in situ Sanierung eines mit Chloraromaten verunreinigten ...

Hygiene Berlin 

in situ Sanierung eines mit Chloraromaten 

verunreinigten Grundwasserleiters 

– Mikrobiologische und toxikologische 

Untersuchungen und Bilanzierung der 

Schadstoffströme – 

BERLIN 1996

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Verlag im Internet 

Sonderausgabe des Werkes mit der ISBN-Nummer: 3-7983-1702-X 

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Leonhardtstr. 8-9 

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in situ Sanierung eines mit Chloraromaten 

verunreinigten Grundwasserleiters 

– Mikrobiologische und toxikologische 

Untersuchungen und Bilanzierung der 

Schadstoffströme – 

vorgelegt von: Dipl.-Ing. B. Zettler aus Leutkirch im Allgäu 

Vom Fachbereich 6 – Verfahrenstechnik, Umwelttechnik, 

Werkstoffwissenschaften – der Technischen Universität Berlin zur 

Erlangung des akademischen Grades eines Doktor-Ingenieurs genehmigte 

Dissertation 

Promotionsausschuß: 

Vorsitzender: Prof. Dr. med. H. Rüden 

Berichter: Prof. Dr. rer. nat. W. Dott 

Berichter: Prof. Dr.-Ing. W. Hegemann 

Anschrift des Autors: Dr.-Ing. Berthold Zettler 

Bürknerstraße 22 

12047 Berlin 

D 83 

ISBN 3 7983 1702 X 

Tel.: 030 /691 94 91 

eMail: bertholdzettler@gmx.de

Abstract III 

Abstract 

In einem mit Chlorbenzolen, Chlorphenolen, Hexachlorcyclohexanen und BTEX-Aromaten 

verunreinigten Industriegelände wurde ein großtechnischer Versuch zur kombinierten 

hydraulisch/mikrobiologischen in situ Sanierung des ersten Grundwasserleiters durchgeführt. 

Dazu wurde durch ein Grundwassertestfeld (Fläche ca. 1650 m 2 ) das kontaminierte 

Wasser entnommen, in einer oberirdischen Wasseraufbereitungsanlage (Durchsatz 

43,2 m 3 /h) durch Festbettreaktoren gereinigt und nach Nähr- und Sauerstoffzugabe wieder 

in den Untergrund infiltriert. Durch diesen großtechnischen Sanierungsversuch sollte 

geprüft werden, ob der gesamte Werksuntergrund mit dieser Technologie zu sanieren ist. 

In der oberirischen Wasseraufbereitungsanlage wurden die Schadstoffe nach einer dreimonatigen 

Adaptationszeit mit hohen Wirkungsgraden um 99% mikrobiell abgebaut. Adsorption 

von Schadstoffen am Filterkies der Enteisenungs- und Biologiestufen fand nicht 

statt; die Ausschleusung von Schadstoffen über den Rückspülschlamm und die Infiltration 

von Schadstoffen umfaßte ca. 0,7% der in die Aufbereitungsanlage zugeflossenen Schadstoffmenge. 

Durch den Versuchsbetrieb sanken die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser deutlich 

und lagen gegen Versuchsende überwiegend im Bereich des Sanierungszielwertes von 

0,1 mg BSS/l (BSS = Summe der geländetypischen Schadstoffe Chlorbenzole, Chlorphenole, 

Hexachlorcyclohexane und BTEX-Aromaten). Durch Untersuchungen von Wasserproben 

mit dem Leuchtbakterientest konnte nachgewiesen, daß das Grundwasser auf dieses 

Testsystem keine toxische Wirkung mehr zeigte. 

Unterirdische mikrobielle Abbauaktivitäten zeigten sich in Veränderungen der Schadstoffmuster. 

Die relativen Anteile von mikrobiell schlecht abbaubaren Schadstoffen (1,3,5- 

Trichlorbenzol und ɛ-Hexachlorcyclohexan) erhöhten sich während des Versuchsbetriebes. 

Weiterhin wurden im Abstrom des Testfeldes hohe Anteile von Monochlorbenzol, 

dem Endprodukt der reduktiven Dechlorierung von Chlorbenzolen, vorgefunden. 

Während des Versuches blieben die Schadstoffkonzentrationen mehrerer hochbelasteter 

Pegel und Brunnen unverändert. Verantwortlich hierfür waren unterirdische Schadstoffherde 

in Form von Trichlorbenzolphase, die hydraulisch nicht erfaßt werden konnten und 

daher den Aquifer permanent rekontaminierten. Dies konnte durch Beschreibungen der 

Schadstoffströme und an-hand der Schadstoffmuster nachgewiesen werden. 

Die Ergebnisse des großtechnischen Sanierungsversuches zeigen, daß die Sanierbarkeit 

eines Standortes neben der mikrobiellen Abbaubarkeit der Schadstoffe vor allem von der 

unterirdi-schen Verfügbarbarkeit der Schadstoffe und den hydraulischen und geologischen 

Verhältnissen beeinflußt wird.

Abkürzungen IV 

Abkürzungen 

MCB Monochlorbenzol 

1,2-DCB 1,2-Dichlorbenzol 



1,2,3-TCB 1,2,3-Trichlorbenzol 



1,2,3,4-TetCB 1,2,3,4-Tetrachlorbenzol 



PCB Pentachlorbenzol 

HCB Hexachlorbenzol 

α-HCH α-Hexachlorcyclohexan 

β-HCH β-Hexachlorcyclohexan 

γ-HCH γ-Hexachlorcyclohexan 

δ-HCH δ-Hexachlorcyclohexan 

ɛ-HCH ɛ-Hexachlorcyclohexan 

2-MCP 2-Monochlorphenol 



2,3-DCP 2,3-Dichlorphenol 






2,3,4-TCP 2,3,4-Trichlorphenol 






2,3,4,5-TetCP 2,3,4,5-Tetrachlorphenol 



PCP Pentachlorphenol 

2,4,5-T-Säureester 2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäureester 

2,4-DP 2,4-Dichlorphenoxypropionsäure 

ADI acceptable daily intake = annehmbare tägliche Aufnahme

Abkürzungen V 

AOX Adsorbierbare organische Halogene 

BSS Boehringer Spezifische Substanzen 

BTEX Summe aus Benzol, Toluol, Xylole und Ethylbenzol 

CB Chlorbenzole (Summe aus MCB bis HCB) 

CP Chlorphenole (Summe aus 2-MCP bis PCP) 

