Grundwasserverunreinigungen durch CKW

 - Entwicklung des Kenntnisstandes über vier Jahrzehnte -

- Hans Dieter Stupp, Albrecht Bakenhus, Dietmar Lorenz -

1.         Einleitung

Aufgrund der in den letzten 20 Jahren gewonnenen Erfahrungen besitzen die chlorierten Kohlenwasserstoffe (CKW [1]) von allen Schadstoffgruppen das stärkste Gefährdungspotential für das Grundwasser. Dies ist u. a. dadurch belegt, dass die Mehrzahl der von Behörden angeordneten Grundwassersanierungen die CKW betreffen. Darüber hinaus treten die Stoffe Tetrachlorethen (PCE) und Trichlorethen (TCE) am häufigsten als Kontaminanten des Grundwassers auf (1). Die Gründe für das hohe Gefährdungspotential sind in den stoffspezifischen und toxikologischen Eigenschaften der CKW zu sehen.

Wie in neueren Studien herausgearbeitet wurde, können CKW in Aquiferen unter den entsprechenden Bedingungen wesentlich längere Kontaminationsfahnen entwickeln als gelöste Anteile der organischen Leichtphasen (LNAPL) MKW, PAK oder BTEX (1,2). Dies ist in erster Linie auf das Verhalten der CKW als Schwerphasen (DNAPL), ihre Lösungseigenschaften und den in der Regel geringen biologischen Abbau zurückzuführen. Die Abb. 1 veranschaulicht die Längen der Kontaminationsfahnen der vorgenannten Stoffgruppen. Danach liegen die maximal ermittelten Migrationsstrecken für die Kontaminanten MKW, PAK, BTEX und CKW bei 160, 300, 400 und 8.300 m. Ähnlich lange Kontaminationsfahnen wie bei den CKW wurden nur noch bei speziellen Pflanzenschutzmitteln festgestellt (2).

Die ersten CKW-Grundwasserschadenfälle wurden bereits Anfang der 60er Jahre festgestellt. Vor diesem Hintergrund ist es aus heutiger Sicht zunächst überraschend, dass es mehr als zwei Jahrzehnte beansprucht hat, bis die Problematik der CKW allgemein in das gesellschaftliche Bewusstsein gelangt ist und entsprechende Maßnahmen zur Schadenbehebung und Schadenverhütung eingeleitet wurden. In dieser Studie wird die Entwicklung der Detektion der CKW-Grundwasserschäden in den Industrieländern BRD und USA beschrieben. Darüber hinaus wird über einige wichtige Erkenntnisse über das Gefährdungspotential und die biologischen Abbauprozesse von PCE und TCE berichtet. Die sachgerechte Würdigung dieser Kriterien ist nicht zuletzt zur Einschätzung des aktuell stark diskutierten Natürlichen Rückhalts und Abbaus von Schadstoffen (Monitored Natural Attenuation) von Bedeutung.

Verwendete Abkürzungen:

CKW                              Chlorierte Kohenwasserstoffe
LHKW                            Leichtflüchtige halogenierte Kohlenwasserstoffe
LCKW                            Leichtflüchtige chlorierte Kohlenwasserstoffe
LNAPL                           Light non aquous phase liquids (Leichtphasen)
DNAPL                          Dense non aquous phase liquids (Schwerphasen)
MKW                             Mineralölkohlenwasserstoffe (hier: Diesel, Heizöl EL)
BTEX                             Benzol, Toluol, Ethylbenzol, Xylole (leichtflüchtige aromatische Kohlenwasserstoffe)
PAK                               Polycyclische aromatische Kohlenwasserstoffe
PCE                               Tetrachlorethen ( = Tetrachlorethylen =  Perchlorethen = Perchlorethylen = Per)
TCE                               Trichlorethen ( = Trichlorethylen = Tri)
cis-DCE                         cis-1.2-Dichlorethen
trans-DCE                     trans-1.2-Dichlorethen
VC                                 Vinylchlorid ( = Chlorethen)
1.1-DCE                         1.1-Dichlorethen
1.1-DCA                        1.1-Dichlorethan
1.2-DCA                        1.2-Dichlorethan
TCA                               1.1.1-Trichlorethan
DCM                              Dichlormethan
TCM                               Trichlormethan
PCM                               Tetrachlormethan 

