View/Open - JUWEL - Forschungszentrum Jülich

Diskussion
Schwankungen sind konstruktionsbedingt und in 4.3 .3 näher erläutert . Bei dem Neustart des
Grundwasservorrats (Abb. 15) lief zuviel Wasser in den Grundwasserbehälter (GW, Abb . 14),
bis sich eine stabile Zirkulation bildete . Dieser Wasserüberschuss wanderte in den folgenden
Tagen in den Boden und somit wurde aus dem Vorrat kein weiteres Wasser benötigt . Der Ver-
lust an ['"C-U]-MTBE aus dem Grundwasser variierte bei Werten um ca . 3 % der applizierten
Radioaktivität . Für Ausreisser gibt es bis heute keine Erklärung .
Die in 3 .4 .2 .3 beschriebene Gelpermeationschromatographie (GPC) kam bei der Analyse
des Grundwassers zum Einsatz . Durch die gute Trennleistung (Abb. 57) konnte hier radio-
chemisch das Grundwasser auf MTBE und seine Metaboliten untersucht werden, ohne die bei
der Wasseranalyse mittels GC/MS auftretenden Probleme zu haben (5 .2) . Außerdem war es
möglich, die niedrigere Nachweisgrenze durch eine LSC Messung der Fraktionsmitschnitte
auszunutzen zu können . Bei dieser Analysen-Technik wurden aber immer nur ca . 90 % der
theoretisch applizierten '"C-Aktivität wiedergefunden (Abb. 50) . Es ist nicht auszuschließen,
dass durch die Sammlung der GPC-Eluenten-Mitschnitte in offene Gefäße ein Teil der
flüchtigen organischen Bestandteile wie z .B . ['"C-U]-MTBE verdampfte bevor es im LSC
gemessen wurde . Es wurde auch festgestellt, dass das gelieferte [ 14 C-U]-MTBE nicht mehr
seine ursprüngliche radiochemische Reinheit von 99,7 % der applizierten Radioaktivität hatte,
sondern nur noch 97,3 %. So wurde bereits im Standard und in den ersten Analysen '^C-tert-
Butylalkohol ('"C-TBA) detektiert und dessen Menge variierte bis zum Versuchsende nicht,
obwohl bei einem Metabolismus von MTBE im Grundwasser sich das weniger flüchtige TBA
anreichern sollte (PANKOW ET AL ., 1996) . Zusammen mit der sehr geringen Mineralisierung
(Tab . 21) ist von einer äußerst geringen MTBE-Eliminierung durch den mikrobiologischen
anaeroben Abbau im Grundwasser auszugehen (0,05 % AR), da TBA nicht als Markermolekül
auftritt (BRADLEY ET AL ., 2001 ; FINNERAN & LOVLEY, 2001) .
Neben den Grundwasseranalysen und der Bestimmung der Evaporationsraten wurde auch
die Verflüchtigung und Mineralisierung von ['"C-U]-MTBE kontinuierlich im HVS und MVS
erfasst (Tab. 20) . In den vier Wochen Versuchszeit wurdejedoch nur bis zum 10 . Tag nach
Versuchsstart und dort lediglich an drei Tagen MTBE in der Luft nachgewiesen (Summe 8,36
mgMTBE in 27 Tagen) . Die Verflüchtigung war mit 0,07 % der applizierten Radioaktivität deutlich
stärker als in den Säulenversuchen (Faktor 175-7000) aber insgesamt noch sehr niedrig .
Hierbei muss darüber hinaus der größere Volumenstrom pro Bodenoberfläche im Vergleich
zur Bodensäule mit berücksichtigt werden (Faktor 3x10 3 :1) (ASTM, 1996) . Es zeigt sich dann
eine gute Korrelation der beiden Versuchsansätze nach der o .g . Normierung . Die Minerali-
sierung war nur bis zum 11 . Versuchstag messbar und trotz einer Sammeldauer über einen
Zeitraum von 2 Tagen wurde anschliessend kein 14 C02 mehr im Luftstrom detektiert . Diese
pulsförmigen und unregelmäßigen Messwerte traten ebenfalls bei den Säulenversuchen auf
(4 .2 .2) . Eine mögliche Erklärung für die fehlende Mineralisierung ab dem 11 . Tag kann die
Toxizität des TBA für Mikroorganismen in der anaeroben gesättigten Zone des Bodens sein
(BRADLEY ET AL ., 2001) . Diese Vermutung würde auch durch die um den Faktor 2 niedrigeren
Werte für die mikrobielle Aktivität (Abb . 54) im Vergleich zu den Abbaustudien (Abb . 24 &
Abb . 25) und Säulenversuchen (Abb . 33 & Abb. 41) gestützt . Die in den Abbaustudien gefun-
denen Mineralisierungsraten lagen deutlich höher bei ca . 1 % der applizierten Radioaktivität .
Mögliche Ursachen für die Unterschiede sind bereits oben diskutiert, wobei auch eine gerin-
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