DMSO Dimethylsulfoxid 

DOC dissolved organic carbon 

EC effective concentration 

EOX extrahierbare organische Halogene 

GL20 

Probenverdünnung, bei der die Hemmung der Lichtemission 

im Leuchtbakterientest = 20% ist 

GOK Geländeoberkante 

HCH Summe aus α bis ɛ-HCH 

I-TEQ internationale Toxizitätsäquivalente 

KBE Koloniebildende Einheit 

LD letale Dosis 

MLP Multilevelpegel 

min. Minuten 

NG Nachweisgrenze 

NN Normal Null 

NOEL no observed effect level = höchste Dosis eines Stoffs ohne Wirkung 

OCDD/F octachlorierte Dibenzodioxine und -furane 

PCDD/F polychlorierte Dibenzodioxine und -furane 

POX ausblasbare (purgeable) organische Halogene 

PVC Polyvinylchlorid 

SAK spektraler Absorptionskoeffizient 

T-Säure 2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure 

TC total carbon 

TIC total inorganic carbon 

TOC total organic carbon 

VFTF Vorführtestfeld 

WAA Wasseraufbereitungsanlage 

WRE Wasserrechtliche Erlaubnis

Inhaltsverzeichnis VI 

Inhaltsverzeichnis 

1 Einleitung 1 

1.1 Altlastenproblematik chlorierter Substanzen . . . . . . . . . . . . . . . . 1 

1.2 Altlastentypen und Verfahren zur Sanierung von Altlasten . . . . . . . . . 2 

1.3 Sanierungsfall Boehringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3 

1.3.1 Produktion und Anwendung von Chlorbenzolen- und phenolen . . 4 

1.3.2 Öko- und humantoxikologische Bedeutung der Chloraromaten . . 5 

1.3.3 Chemisch-physikalische Stoffeigenschaften . . . . . . . . . . . . 8 

1.3.4 Prinzipien des mikrobiellen Abbaus von Chloraromaten . . . . . 9 

1.3.5 Produktion der Fa. Boehringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 

1.3.6 Kontaminationen im Werksgelände . . . . . . . . . . . . . . . . 15 

1.3.7 Sanierungskonzept . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 16 

1.4 Ziel der Arbeit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18 

2 Material & Methoden 19 

2.1 Standortbeschreibung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19 

2.2 Beschreibung des Grundwassertestfeldes . . . . . . . . . . . . . . . . . . 20 

2.3 Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23 

2.3.1 Verfahrensablauf . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23 

2.3.2 Filtertechnik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23 

2.3.3 Sauerstoff- und Nährstoffdosierung . . . . . . . . . . . . . . . . 24 

2.3.4 Meß- und Regeltechnik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26 

2.3.5 Rückspültechnik . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26 

2.3.6 Schlammbehandlung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26 

2.3.7 Betriebsweisen der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . 27 

2.4 Beprobungsverfahren und Beprobungsumfang . . . . . . . . . . . . . . 28 

2.4.1 Beprobungsprogramm Wasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28 

2.4.2 Entnahme von Wasserproben . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31 

2.4.3 Wasserstandsmessungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 32 

2.4.4 Beprobungsprogramm des Bodens . . . . . . . . . . . . . . . . . 32 

2.4.5 Entnahme von Bodenproben . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36 

2.4.6 Untersuchungsprogramm der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . 36 

2.4.7 Entnahme von Proben innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage . 37 

2.5 Analytische Methoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37 

2.5.1 Chemische-physikalische und anorganische Parameter . . . . . . 37 

2.5.2 Schadstoffsummenparameter . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39 

2.5.3 Gaschromatographische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . 39 

2.6 Mikrobiologische Methoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39 

2.6.1 Vorbehandlung von Bodenproben . . . . . . . . . . . . . . . . . 39

Inhaltsverzeichnis VII 

2.6.2 Numerische Bestimmung der aeroben und fakultativ anaeroben 

Bakterien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40 

2.6.3 Anreicherung der ökophysiologischen Gruppen . . . . . . . . . . 40 

2.7 Toxikologische Methoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42 

2.7.1 Daphnientest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42 

2.7.2 Lumineszenztest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 42 

2.8 Laborversuche zum Abbau von Chloraromaten . . . . . . . . . . . . . . 44 

2.9 Bewertung des Sanierungserfolges . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 

3 Ergebnisse 48 

3.1 Geologische und hydrogeologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . 48 

3.1.1 Geologische Beschreibung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48 

3.1.2 Hydrogeologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . 49 

3.2 Boden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52 

3.2.1 Schadstoffbelastung der Bodenproben . . . . . . . . . . . . . . . 52 

3.2.2 Abschätzung der Schadstoffkonzentrationen im Boden vor und 

nach Sanierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60 

3.2.3 Mikrobiologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . 62 

3.2.4 Toxikologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65 

3.3 Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67 

3.3.1 Veränderung der Schadstoffkonzentrationen und der Schadstoffzusammensetzung 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67 

3.3.2 Schadstoffluß in der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . 76 

3.3.3 Chemisch-physikalische und anorganische Parameter . . . . . . . 84 

3.3.4 Sauerstoffluß der Anlage und des Feldes . . . . . . . . . . . . . . 89 

3.3.5 Infiltrationsleistung der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . 95 



3.4 Grundwasser . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99 


. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99 

3.4.2 Chemisch-physikalische und Anorganische Parameter . . . . . . 114 



3.5 Laborversuche zum Abbau von Chloraromaten . . . . . . . . . . . . . . 129 

3.5.1 Schadstoffabbau in gekühlten und ungekühlten Wasserproben . . 129 

3.5.2 Schadstoffabbau in mikrobiell aktiven und gehemmten Wasserproben 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 131 

4 Diskussion 134 

4.1 Charakterisierung der Schadstoffsituation . . . . . . . . . . . . . . . . . 134

Inhaltsverzeichnis VIII 

4.1.1 Schadstoffbelastung und -verteilung im Grundwasser zu Beginn 

der Sanierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 135 

4.1.2 Bewertung der vorgefunden Schadstoffsituation . . . . . . . . . . 139 

4.1.3 Bewertung der Untersuchungsmethoden . . . . . . . . . . . . . 142 

4.2 Bewertung der Sanierungsmaßnahmen . . . . . . . . . . . . . . . . . . 146 

4.2.1 Betrieb der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . 146 

4.2.2 Auswirkungen der Nährstoffdosierung . . . . . . . . . . . . . . . 147 

4.2.3 Auswirkung der Sauerstoffdosierung und Bilanzierung des Sauerstoffverbrauchs 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 149 