2.         CKW-Historie in der BRD

Tetrachlorethen (PCE) und Trichlorethen (TCE) sind aus der Sicht des Grundwasserschutzes die wichtigsten Vertreter aus der Stoffgruppe der CKW. Weltweit betrachtet wurde die erste Anlage zur Produktion von TCE 1908 in Jajce (Bosnien-Herzegowina) in Betrieb genommen. In Deutschland begann die Produktion von PCE 1918, gefolgt von der einige Jahre später einsetzenden TCE-Synthese. Als Rohstoff zur CKW-Herstellung wurde seinerzeit das aus Carbiden gewonnen Acetylen eingesetzt. Die Ursache der um 1920 beginnenden Chlorethenherstellung waren die großen Produktionskapazitäten für Kalziumcarbid, die ursprünglich zur Herstellung von Acetylen als Leuchtgas errichtet worden waren. Mit der Erfindung und Verbreitung der Glühlampe verlor das Leuchtgas zu Beginn des 20. Jahrhunderts jedoch schnell an Bedeutung, so dass nach neuen Anwendungsgebieten für Acetylen gesucht wurde. Bei diesen Entwicklungen stieß man auf die Möglichkeit der Kohlenwasserstoff-Chlorierung und damit auf die industrielle Herstellung von PCE und TCE.

Nach dem 2. Weltkrieg erfolgte die Acetylen-Gewinnung zusätzlich über das Lichtbogenverfahren. Zu Beginn der 70er Jahre wurde teilweise von den kohlebürtigen auf erdölbürtige Rohstoffe umgestellt, wobei dann Ethen als primärer Einsatzstoff zur Chlorierung eingesetzt wurde.

Über den Chemikalienhandel ist der Vertrieb von PCE und TCE seit ca. 1930 dokumentiert. Bis zum 2. Weltkrieg wurden die betroffenen CKW überwiegend zur Textilreinigung (chemische Reinigungen) sowie bereits für spezielle Fertigungen, beispielsweise im Flugzeugbau, verwendet. Dazu kann während des 2. Weltkrieges der Einsatz in der Rüstungsindustrie.

Ein deutlich gesteigerter Einsatz der CKW ist seit ca. 1960 zu verzeichnen. Dabei wurden in den Folgejahren die größten CKW-Mengen in der metallverarbeitenden Industrie als Entfettungsmittel eingesetzt, wobei ab ca. 1970 als "modernes Entfettungsmittel" 1.1.1- Trichlorethan (TCA) in stärkerem Maße Verwendung fand. Weitere Anwendungen der CKW erfolgten in Wäschereien und Reinigungen (PCE), im Fahrzeugbau (Kaltreiniger, hauptsächlich TCA), in der Farben- und Lackindustrie (Lösemittel, hauptsächlich TCE), in der Tierkörperverwertung (PCE), in der Kunststoff- und Gummiindustrie (Lösemittel), in der Druckindustrie (Lösemittel) und in der pharmazeutischen Industrie.

Die CKW - Produktionsmengen erreichten in der BRD um 1978 ihren Höhepunkt. So betrugen die Produktionsmengen im Jahre 1978 in den alten Bundesländern für PCE 147.000 und für TCE 49.000 t (3). Seitdem sind die Produktions- und Einsatzmengen stark rückläufig. Die Entwicklung der über den Chemikalienhandel vermarkteten CKW-Frischwaren für den Zeitraum 1986 – 1998 ist in der Abb. 2 veranschaulicht (4).

