertszeiten genau bekannt, während sie für organischeVerbindung erst im Experiment bestimmt werden müssen.


Abb. 7.4: Effekte der vier besprochenen Transportmechanismen auf einen 1D-Stoffpuls

Abb. 7.5: Typische 2D- Schadstofffahne unter einer Deponie (Watson and Burnett, 1995)


7.3 Grundwassersanierung7.3.1 Sanierungsansätze und Ziele

Ziel einer Boden/Grundwassersanierung sollte die Entfernung des Schadstoffes aus demBoden/Grundwasser sein, so daß sie keine gesundheitliche Gefahr mehr darstellt. Wie erörtert,hängt letztere jedoch von der jeweiligen Nutzung des Rohstoffes Boden/Grundwasser ab.Ähnlich wie auch in vielen Staaten der USA, gibt es in der Bundesrepublik noch keineallgemeingültigen untereren Sanierungs-Grenzkonzentrationen, und jedes Bundesland schreibtsie eigenmächtig vor. Häufig wird jedoch in der Praxis, je nach Untergrundaufbau,Kontaminationssituation und Nutzung der betroffenen Fläche ein Ermessensspielraum bei derFestlegung der Sanierungszielwerte angesetzt. Dabei werden Zielwerte häufig umso höherfestgelegt

1. Je höher der Gehalt an organischer Substanz im Bereich des Grundwasserleiters ist.

2. Je kleiner der Durchlässigkeitsbeiwert des Grundwasserleiters ist.

3. Je tiefer der Grundwasserleiter liegt.

7.3.2 Übersicht über die Sanierungsverfahren

Die heute gängigsten Sanierungsverfahren lassen sich wie folgt gliedern (DVWK 1991;Landesanstalt für Umweltschutz Baden-Württemberg 1995):

� in-situ Verfahren

� hydraulische Verfahren (pump and treat)� Entnahmeverfahren � Spülverfahren

� pneumatische Verfahren� Bodenluftabsaugung� Bodenluftspülung� Lufteinblasung in gesättigten Bereich

� kombinierte hydraulisch-pneumatische Verfahren� kombinierte Wasserentnahme und Bodenluftabsaugung

� passive Sanierungsverfahren� Kapselung� natürliche selbständige Abreinigung� reaktive Wände/Funnel and Gate Systeme

� biologische/chemische Verfahren

� ex-situ Verfahren

� Auskofferung


Im in-situ Sanierungsverfahren wird der kontaminierte Untergrund an Ort und Stelle (in-situ)gereinigt wird.

Die wichtigsten aktiven in-situ Verfahren sind:

* hydraulisch (pump and treat) (für die gesättigte Zone):Das Grundwasser wird über Entnahmebrunnen abgepumpt, wobeisichergestellt wird daß der Einzugstrichter die Schadstofffahne räumlicherschließt (s. Bemessung nach Kap. 5.5.5, Abb. 5.19). Bei den Spülverfahrenwird zusätzlich das oberirdisch gereinigte Wasser (z.B. durch einen Air-stripper) über einen Infiltrationsbrunnen stromaufwärts wieder eingepumpt.

* pneumatisch (für die ungesättigte und gesättigte Zone):Die Schadstoffe werden über die Bodenluft (pneumatisch) aus demUntergrund entfernt. Durch Lufteinblasung in den gesättigten Bereich (Air-Sparging) werden die leichtflüchtigen Schadstoffe im Grundwasserbereichausgestrippt.

* hydraulisch-pneumatisch:Durch hydraulische Absenkung des Grundwasserspiegels wird dieungesättigte Zone vergrößert, und dann durch pneumatische Maßnahmengereinigt.

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Das wichtigste passiven in-situ Verfahren sind:

* Kapselung der Kontamination durch Dicht-oder Spundwände.

* reaktive Wände aus absorbierenden, neutralisierendem Material, die in denverseuchten Boden im eingebaut werden.

* biologische in-situ Sanierung, wo die Untergrundkontaminationen durchAnregung und Unterstützung von mikrobiologischen Aktivitäten, z.B. durchZugabe von Sauerstoff oder anderen Nutrienten, abgebaut wird. Der moderneTrend in der Grundwassersanierung, besonders für die ungesättigte Zone geht indiese Richtung.

Im ex-situ Verfahren wird der ausgehobene (ausgekofferte) kontaminierte Boden entwederdirekt am Standort gereinigt (on-site), auf einer entsprechenden Deponie abgelagert oder ex-sitegereinigt werden (thermische Behandlung, Arbeitsgebiet von Prof. Dr. Urban).


Abb. 7.6: Aktive hydraulische in-situ Sanierungsverfahren (Fetter, 1994)


Abb. 7.7: Passive in-situ Isolations-Sanierungsverfahren (Fetter, 1994)


Abb. 7.8: Passive (biologische und reaktive Wand) in-situ Sanierungsverfahren (Fetter, 1994)

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7. Wassergüte und Grundwasserverschmutzung · FG Geohydraulik und Ingenieurhydrologie Allgemeine Geohydrologie Universität Gesamthochschule Kassel Prof. Dr. rer. nat. M. Koch 7.1