4.3 Toxikologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 152 

4.3.1 Toxikologische Untersuchungen von Wasserproben . . . . . . . . 153 

4.3.2 Toxikologische Untersuchungen von Extrakten aus Wasserproben 155 

4.3.3 Toxikologische Untersuchungen von Bodenproben . . . . . . . . 156 

4.4 Mikrobiologische Untersuchungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 159 

4.5 Schadstoffreduktion und Bilanzierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 161 

4.5.1 Schadstoffreduktion in der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . 161 

4.5.2 Schadstoffreduktion im Grundwasser . . . . . . . . . . . . . . . 168 

4.5.3 Schadstoffreduktion im Boden . . . . . . . . . . . . . . . . . . 177 

4.6 Beurteilung der Schadstoffströme . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 185 

4.7 Ausblick . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 189 

5 Zusammenfassung 190 

6 Literaturverzeichnis 193 

7 Anhang 214

Abbildungsverzeichnis IX 

Abbildungsverzeichnis 

1 Mechanismen des aeroben und anaeroben Abbaus von Chloraromaten . . 11 

2 Produktionsschema der Fa. Boehringer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 

3 Schematischer Querschnitt einer mikrobiellen in situ Sanierungsmaßnahme 17 

4 Lageplan des Produktionsgeländes der Fa. Boehringer . . . . . . . . . . . 19 

5 Vertikaler schematischer Geländeschnitt des Werksgeländes . . . . . . . 20 

6 Brunnenanordnung des Vorführtestfeldes . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 

7 Fließschema der WAA . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25 

8 Vertikale Aquiferschichtung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 

9 Modellierte Schichtung des Aquifers und Verteilung der Entnahmeraten . 51 

10 BSS-Gehalte der Bodenproben und prozentuale Anteile der Chlorbenzole, 

Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane (Ausgangsbeprobung) . . . . . 54 

11 Konzentration und Kongenerenmuster der Chlorbenzole in Bodenproben 

der Anfangsbeprobung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 

12 BSS-Gehalte der Bodenproben und prozentuale Anteile der Chlorbenzole, 

Chlorphenole, Hexachlorcyclohexane und BTEX-Aromaten (Endbeprobung) 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 58 

13 Konzentration und Kongenerenmuster der Chlorbenzole in Bodenproben 

der Abschlußbeprobung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59 

14 Zelldichten der Bohrkerne 501, 502 und 506 vor und nach Versuch . . . . 64 

15 Toxische Wirkungen und Schadstoffgehalte der Bodenproben der Anfangsbeprobung 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66 

16 Toxische Wirkungen und Schadstoffgehalte der Bodenproben der Abschlußbeprobung 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67 

17 BSS-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69 

18 Chlorbenzol-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69 

19 Chlorphenol-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70 

20 Hexachlorcyclohexan-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70 

21 Verteilungsmuster der Chlorbenzolkongenere im Anlageneingang und nach 

der Enteisenungs- und Biologiestufe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 74 

22 Verteilungsmuster der HCH-Isomere im Anlageneingang und nach der 

Enteisenungs- und Biologiestufe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75 

23 Absolute Schadstoffreduktion in den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

über den gesamten Betriebszeitraum . . . . . . . . . . . . 80 

24 Schadstoffluß der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . . 84

Abbildungsverzeichnis X 

25 Sauerstoff- und Chloridkonzentrationen, Leitfähigkeit und pH-Werte im 

Zu- und Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . 87 

26 Ammonium-, Nitrat-, Phosphat-, Mangan- und Eisenkonzentrationen im 

Zu- und Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage . . . . . . . . . . . . . . 88 

27 Sauerstoffverbrauch der Wasseraufbereitungsanlage und des Vorführtestfeldes 

während der gesamten Betriebsphase . . . . . . . . . . . . . . . . 90 

28 Relativer und absoluter Sauerstoffverbrauch im Vorführtestfeld und in der 

Wasseraufbereitungsanlage während der einzelnen Betriebsphasen . . . . 91 

29 Tägliches und kumuliertes Infiltrationsvolumen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 96 

30 Zelldichten in den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage . . . 97 

31 BSS-Konzentrationen der Multilevelpegel . . . . . . . . . . . . . . . . . 100 

32 BSS-Konzentrationen der Multilevelpegel 506/3, 507/3 und 507/3 . . . . 101 

33 BSS-Konzentrationen der An- und Abstrompegel . . . . . . . . . . . . . 102 

34 BSS- und Monochlorbenzolkonzentrationen der Abstrompegel . . . . . . 103 

35 Zusammensetzung und Konzentration der Boehringer Spezifischen Schadstoffe 

in den Multilevelpegeln während des Versuches . . . . . . . . . . . 104 

36 Zusammensetzung und Konzentration der Chlorbenzole in den Multilevelpegeln 

während des Versuches . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 106 

37 Zusammensetzung und Konzentration der Chlorphenole in den Multilevelpegeln 

während des Versuches . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 108 

38 Zusammensetzung und Konzentration der Hexachlorcyclohexane in den 

Multilevelpegeln während des Versuches . . . . . . . . . . . . . . . . . . 110 

39 Schadstoffkonzentrationen aller Brunnen und Pegel vor und nach Versuch 113 

40 Sauerstoffkonzentrationen, Leitfähigkeit, pH-Werte und Redoxspannung 

der Multilevelpegel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 115 

41 Sauerstoffkonzentrationen, Leitfähigkeit, pH-Werte und Redoxspannung 

der An- und Abstrompegel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 117 

42 Ammonium-, Nitrat-, Eisen-, Mangan- und Chloridkonzentrationen der 

Multilevelpegel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 120 

43 Ammonium-, Nitrat-, Eisen-, Mangan- und Chloridkonzentrationen der 

An- und Abstrompegel . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125 

44 Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen in ungekühlten und gekühlten 

Wasserproben . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 130 

45 Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen in mikrobiell aktiven und gehemmten 

Wasserproben . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132 

46 Zelldichten und BSS-Konzentrationen der Abbauvariante „Kein Azid vs. 

Azid“ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 133 

47 Schematischer Schnitt durch das Vorführtestfeld und Verteilung der Chlorbenzolkongenere 

im Stau- und Grundwasser zu Versuchsbeginn . . . . . 139 

48 Gemessener und berechneter AOX . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 143

Abbildungsverzeichnis XI 

49 Berechneter AOX und gemessener EOX . . . . . . . . . . . . . . . . . . 144 

50 Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser und erzielte Wirkungen im 

Leuchtbakterientest . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 155 

51 Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser und erzielte Wirkungen der 

angereicherten Wasserproben im Leuchtbakterientest . . . . . . . . . . . 156 

52 Schadstoffkonzentrationen in Bodenproben und erzielte Hemmwirkungen 

im Leuchtbakterientest (Anfangs- und Abschlußbeprobung) . . . . . . . . 159 

53 Berechnete AOX-Konzentrationen im Anlageneingang und berechnete und 

analysierte AOX- und EOX-Konzentrationen im Ablauf der Biologiestufen 165 

54 Verhältnis von 1,3,5-TCB zu 1,2,4-TCB in verschiedenen Brunnengruppen 175 

55 Verhältnis von ɛ-HCH zu Summe HCH in verschiedenen Brunnengruppen 176 

56 Verhältnis von 4-MCP zu Summe CP in verschiedenen Brunnengruppen . 177 

57 BSS-Konzentrationen von Bohrkern 501 und 506 vor und nach Versuch . 179 

58 Berechnete und analysierte Anteile der Chlorbenzolkongenere bei der Anfangs- 

und Abschlußbodenbeprobung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 184