Der erste den Autoren bekannte CKW-Schaden in der BRD wurde Anfang der 60er Jahre in Nordrhein-Westfalen entdeckt. Dabei handelt es sich um die Verunreinigung eines Trinkwasserbrunnens durch PCE. Die ersten einer breiteren Öffentlichkeit bekannten CKW-Grundwasserschäden wurden dann gegen Ende der 70er Jahre festgestellt. Inzwischen war bekannt, dass bei der Chlorung von Wasser im Rahmen der Trinkwasseraufbereitung durch Reaktion mit Huminstoffen Trihalogenmethane entstehen können. Bei den daraufhin durchgeführten Untersuchungen von Trinkwasserfassungen wurden zur allgemeinen Überraschung anstelle der Trihalogenmethane andere LHKW – namentlich überwiegend PCE und TCE – detektiert. Genauere Erhebungen führten dann schnell zu der Erkenntnis, dass die PCE- und TCE-Befunde auf Grundwasser-Verunreinigungen zurückführbar waren, die sich als Kontaminationsfahnen von gewerblich genutzten Geländen ausgebreitet hatten. Dies führte dann in den 80er Jahren zu der bekannten Entwicklung, die durch die Aufdeckung von tausenden CKW-Grundwasserschäden gekennzeichnet war und häufig die Einleitung von technisch aufwendigen und kostenintensiven Sanierungsmaßnahmen nach sich zog.

3.         CKW-Historie in den USA

Die CKW-Historie in den USA vollzog sich analog und zeitgleich zu der in der BRD. Die industrielle PCE- und TCE-Herstellung setzte 1923 ein, wobei zunächst ebenfalls aus Carbiden gewonnenes Acetylen als Rohstoff eingesetzt wurde. Nach dem zweiten Weltkrieg wurden die Acetylene in stärkerem Maße als in der BRD durch Ethen ersetzt. Aufgrund der einsetzenden Umweltproblematik waren die Produktionszahlen für TCE von 1970 an und für PCE ab 1978 an rückläufig. Die Produktionszahlen betrugen in 1978 für PCE ca. 340.000 t und für TCE ca. 240.000 t und überschritten somit für diesen Zeitraum um über das zweifache (PCE) bzw. das vierfache (TCE) die Herstellungsmengen der BRD (5).

Das für den Umgang mit CKW gegen Ende der 60er Jahre geltende Bewusstsein wird anschaulich durch ein Datensicherheitsblatt der Manufacturing Chemists‘ Association beschrieben. Danach sollten PCE, TCE und TCA zur Beseitigung ..... „be pored on dry sand, earth or ashes ...... and  allowed to evaporate into the atmosphere“ (5).

Beschwerden über Geschmacksbeeinträchtigungen des Trinkwassers nach Ölen bzw. Chemikalien führten 1972 im Raume New Orleans zu ersten Untersuchungen auf  chlororganische Verbindungen. Etwas früher als in der BRD wurde gegen Mitte der 70er Jahre vermutet, dass Trihalogenmethane, insbesondere Chloroform, durch chemische Reaktion aus Chloriden und Huminsäuren im Rahmen der Trinkwasseraufbereitung entstehen würden. Bereits 1975 wurden die CKW bei Untersuchungen in einer Vielzahl von Trinkwasserfassungen detektiert. Durch weitere umfangreiche und landesweite Untersuchungsprogramme war dann bis zum Ende der 70er Jahre die Kenntnis gewachsen, dass CKW landesweit in tausenden von Trinkwasserbrunnen nachweisbar waren. Die ersten Trinkwasseranlagen in Kalifornien wurden wegen überhöhter Belastungen an TCE 1980 geschlossen, u. a. im Silicon Valley (5).