Tabellenverzeichnis XII 

Tabellenverzeichnis 

1 Produktionsmengen, Folgeprodukte und Anwendung der Chlorbenzole in 

der BRD . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4 

2 Chemisch-physikalische Kenndaten der geländetypischen Schadstoffe . . 9 

3 Brunnengruppen des Vorführtestfeldes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22 

4 Betriebsphasen und Probenahmezeitpunkte . . . . . . . . . . . . . . . . 27 

5 Legende zum Untersuchungsprogramm . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29 

6 Untersuchungsprogramm des Vorführtestfeldes . . . . . . . . . . . . . . 30 

7 Beprobungsumfang der Anfangsbodenbeprobung . . . . . . . . . . . . . 33 

8 Beprobungsumfang der Abschlußbodenbeprobung . . . . . . . . . . . . . 35 

9 Angewandte Analysemethoden . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38 

10 Gleichungssystem zur Berechnung von Wasser-Boden-Verteilungskonzentrationen 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 

11 Verteilung der EOX-Konzentrationen im Boden vor Versuch . . . . . . . 52 

12 Analysierte und berechnete Chlorbenzolkonzentrationen im Boden zu Versuchsbeginn 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61 

13 Analysierte und berechnete Chlorbenzolkonzentrationen im Boden zu Versuchsende 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 62 

14 Abbauwirkungsgrade der Wasseraufbereitungsanlage für die aerobe Versuchsphase 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72 

15 Schadstoffkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77 

16 Schadstoffreduktion in den Enteisenungs-, Biologie- und Aktivkohlefiltern 

während der Betriebsphase . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 79 

17 Schadstoffkonzentrationen und -massen des Rückspülschlamms . . . . . 81 

18 Schadstoffkonzentrationen in den Filtermaterialien der Enteisenungs,- Biologie- 

und Aktivkohlestufe . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82 

19 Schadstoffmassen in den Filtermaterialien der Enteisenungs-, Biologie und 

Aktivkohlestufen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83 

20 Konzentrationsspannen der Bilanzierungsparameter innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 

21 Sauerstoffbilanz der Wasseraufbereitungsanlage (Biologischer Komplex) . 93 

22 Sauerstoffbilanz im Vorführtestfeld während der aeroben Phase . . . . . 95 

23 Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen im Zu- und Ablauf 

der Enteisenung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 98 

24 Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen . . . . . . . . . 111 

25 Säure- und Basekapazität, Härte, freie Kohlensäure und Hydrogencarbonatkonzentrationen 

der Multilevelpegel . . . . . . . . . . . . . . . . . . 123 

26 Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen der Entnahmebrunnen 127

Tabellenverzeichnis XIII 

27 Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen der An- und Abstrompegel 

. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 128 

28 Schadstoffmuster und Schadstoffkonzentrationen der Sieleinleitungen . . 136 

29 BSS- und POX-Vergleichsmessungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 145 

30 Sanierungsbewertung aller Brunnen innerhalb des Vorführtestfeldes . . . 171 

31 BSS-Konzentrationen und Verteilung der Schadstoffgruppen im Boden 

vor und nach Versuch . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 180 

32 Verteilung der Chlorbenzolkongenere im Boden vor und nach Versuch . . 181 

33 Abschätzung der am Boden adsorbierten Schadstoffmasse vor und nach 

Versuch . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 182 

34 Abschätzung der Schadstoffströme im Vorführtestfeld . . . . . . . . . . . 186 

35 Möglichkeiten zur indirekten Erfassung von Schadstoffphase . . . . . . . 187 

1 Durchfluß, Infiltrationsvolumen und Abstromverlust des VFTF . . . . . . 214 

2 Eisenkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA . . . . . . . . 218 

3 Sauerstoffkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA . . . . . . 220 

4 Geologische Leithorizonte des Vorführtestfeldes . . . . . . . . . . . . . . 222 

5 Wasser-Boden-Verteilungskoeffizienten (KOC)-Werte der Chlorbenzole . 223 

6 Mittlere Zusammensetzung, Chloranteil, Toxizität (Leuchtbakterientest) 

und Tox-Faktor (= Kehrwert Toxizität) der BSS . . . . . . . . . . . . . . 224 

7 Schadstoffkonzentrationen in Schwerphase . . . . . . . . . . . . . . . . 225 

8 Dioxin- und Furankonzentratioen des Rückspülschlammes der Enteisenungs- 

und Biologiestufen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 226 

9 EOX-Konzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung . . . . . 227 

10 Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung . . 229 

11 Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Abschlußbeprobung . . 232 

12 Zelldichten in Wasserproben des Vorführtestfeldes . . . . . . . . . . . . . 237 

13 Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen . . . . . . . . . 238

Einleitung 1 

1 Einleitung 

Seit Beginn der industriellen Revolution zu Beginn des vorigen Jahrhunderts hat sich die 

Zahl der chemisch produzierten Substanzen stetig erhöht. Da das Gefährdungspotential 

vieler Stoffe auf die belebte Umwelt entweder unbekannt war oder unterschätzt bzw. 

ignoriert wurde, führten die in Wasser, Boden und Luft eingetragenen urban-industriellen 

Emissionen zu einer zunehmenden Belastung der biologischen Stoff- und Reinigungskreisläufe. 

Insbesondere naturfremde und persistente Stoffe wurden akkumuliert und reicherten 

sich daher in Böden, Lebewesen und der Nahrungskette an. Dadurch kommt es neben 

menschlichen Gesundheitsgefährdungen zur Verknappung von unbelasteten Bodenflächen, 

einem zunehmenden Reinigungsaufwand bei der Gewinnung von Trinkwasser und 

Einschränkungen bei der gärtnerischen und landwirtschaftlichen Nutzung. 

Vor allem in Ballungsräumen und Regionen mit weit zurückreichender Industriegeschichte 

sind gehäuft Altlasten anzutreffen. Altlasten sind nach vorherrschender Auffassung „Altablagerungen 

oder Altstandorte, von denen aufgrund detaillierter Gefährdungabschätzung 

eine konkrete Gefährdung der menschlichen Gesundheit und / oder der Umwelt ausgeht“ 

(KÜHNEL 1991). 

Die Zahl der erfaßten Altlastenverdachtsflächen in Deutschland ist in den letzten Jahren 

stetig angestiegen. Waren 1983 lediglich 28.000 Verdachtsflächen erfaßt, geht man heute, 

auch aufgrund der neu hinzugekommenen fünf Länder, von ca. 140.000 Altlastenverdachtsflächen 

aus (WERTHER & WILICHOWSKI 1993, SALZWEDEL 1994). Der tatsächliche 

Sanierungsbedarf kann derzeit, nicht zuletzt wegen fehlender bundeseinheitlicher gesetzlicher 

Vorgaben, nur abgeschätzt werden. Bundesweit einheitliche Bewertungskriterien 

und Sanierungsanforderungen werden mit der fälligen Verabschiedung des seit Anfang 

der neunziger Jahre diskutierten Bundes-Bodenschutzgesetzes erwartet. 

1.1 Altlastenproblematik chlorierter Substanzen 

Die besondere Bedeutung von Altlasten und Altstandorten, die durch halogenierte (aromatische) 

Kohlenwasserstoffe kontaminiert sind, ergibt sich aus der Persistenz und dem besonderen 

Gefährdungspotential dieser Stoffe. Aufgrund ihrer mengenmäßig bedeutsamen 

Produktion und der Breite ihrer Anwendung stellen halogenhaltige Kohlenwasserstoffe eine 

wichtige Stoffgruppe bei anthropogen verursachten Grundwasserverunreinigungen dar 

(SCHLEYER & KERNDORFF 1992, PAULY-MUNDEGAR 1994). Chlorierte Kohlenwasserstoffe 

wurden im industriellen Sektor als Lösemittel und zur Oberflächenbehandlung von 

Metallen verwendet; der Einsatz dieser Stoffe wurde in den letzten Jahren durch gesetzgeberische 

Aktivitäten zunehmend eingeschränkt.


Erfahrungen bei der mikrobiellen in situ Sanierung von CKW-Altlasten liegen nur in begrenztem 

Umfang vor. In einem BMFT-Verbundvorhaben zur modellhaften Sanierung 

von Altlasten wurden CKW-Altlasten (Haynauer Straße, Berlin; Kertess-Gelände, Hannover, 

Bielefelder-Senne, Bielefeld) mit hydraulischen Maßnahmen, Bodenluftabsaugung 

und mikrobiologischer on-site Behandlung des geförderten Grundwassers und des ausgekofferten 

Bodens behandelt (BMFT 1994). Mit wechselhaften Erfolgen wurden bei der 

Sanierung von mit Chloraromaten verunreinigten Standorten rein hydraulische Maßnahmen 

eingesetzt (DOTY & TRAVIS 1991). Mikrobiologische in situ Behandlungen wurden 

meist bei Kohlenwasserstoffverunreinigungen (Tankstellen und Gaswerkstandorte) angewandt 

(GUDEHUS & SWINIANSKI 1993, VAN VREE et al. 1993; BATTERMANN et al. 

1993, BATTERMANN & ZIPFEL 1994) 

1.2 Altlastentypen und Verfahren zur Sanierung von Altlasten 

Trotz der Vielzahl der bestehenden Altlasten sind die Kontaminanten meist folgenden 

Schadstoffgruppen zuzuordnen: 

• Flüchtige und nicht flüchtige aliphatische und aromatische Kohlenwasserstoffe wie 

Benzin, Benzol und polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, 

• flüchtige und nicht flüchtige halogenierte organische Verbindungen wie Pestizide, 

polychlorierte Biphenyle, polyhalogenierte Aromaten, 

• Schwermetalle und Schwermetallverbindungen, 

• Freie und komplexe Cyanide. 

Neben der Art und Konzentration eines Schadstoffes sind die schadstoffspezifischen Eigenschaften 

wie Flüchtigkeit, Löslichkeit in Wasser oder einem organischen Lösungsmittel, 

chemische oder thermische Instabilität, biologische Abbaubarkeit, Adsorptions- oder 

Absorbtionsverhalten und die standortspezifischen geologischen und hydrogeologischen 

Charakteristika von entscheidender Bedeutung für die letztendliche Auswahl eines Sanierungsverfahrens 

(RULKENS et al. 1993). 

Innerhalb der letzten zwei Dekaden werden vermehrt Techniken zur Bodenbehandlung 

und Sanierung von Altlasten entwickelt. In der Fachterminologie wird dem Behandlungsort 

entsprechend zwischen drei Gruppen unterschieden. Unter off-site Verfahren versteht 

man die Entfernung belasteten Materials durch Ausgrabung und Abtransport zu einer Deponie 

oder Abfallbehandlungsanlage mit anschließender Deponierung der Überreste. Bei 

on-site Verfahren wird das belastete Material ausgekoffert, vor Ort gereinigt und anschließend 

wieder an den ursprünglichen Ort verbracht. Bei in situ Verfahren verbleibt der kontaminierte 

Boden während der Reinigung an seinem natürlichen Ort.


Biologische Behandlung Bei den biologischen on-site Sanierungstechniken zur Behandlung 

von ausgekofferten Böden wird zwischen Landfarming, Mietentechnik und Bioreaktoren 

unterschieden. Beim Landfarming wird der Boden großflächig aufgeschüttet; in 

Bioreaktoren wird der Boden in einem Reaktorsystem behandelt. Da in Bioreaktoren eine 

intensivere Durchmischung erreicht wird, ist der Abbaugrad dieser Systeme höher als 

der von Landfarming- oder Mietentechniken. Bei biologischen in situ Verfahren wird der 

Bodenkörper als unterirdischer Reaktionskörper genutzt. Durch Zugabe von Nährstoffen, 

Sauerstoff oder anderen Elektronenakzeptoren werden die Milieubedingungen für den mikrobiologischen 

Abbau verbessert. Das Grundwasser wird abgepumpt, von Schadstoffen 

gereinigt und nach Anreicherung mit Nährstoffen und Sauerstoff wieder infiltriert. 

Bodenwäsche mit wäßrigen Extraktionsmitteln Zunächst wird das ausgekofferte belastete 

Erdreich mit dem Extraktionsmittel intensiv durchmischt. Dies dient der Förderung 

des Stoffüberganges von der Bodenmatrix in das Extraktionsmittel. Anschließend werden 

die gelösten oder suspendierten Schadstoffe von den gereinigten Bodenpartikeln getrennt 

und das Extraktionsmittel gereinigt. Analog zum mikrobiologischen in situ Verfahrensprinzip 

wird bei der extraktiven in situ Technologie das Extraktionsmittel über Sickergräben, 

Drainagerohre oder vertikale Bohrungen in den belasteten Boden eingebracht. Die 

Schadstoffe lösen sich im Extraktionsmittel; dieses wird gefördert und die Schadstoffe 

werden oberirdisch abgetrennt.. 

Thermische Behandlung Bei der thermischen Behandlung von Böden werden die Schadstoffe 

zunächst bei Temperaturen zwischen 150–700 ◦ C aus dem Boden in die Gasphase 

überführt. In einer Nachbrennkammer werden die flüchtigen organischen Schadstoffe bei 

Temperaturen zwischen 900–1100 ◦ C verbrannt. 

Neben den aufgeführten wichtigsten Reinigungstechniken gibt es noch eine Reihe von 

weiteren Methoden, wie beispielsweise Extraktion der Schadstoffe mit organischen Lösungsmitteln, 

Verglasung, chemische Oxidation oder Reduktion von Schadstoffen, Strippverfahren 

mit Heißdampf oder Luft (EPA 1992). 