Im Rahmen von groß angelegten Untersuchungsprogrammen wurden in den 80er Jahren zehntausende von CKW-Grundwasserschäden landesweit ermittelt. Bei der genaueren Betrachtung des Wissens über das Verhalten der CKW als Schwerphase („DNAPL“) im Untergrund wurden von amerikanischen Naturwissenschaftlern und Ingenieuren in den 80er Jahren umfangreiche theoretische und experimentelle Studien über die Phasenausbreitung durchgeführt. In diesem Kontext ist es als fatal zu bezeichnen, dass die etwa eine Dekade zuvor von F. Schwille erarbeiteten Grundlagen/Modelle zum Verhalten von Schwerphasen im Untergrund den amerikanischen Fachleuten nicht bekannt waren, so dass diese Grundlagen erneut „erarbeitet werden mussten“ (6). Das entsprechende „Bewusstsein“ über das DNAPL-Verhalten in Boden und Grundwasser war somit erst gegen Ende der 80er Jahre entwickelt (erste EPA-Publikationen). Wie auch in der BRD nahm es dann etwa noch mehrere Jahre in Anspruch, bis die extreme Langzeit-Komponente der CKW-Grundwasserschäden allgemein erkannt wurde und in angemessener Weise in die Bewertungen einfloss.

 

4.         Vergleich der CKW-Einzelstoffe zwischen BRD und USA

Aufgrund der von Arneth et al. erhobenen Daten ist eine vergleichende Betrachtung organischer Inhaltsstoffe des Grundwassers zwischen der BRD und den USA möglich (7). Die Originalbefunde von Arneth et al. dokumentieren, dass die CKW im Abstrom von Schadensherden mit Abstand am häufigsten als Kontaminanten detektiert wurden und BTEX als zweit häufigste Schadstoffe dagegen deutlich seltener auftreten.

Die Ergebnisse von Arneth et al. wurden in der Abb. 3 für die CKW-Einzelstoffe aufbereitet. Wie diese Grafik zeigt, bestehen einerseits große Übereinstimmungen zwischen beiden Ländern, andererseits jedoch auch deutliche Unterschiede im Auftreten der CKW-Einzelkomponenten. Die wichtigsten Ergebnisse der vergleichenden Analyse werden nachfolgend kommentiert:

·  In beiden Ländern dominieren die Einzelstoffe PCE und TCE als Kontaminanten des Grundwassers. Beide Stoffe sind in 36 bis 51 % aller Grundwasserschadenfälle im Abstrom der Schadenherde feststellbar.

·  VC als toxikologisch kritischste Komponente der CKW wurde in beiden Ländern in einer Größenordnung von 10 % der betrachteten Schadenfälle festgestellt.

·  Auffallend ist die Diskrepanz im Auftreten der Isomeren des Dichlorethens. Im Gegensatz zu den USA dominiert in der BRD cis-DCE deutlich vor trans-1.2-DCE. Dagegen enthalten die USA-Befunde erstaunlicherweise keine Hinweise auf die Existenz von cis-DCE, wogegen jedoch trans-1.2-DCE als dritthäufigste CKW-Einzelsubstanz ermittelt wurde.

·  Die drei CKW-Einzelsubstanzen 1.1-DCE, 1.1-DCA und 1.2-DCA wurden in den USA im Gegensatz zur BRD in vielen Fällen als Kontaminanten des Grundwassers festgestellt

·  Die Stoffe TCA, DCM und TCM wurden in den USA häufiger festgestellt.

In den USA wurde im Gegensatz zur BRD Dichlorethen hergestellt und vor allem als Entfettungsmittel eingesetzt (u. a. vom US-Militär). Das in den USA wesentlich häufigere Auftreten von 1.2-DCE ist infolgedessen auf den früheren Einsatz von Dichlorethen als technisches Produkt zurückführbar. Auch in der BRD sind hohe Konzentrationen von 1.2-DCE von US-Militärstandorten bekannt.

5.         Gefährdungspotential der CKW

In der Vergangenheit ist es aus Unkenntnis über mögliche Auswirkungen des nicht sachgemäßen Umganges zu erheblichen Verunreinigungen des Bodens und Grundwassers gekommen. So ging man noch in den 70er Jahren davon aus, dass die CKW bei Verlusten aus Behältern und Rohrleitungen weitgehend verdunsten und nicht in den Boden eindringen würden. Die möglichen Auswirkungen der CKW auf das Grundwasser wurden erst 5 Jahrzehnte nach Beginn ihrer Herstellung erkannt (vergl. Kap. 3 und 4). Die wichtigsten Ursachen des hohen Gefährdungspotentials der CKW werden nachfolgend erläutert:

· Die CKW besitzen aufgrund ihrer hohen Dichte, niedrigen kinematischen Viskosität und niedrigen Oberflächenspannung ein hohes vertikal gerichtetes Migrationspotential als Schwerphase. Dies führt dazu, dass CKW bei entsprechender Eintragsmenge tief in den Aquifer eindringen können und im Extremfall mehrere Grundwasserstockwerke als Phase kontaminieren können.

·  CKW besitzen mit Löslichkeiten von einigen 100 bis einigen 1.000 mg/l geringe absolute Löslichkeiten, die die Ausbildung von eigenständigen Phasenkörpern in der gesättigten Bodenzone ermöglichen. Andererseits sind die relativen Löslichkeiten hoch, da sie weit oberhalb der tolerierbaren Konzentrationen (Überschreitung der Auslöseschwellen für Sanierungen) liegen und somit zu starken Grundwasserverunreinigungen führen.

·  Wie Feldbeobachtungen belegen werden CKW sorptiv gebunden. Hierfür stehen in Grundwasserleitern insbesondere organisches Material, aber auch Tonminerale, Huminstoffe sowie Oxide und Hydroxide von Eisen und Mangan zur Verfügung.

· CKW sind im Vergleich zu halogenfreien Kohlenwasserstoffen, wie Heizöl, Diesel und Vergaserkraftstoff schlecht und nur unter besonderen Milieubedingungen überhaupt biologisch abbaubar.

Aus der Bearbeitung einer Vielzahl von Grundwasserschäden kann abgeleitet werden, dass sich die CKW als DNAPL maßgeblich von den organischen Leichtphasen (LNAPL, z. B. Benzine, BTEX, Heizöl EL, Diesel) dadurch unterscheiden, dass sie bei gleichen Eintragsmengen eine wesentlich größere Quellstärke entwickeln. Diese hohe Quellstärke ist eine Folge des Eindringens von CKW in unterschiedlichster Verteilungsform in die gesättigte Bodenzone (8). Die in der Regel zumindest einige Meter in den Aquifer reichenden CKW-Phasenkörper weisen eine extrem große Oberfläche auf, was dem anströmenden Grundwasser ideale Voraussetzungen für Lösungsprozesse und Aufladung mit diesen Stoffen in gelöster Form bietet. Als Folge können sich die bekannt langen CKW-Kontaminationsfahnen ausbilden. 

Neben der großen Quellstärke zeichnen sich die CKW in den meisten Schadenfällen durch eine starke Persistenz aus. Die Halbwertzeiten von PCE und TCE im Grundwasser liegen bei nicht vorhandenem biologischem Abbau bei über 1 Mio. Jahren. Bei gegebenem biologischen Abbau betragen die Halbwertzeiten für PCE ca. 750 und für TCE ca. 1650 Tage (Abbau erster Ordnung, Abb. 4). Im Hinblick auf die biologischen Transformationen sind diese jedoch in jedem Einzelfall gesondert zu definieren und zu bewerten, da je nach Chemismus (wichtig sind hier Co-Substrate) und Milieu (wichtig sind hier die Redoxbedingungen, aerob oder anaerob) des Grundwassers grundsätzlich verschiedene „Abbaumuster“ existieren können. Während die Transformation von PCE zu TCE nur unter anaeroben Bedingungen ablaufen können, ist der weitere Chlorethen-Abbau ab TCE sowohl anaerob als auch aerob möglich.