1.3 Sanierungsfall Boehringer 

Die Produktion der Fa. Boehringer in Hamburg-Moorfleet umfaßte die Synthese von Insektiziden 

und Herbiziden. Die auf dem Standort anzutreffenden chlororganischen Schadstoffe 

werden als BSS (Boehringer Spezifische Substanzen) bezeichnet. Dies ist ein firmeninterner 

Sammelbegriff für die geländetypischen Schadstoffe und umfaßt die Summe 

von Chlorbenzolen, Chlorphenolen, Hexachlorcylohexanen, 2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure(ester), 

2,4,5-Trichloranisol und polychlorierte Dibenzodioxine und -furane. Die Produktionsmengen 

und Anwendungsgebiete dieser Chemikalien, die chemisch-physikali-


schen Stoffeigenschaften und öko- und humantoxikologische Wirkungen werden in den 

nachfolgenden Kapiteln dargestellt. 

1.3.1 Produktion und Anwendung von Chlorbenzolen- und phenolen 

In der Bundesrepublik Deutschland (inklusive der neuen Bundesländer) wurden 1992 ca. 

90.000 t Chlorbenzole produziert (NOLTE & JOAS 1995). Da aus Chlorbenzolen eine breite 

Reihe von veredelten Folgeprodukten hergestellt werden, nehmen sie eine Schlüsselposition 

innerhalb der Chloraromatenchemie ein. In Tabelle 1 sind die Produktionsmengen, 

die chemischen Folgeprodukte und Anwendungssegmente der Chlorbenzole in der Bundesrepublik 

Deutschland aufgeführt. 

Tabelle 1: Produktionsmengen, Folgeprodukte und Anwendung der Chlorbenzole in der 

BRD 

Kongener Produktion Anwendung 

MCB 60-70.000 t/a (1989) Herstellung von Chlornitrobenzolen (Zwischenprodukte für 

Farbstoffe, Pflanzenschutzmittel und Pharmazeutika), Lösemittel 

für die chemische Industrie 

1,2-DCB 12.000 t/a (1989) überwiegende Umsetzung zu Dichlornitrobenzolen und Formulierung 

von Farbstoffen, Lösemittel für Lacke, Öle und 

Wachse 

1,3-DCB 3.000-4.000 t/a (1987) Herstellung von 2,4-Dichlor-1-nitrobenzol 

1,4-DCB 15.000-20.000 t/a (1990) Desinfektionsmittel, Luftdeodorant, Mottenkugeln, Toilettensteine, 

Herstellung des Kunststoffes PPS (Polyphenylensulfid) 

und Ausgangsprodukt zu Herstellung von 1,4- 

Dichlor-2-nitrobenzol 

1,2,3-TCB 750 t/a Mögliche Herstellung von Pyrogallol und 2,3,4-Trichlorbenzolsulfonsäuren 

1,2,4-TCB > 5000 t/a Ausgangsprodukt für die chemische Industrie, Einsatz als 

Löse- und Extraktionsmittel, mögliche Folgeprodukte sind 

Herbizide (Dicamba) und Farbstoffe 

1,3,5-TCB < 20 t/a Mögliche Folgeprodukte sind 2,4,6-Trichlornitrobenzol und 

2,4,6-Trichlorbenzolsulfonsäure 

1,2,4,5-TetCB Weiterverarbeitung zu 2,4,5-TCP und anschließende Synthetisierung 

von Herbiziden und Insektiziden. Die Herstellung 

von Tetrachlorbenzolen, insbesondere des 1,2,4,5- 

TetCB, wurde 1986 in der BRD eingestellt. 

PCB keine zielgerichtete Produktion 

HCB 1500 t/a (1990) fast ausschließliche Umsetzung zu Pentachlorthiophenol, 

das als Hilfsmittel in der Kautschukindustrie verwendet 

wird.


Chlorphenole 

Die quantitativ bedeutendste Chlorphenolverbindung ist 2,4-DCP, gefolgt von 4-MCP und 

2,4,6-Trichlorphenol. Verbrauchsmengen liegen nur für 2,4-DCP vor. Die Produktion von 

2,4-DCP wurde 1988 in der BRD eingestellt, der Bedarf von ca. 6000 t/a mußte daher 

importiert werden. Mehr als die Hälfte der Menge wird für die Produktion der Herbizide 

2,4-DP (2,4-Dichlorphenoxypropionsäure) und 2,4-D (2,4-Dichlorphenoxyessigsäure) 

verwendet. (DROTLEFF et al. 1992). Das 4-MCP dient als Zwischenprodukt zur Synthetisierung 

von Farbstoffen und zur Produktion von Fungiziden. 2,4,6-TCP dient als Vorprodukt 

bei der Herstellung von Chloranilinen. Aus diesen werden überwiegend Pigmente 

und Farbstoffe hergestellt. 2,4,5-TCP ist ein Zwischenprodukt bei der Herstellung von 

2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure (T-Säure) und des Desinfektionsmittels Hexachlorophen. 

T-Säure war Hauptbestandteil des im Vietnamkrieg von den amerikanischen Truppen eingesetzten 

Entlaubungsmittels “Agent Orange“ (Wirkstoff Orange). Die Herstellung von 

2,4,5-TCP und von T-Säure wurde in der Bundesrepublik 1983 eingestellt (DROTLEFF et 

al. 1992). PCP bzw. dessen Natrium- und Zinksalze wurden als Fungizide, Insektizide und 

Herbizide eingesetzt. Seit 1989 existiert in der BRD ein Anwendungs- und Herstellungsverbot 

für PCP; 1985 wurden noch ca. 1000 t/a produziert. 

Als hochgiftige chlororganische Verbindungen gelten polyhalogenierte Dibenzodioxine 

und Dibenzofurane. PCDD- und PCDF-Verbindungen werden nicht zielgerichtet synthetisiert, 

fallen aber bei zahlreichen chemischen Transformationsvorgängen ungewollt an. 

Vor allem bei der Herstellung von 2,4,5-TCP, 2,3,4,6-TCP und PCP wurden Produktverunreinigungen 

durch Dioxine und Furane im ppm-Bereich nachgewiesen (NOLTE & 

JOAS 1995). Dioxine und Furane können weiterhin im Temperaturbereich zwischen 300– 

800 ◦ C aus chlororganischen Verbindungen gebildet werden oder aus nichtchloriertem organischen 

Material in Gegenwart chlorhaltiger anorganischer Verbindungen entstehen. Da 

diese Reaktionsbedingungen bei einer Vielzahl von thermischen Prozessen anzutreffen 

sind, tragen möglicherweise Emissionen aus der Abfallverbrennung oder der Metallgewinnung 

aus Schrott und Reststoffen stärker als Emissionen aus Chemieanlagen zur ubiquitären 

Verbreitung der Dioxine und Furane bei (NOLTE & JOAS 1995). Dioxine und 

Furane wurden immer wieder durch Produktionsstörungen emittiert. Bei der Fa. ICME- 

SA (Seveso, Norditalien) kam es 1976 durch eine Autoklavenhavarie zur Freisetzung von 

2,3,7,8-Tetrachlordibenzo-p-dioxin. 