Die wesentlichen für eine Einzelfallbewertung zu würdigenden Gesichtspunkte sind nachfolgend für die unter anaeroben Bedingungen ablaufenden Abbauvorgänge erläutert:

·  Bei der Mehrzahl der CKW-Schadenfälle liegen in der unmittelbaren Umgebung der CKW-Eintragsbereiche anaerobe Verhältnisse im Grundwasser vor. Dies führt zwar zu einem deutlichen Abbau von PCE und TCE, jedoch zu einer Anreicherung der Folgeprodukte cis-DCE und VC, die dann bei gleich bleibenden Milieubedingungen nicht mehr signifikant weiter abgebaut werden und sich in der Kontaminationsfahne ausbreiten.

·  Wie eine vergleichende Betrachtung der chemisch-physikalischen Eigenschaften der Einzelkomponenten der Reihe PCE - VC zeigt, besitzen die jeweiligen Einzelstoffe z.T. stark voneinander abweichende Eigenschaften. Die Löslichkeiten nehmen in der Reihenfolge der Umwandlungsprodukte PCE bis VC deutlich zu und die Retardierung ab. Als Folge besitzen die Umwandlungsprodukte cis-DCE und VC ein stärkeres Migrationspotential und können theoretisch in den abstromigen Fahnenabschnitten in höheren Konzentrationen auftreten als die Ausgangsstoffe. Damit sind die Umwandlungsprodukte vom Ausbreitungsverhalten her kritischer zu sehen als die Ausgangsverbindungen TCE und insbesondere PCE. Entscheidend für eine abschließende Bewertung wird hier sein, ob sich der weitere Abbau von VC zum nicht chlorierten Alken bzw. Alkan und weiter zu CO2 + H2O vollzieht.

·  PCE und VC besitzen wesentlich höhere Henry-Konstanten als TCE und DCE. Folglich entgasen PCE und VC stärker aus dem Grundwasser in die ungesättigte Zone. Dieses unterschiedlich ausgeprägte Entgasungsverhalten der Stoffe ist bei Bewertungen und insbesondere Bilanzierungen zu berücksichtigen.

·   Die als Maß für die Adsorption an organischem Kohlenstoff dienenden KOC-Werte nehmen von PCE zu VC um den Faktor 30 ab. Die höher chlorierten Verbindungen werden wesentlich stärker durch organische und andere bindende Stoffe adsorbiert. Entsprechend „bluten“ PCE und TCE deutlich länger aus als cis-DCE und VC, was insgesamt zu einer nachhaltigeren Belastung des Aquifers führt.

Unter aeroben Milieubedingungen bilden sich bei biologischen Abbauvorgängen von Chlorethenen grundsätzlich andere Stoffe als zuvor beschrieben. Kennzeichnend ist zunächst, dass die Dehalogenierung von PCE nur anaerob erfolgen kann und erst ab TCE ein co-metabolitischer aerober Abbau möglich ist. In diesem Falle können aus TCE intracellulär die Folgeprodukte Trichlorethen-Epoxid und weiter extracellulär Ameisensäure, Kohlenmonoxid und Dichloressigsäure entstehen, deren weiterer Abbau zu CO2 und H2O in der Literatur beschrieben wird. Neben dem bei Grundwasserschadenfällen vorherrschenden co-metabolitischen Abbau ist nach neueren Forschungsresultaten auch ein direkter Abbau von cis-DCE ohne Anwesenheit eines Auxiliarsubstates möglich (9). Jedoch ist derzeit noch nicht genauer bekannt, in welchem Maße dieser Abbaupfad in der Natur von Bedeutung ist.

6.         Schlussfolgerungen

Eine vergleichende Betrachtung der Entwicklung des Wissens über  CKW-Grundwasserverunreinigungen erweist für die BRD und USA überraschende Parallelen. Dies betrifft sowohl die Produktion und Anwendung der als Primärstoffe eingesetzten CKW als auch den langen Zeitraum, der zur Erarbeitung der Kenntnisse über das komplexe Verhalten der CKW im Untergrund erforderlich war. Hervorzuheben ist in diesem Kontext, dass das besondere Gefährdungspotential der CKW erst ca. 6 Jahrzehnte nach dem Beginn der industriellen Herstellung und etwa 25 Jahre nach dem Beginn der Anwendung als Massenware bewusst wurde. Unterschiede in beiden Ländern bestehen im Hinblick auf spezielle CKW-Einzelsubstanzen. Am markantesten ist hier die in den USA festgestellte Dominanz von trans-1.2-DCE gegenüber cis-DCE, wogegen in der BRD das cis-Isomer deutlich gegenüber dem trans-Isomer vorherrscht.

Das hohe Grundwasser-Gefährdungspotential der CKW beruht auf einer Kombination verschiedener charakteristischer Eigenschaften dieser Stoffe. Zunächst zeichnen sich die CKW im Vergleich zu anderen Kontaminanten durch eine ausgesprochen hohe Quellstärke aus. Die Quellstärke ist wiederum eine Funktion des spezifischen, schwerkraftgesteuerten Ausbreitungsverhaltens im Untergrund als DNAPL, das im wesentlichen auf die hohe Dichte sowie die niedrigen Oberflächenspannungen und Viskositäten zurückzuführen ist. Die niedrige absolute und hohe relative Löslichkeit führt dann zu einer starken stofflichen Aufladung des anströmenden Grundwassers. Da die CKW gegenüber chemischem Zerfall und in vielen Fällen gegenüber biologischem Abbau persistent sind, kommt es zur Ausbildung der langen Kontaminationsfahnen. Bei den mikrobiologischen Prozessen entscheiden die Standortbedingungen, insbesondere Menge und Art der Auxiliarsubstrate sowie die Redoxbedingungen darüber, ob bzw. in welcher Form entsprechender Abbau eintritt. Darüber hinaus sind einige Metaboliten des Chlorethenabbaus toxikologisch als kritisch zu bewerten. Dies trifft besonders für VC zu, das sich unter bestimmten Voraussetzungen in den Kontaminationsfahnen anreichern kann.

Andererseits indizieren die vorgestellten Befunde, dass in vielen Fällen ein mikrobieller Abbau von CKW gegeben ist. Lange CKW-Fahnen sind durch oxidierende Verhältnisse und geringe Abbauprozesse gekennzeichnet. Dies deutet darauf hin, dass bei vielen kürzeren Fahnen unter anaeroben Milieu-Bedingungen ablaufende effiziente Abbauvorgänge nicht zu unterschätzende Beiträge zur Verhinderung weitreichender Stoffmigrationen liefern (2). In diesem Zusammenhang zeigen neuere Forschungsergebnisse, dass bestimmte Mikroorganismen zur Halorespiration befähigt sind (10, 11). Bei diesem Prozess der HKW-Atmung nutzen spezielle Bakterien chlorierte Ethene als terminale Elektronenakzeptoren in ihrem Energie-Metabolismus („CKW-Atmung“). Die Dechlorierungsraten derartiger Spezialisten liegen um Größenordnungen über denen von Mikroben, die auf co-metabolitische Prozesse angewiesen sind. Die Existenz und Aktivität von „chloratmenden“ Mikroorganismen, die das Potential zur vollständigen Dechlorierung von PCE zu Ethen besitzen, wurde inzwischen durch entsprechende Untersuchungen an CKW-Kontaminationsfahnen nachgewiesen (12). Nach dem derzeitigen Kenntnisstand variieren jedoch die Abbauraten von Standort zu Standort in starkem Maße.

Schlussfolgernd ist es notwendig und sinnvoll die Untersuchungen zu Abbauvorgängen, die sowohl durch chemische als auch durch biogene Prozesse bedingt sind, erheblich zu intensivieren. Die Ermittlung dieser Grundlagen ist unter anderem auch Voraussetzung für die Selektierung von geeigneten Projekten, bei denen die natürlichen Rückhalte- und Abbauprozesse (Monitored Natural Attenuation) als Option zur Behandlung von CKW-Grundwasserschäden sinnvoll anwendbar sind.