1.3.2 Öko- und humantoxikologische Bedeutung der Chloraromaten 

Ökotoxikologische Bewertungen von Schadstoffen werden durch Untersuchungen ermöglicht, 

in denen Testorganismen dem zu untersuchenden Schadstoff ausgesetzt und das Ausmaß 

(akut, subakut, subletal, letal) und die Dauer (akut, chronisch, reversibel, irreversibel) 

der toxischen Schädigungen erfaßt werden. Als Testorganismen werden Bakterien


(Destruenten), Algen (Primärproduzenten), Kleinkrebse (Primär- und Sekundärkonsumenten) 

und Fische als Konsumenten und Endglied der aquatischen Nahrungskette eingesetzt 

(RAEBEL 1983). 

Humantoxikologische Bewertungen von Schadstoffen werden aus Versuchen mit Säugetieren 

(Ratten und Meerschweinchen), Fischen und Vögeln gewonnen. Nach der Exposition 

werden die eingetretenen Veränderungen des Blutes, der Organe und des Gewebes 

erfaßt und die cancerogenen (krebserzeugenden), teratogenen (Schädigung des heranwachsenden 

Embryos) und mutagenen (erbgutschädigenden) Wirkungen abgeleitet. Aus 

der höchsten beobachteten unwirksamen Konzentration, dem NOEL-Wert (No Observed 

Effect Level) wird unter Anwendung von Sicherheitsfaktoren diejenige Wirkstoffmenge 

berechnet, die ein Mensch lebenslang täglich ohne Gesundheitsschädigungen aufnehmen 

kann (ODZUCK 1982). Zur ersten Beurteilung der mutagenen und damit möglicherweise 

cancerogenen Wirkungen von Testsubstanzen werden als Screening-Tests bakterielle 

Kurztests eingesetzt, von denen der Ames-Test in zunehmendem Maße als Routinetest bei 

der Überprüfung von Fluß- und Trinkwasserqualitäten zur Anwendung kommt (BORNEFF 

1982, EISENBRAND & SCHREIER 1995). Tierexperimentell gewonnene Befunde sind 

nicht notwendigerweise auf den Menschen übertragbar. Aus diesem Grund werden ergänzend 

epidemiologische Studien zur quantitativen Bewertung des Gefährdungspotentials 

von Chemikalien durchgeführt (KRAUSE et al. 1989). Unter Einbeziehung von Prädiktoren 

wie Ernährungsgewohnheiten oder berufsbedingter erhöhter Exposition gegenüber 

Umweltschadstoffen wird versucht, statistische Zusammenhänge zwischen Toxenexposition 

und festgestellten oder zu befürchtenden Gesundheitsgefährdungen zu gewinnen. 

Die Lipophilie der Chloraromaten und damit die Neigung, sich in menschlichen oder tierischen 

Geweben anzureichern, nimmt mit steigender Anzahl der Chlorsubstituenten zu. 

Damit verbunden ist eine gesteigerte Toxizität von höherchlorierten Verbindungen. Die im 

Leuchtbakterientest ermittelten akuten Toxizitäten (als EC50-Konzentrationen) für Chlorphenole 

reichen von ca. 34 mg/l für 2-MCP bis 0,52 mg/l für PCP. Für die Chlorbenzole 

werden Spannbreiten von 11 mg/l für MCB bis 4 mg/l für die Tetrachlorbenzole angegeben 

(RIBO & KAISER 1983, INDORATO et al. 1984, TARKPEA et al. 1986, KAISER & 

PALABRICA 1991, GOUGH et al. 1994). Diese festgestellten toxischen Konzentrationen 

beziehen sich auf akute Schädigungen des Testorganismus und erlauben keine Bewertung 

der durch Bioakkumulation der Schadstoffe verursachten Langzeitfolgen. Entsprechend 

ihrer akuten Wirkungen auf Säuger, Bakterien und Fische, ergänzt durch Angaben 

zur mikrobiellen Abbaubarkeit, werden Schadstoffe in Wassergefährdungsklassen eingeteilt 

(RIPPEN 1992). Gefährdungsabschätzungen und -bewertungen von Chemikalien werden 

durch Rechenmodelle ermöglicht, die neben den toxikologischen Kenndaten auch das 

stoffspezifische Transfer-, Mobilitäts- und Persistenzpotential berücksichtigen und unter 

Einbeziehung von Gewichtungsfaktoren das Risikopotential einer Substanz mit einer dimensionslosen 

Zahl bewerten (HÖRING & DIETER 1994, KERNDORFF et al. 1994).


Monochlorbenzol zeigt nach Exposition narkotische Wirkung und führt zur Reizung der 

Atemwege und der Augen; desweiteren wurden Leber-, Nieren- und Lungenschädigungen 

festgestellt (KOCH 1989, PAUSTENBACH et al. 1993, SNYDER et al. 1993, HRICKO 1994). 

Intoxikationen durch Di- und Trichlorbenzole äußern sich in Leber- und Nierenschädigungen. 

Hexachlorbenzol wurde im Tierexperiment (Maus und Hamster) als carcinogen 

eingestuft (KOCH 1989). Hexachlorbenzol wird in Warmblüterorganismen zu Pentachlorbenzol 

und Tetrachlorbenzolen metabolisiert; der LD50-Wert liegt bei Ratten nach oraler 

Inkorporation bei ca. 10 g/kg. Für Menschen gilt ein ADI-Wert von 0,6 µg/kg. Hexachlorbenzol 

war in Humanmilchproben aus den Jahren 1980–1989 im Konzentrationsbereich 

von 0,07–1,13 mg/kg nachweisbar (EISENBRAND & SCHREIER 1995) 

Angaben zur toxikologischen Bedeutung der Chlorphenole liegen vorwiegend für die mengenmäßig 

bedeutenden Verbindungen 2,4-DCP, 2,4,5-TCP, 2,4,6-TCP, 2,3,4,6-TetCP und 

PCP vor (KOCH 1989). Niedrig substituierte Chlorphenole können beim Menschen zu Beeinträchtigungen 

der Leber- und Nierenfunktionen führen. Nach Verfütterung von 2,4,5- 

TCP an Ratten wurden degenerative Veränderungen von Leber und Niere festgestellt 

(KOCH 1989). PCP ist im Tierversuch eindeutig carcinogen und wurde daher von der 

MAK-Kommission in die Liste III A2 aufgenommen. Nach akuter PCP-Exposition kommt 

es beim Menschen zu typischen Symptomen wie Übelkeit, Mattigkeit und Gewichtsverlust. 