Literaturverzeichnis

(1)      Stupp, H. D. (2002):
Migration und Dechlorierung von LCKW in Grundwasserleitern
Erkenntnisse aus der gutachterlichen Berarbeitung von Grundwasserschäden und Hinweise zur Anwendung von MNA
altlasten spektrum, 03/2002, S. 129 - 139

(2)      Stupp, H. D. & Paus, L. (1999):
Migrationsverhalten organischer Grundwasserinhaltsstoffe und Ansätze zur Beurteilung von MNA
TERRA TECH 5/1999, S. 32 – 37

(3)      Balschmitter, K. H; Haltrich, W; Kühn, W. & Niemitz, W. (1987):
Halogenorganische Verbindungen in Wässern
Hrsg.: Fachgruppe Wasserchemie in der Gesellschaft deutscher Chemiker, ISBN 3-924763-16-X

(4)      Verband der Chemischen Industrie (2000):
Mitteilung auf Anfrage des Autors

(5)      Pankow, J. F. & Cherry, J. A. (1996):
Dense Chlorinated Solvents and other DNAPs in Groundwater
Waterloo Press, Potland, Oregon 97291-1399

(6)      Schwille, F. (1984):
Leichtflüchtige Chlorkohlenwasserstoffe in porösen und klüftigen Medien – Modellversuche
Besondere Mitteilungen zum Deutschen Gewässerkundlichen Jahrbuch, Nr. 46,
Hrsg.: Bundesanstalt für Gewässerkunde, Koblenz

(7)      Arneth, J. D.; Milde, G.; Kerndorff, H. H. & Schleyer, R.(1989):
Waste deposit influences on groundwater quality as a tool for waste type and site selection for final storage quality
In: Baccini, P: (Hrsg.): The landfill. – Lecture notes in earth sciences, Vol. 20, Springer Verlag, Berlin

(8)      Stupp, H. D. (2001)DNAPL in Boden und Grundwasser – Verhalten von LCKW und PAK-Ölen
Handbuch der Altlastensanierung, Franzius – Wolf – Brandt
27. Erg.-Lfg., 12/2001

(9)      Bradley, P. M. & Chapelle, F. H. (2000):
Aerobic Microbal Mineralization of Dichloroethene as Sole Carbon Substrate
Environmental Science and Technology, Vol. 34, No. 1, 221 - 223

(10)    Wohlfahrt, G. (1998):
Reduktive Dehalogenierung und CKW-Atmung
Abbau chlorierter Kohlenwasserstoffe
Tagungsband zum Workshop am 28./29.09.1998 in Stuttgart
Frauenhofer-Institutszentrum Stuttgart
Hrsg.: Dieter Bryniok, Petra Koziollek

(11)    Scholz-Muramatsu, H. (1998):
Vollständige reduktive Dechlorierung von Tetrachlorethen durch Spezialkulturen in Biofilmreaktoren
Abbau chlorierter Kohlenwasserstoffe
Tagungsband zum Workshop am 28./29.09.1998 in Stuttgart
Frauenhofer-Institutszentrum Stuttgart
Hrsg.: Dieter Bryniok, Petra Koziollek

(12)    Löfler, F.E.; Tiedje, J.M.; Fathepure, B.Z.; Hayes, K.F., Abriola, M.A.; Pennell, K.D. & Adriaens, P. (1998):
Remediation of chlorinated Solvents at the Bachman Road Site Using Innovative Technologies
Abbau chlorierter Kohlenwasserstoffe
Tagungsband zum Workshop am 28./29.09.1998 in Stuttgart
Frauenhofer-Institutszentrum Stuttgart
Hrsg.: Dieter Bryniok, Petra Koziollek


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[1]    Der Begriff CKW ist hier sysnonym zu den leichtflüchtigen chlorierten Kohlenwasserstoffen (LCKW) zu verstehen