Bei berufsbedingter Exposition wurden Augen- und Hautreizungen einschließlich 

Chlorakne berichtet. Pentachlorphenol gilt unter den Chlorphenolen als die Verbindung 

mit der höchsten Toxizität und kann bei schweren Vergiftungen zum Exitus führen. Die 

LD50 wird beim Menschen bei peroraler Aufnahme auf 29 mg/kg geschätzt (EISENBRAND 

& SCHREIER 1995). 

Als Langzeiteffekt wurde bei HCH-Exposition die Induktion verschiedener Leberenzyme 

und Leberwachstum beobachtet. Die LD50-Werte lagen bei Ratten für γ-HCH bei ca. 

100 mg/kg, für α-HCH bei 600 mg/kg und für β-HCH bei 6000 mg/kg (EISENBRAND & 

SCHREIER 1995). γ-HCH zeigte bei menschlichen Zellkulturen (in-vitro) mutagene Wirkung 

(KOCH 1989). 

Die toxikologischen Eigenschaften der verschiedenen polychlorierten Dibenzodioxine und 

-furane (135 PCDF- und 75 PCDD-Kongenere) unterscheiden sich beträchtlich. Zur leichteren 

Vergleichbarkeit von PCDF/PCDD-Konzentrationen verschiedener Proben wurden 

den einzelnen Kongeneren unterschiedliche Toxizitätsäquivalente in Form von Gewichtungsfaktoren 

zwischen 1 und 0,001 zugeordnet (NATO/CMS 1988). Mit einem I-TEQ- 

Wert von 1 gilt 2,3,7,8-TCDD als das toxikologisch wirksamste Dioxin. Charakteristisch 

für 2,3,7,8-TCDD sind die starken Unterschiede in der Empfindlichkeit verschiedener Spezies 

(LD50 beim Meerschweinchen ca. 1 µg/kg, LD50 beim Hamster 5000 µg/kg). 

Beim Menschen ist das Leitsymptom für die Exposition gegenüber 2,3,7,8-TCDD die Ausbildung 

einer entzündlichen Hautkrankheit (Chlorakne); weiterhin treten Übelkeit, Erbrechen, 

Reizung der Atemwege, Leberschäden und Störungen des Immunsystems auf. Nach


tierexperimentellen Befunden kann die cancerogene Wirkung von 2,3,7,8-TCDD beim 

Menschen als höchst wahrscheinlich bezeichnet werden (JOHNSON 1993, EISENBRAND 

& SCHREIER 1995). 2,3,7,8-TCDD wird in der MAK-Liste (MAK III A2) als krebserregend 

geführt. Wegen ihrer lipophilen und persistenten Eigenschaften haben Dioxine und 

Furane Eingang in die Nahrungskette gefunden. Aufgrund der dadurch erfolgten Anreicherung 

wurden in Humanmilch mittlere Dioxinkonzentrationen von ca. 31 pg I-TEQ/kg 

nachgewiesen. Dadurch wird der ADI-Wert bei Säuglingen während der Stillzeit um Faktor 

10 übertroffen (EISENBRAND & SCHREIER 1995). 

1.3.3 Chemisch-physikalische Stoffeigenschaften 

Die für eine mikrobielle Sanierung wesentlichen chemisch-physikalischen Eigenschaften 

der Schadstoffe, wie Wasserlöslichkeit, Dampfdruck und Lipophilie, hängen von der Anzahl 

der Chlorsubstituenten ab. Mit zunehmendem Chlorierungsgrad der Chlorbenzole 

und -phenole verringert sich die Wasserlöslichkeit und der Dampfdruck, die Lipophilie 

nimmt zu. Chlorphenole haben durch ihre polare Hydroxylgruppe eine gegenüber den 

Chlorbenzolen stark erhöhte Wasserlöslichkeit. Die Spanne reicht von 2-Monochlorphenol 

mit 29 g/l bis Pentachlorphenol mit 19 mg/l (SMITH et al. 1994). Die lipophilen Eigenschaften 

einer Substanz werden durch den Verteilungskoeffizienten KOW (Wasser- 

Octanol-Verteilungskoeffizient) ausgedrückt. Dieser beschreibt die Verteilung eines Stoffes 

zwischen einer organischen und einer wäßrigen Phase. Die Verteilung zwischen den 

Kompartimenten Wasser und Boden wird neben dem substanzspezifischen KOW-Wert wesentlich 

vom Gehalt des organischen Kohlenstoffes im Boden bestimmt. Die Neigung eines 

Stoffes, an der organischen Kohlenstoffraktion des Bodens zu adsorbieren, wird durch 

den KOC-Wert ausgedrückt (DANNENFELSER et al. 1991, HAWKER & CONNELL 1991, 

HERMAN et al. 1991). Da Chlorphenole mit steigendem pH-Wert verstärkt dissoziieren, 

wird der Verteilungskoeffizient KOC dieser Substanzklasse neben dem organischen Kohlenstoffgehalt 

des Bodens vor allem durch den pH-Wert beeinflußt (CHRISTODOULATOS 

et al. 1994, DAVIS et al. 1994a, SHIU et al. 1994). Die chemisch-physikalischen Eigenschaften 

Adsorbierbarkeit und Wasserlöslichkeit bestimmen im wesentlichen die Bioverfügbarkeit 

von Schadstoffen und damit die Voraussetzungen für mikrobiellen Abbau. In 

Tabelle 2 sind die chemisch-physikalischen Eigenschaften der geländetypischen Schadstoffe 

aufgeführt.


Tabelle 2: Chemisch-physikalische Kenndaten der geländetypischen Schadstoffe 

Molekülgewicht 

Wasserlöslichkeit Wasser-Octanol 

Verteilungskoeffizient 

Wasser-Boden 

Verteilungskoeffizient 

[mg/l] log KOW log KOC Chlorbenzole 

MCB 112,6 438,06 a 3,02 a 2,60 b 

1,2-DCB 147 140,38 a 3,44 a 2,92 b 

1,3-DCB 147 128,03 a 3,49 a 3,23 b 

1,4-DCB 147 70,36 a 3,44 a 3,22 b 

1,2,3-TCB 181,5 16,55 a 4,11 a 3,87 b 

1,2,4-TCB 181,5 40,63 a 3,97 a 3,83 b 

1,3,5-TCB 181,5 5,23 a 4,17 a 3,23 b 

1,2,3,4-TetCB 215,9 4,83 a 4,55 a 3,76 b 

1,2,3,5-TetCB 215,9 3,27 a 4,59 a 4,25 b 

1,2,4,5-TetCB 215,9 0,99 a 4,60 a 3,20 b 

PCB 250,3 0,46 a 5,12 a 4,11 b 

HCB 

Hexachlorcyclohexane 

284,8 0,0086 a 5,41 a 3,92 b 

α-HCH 290,8 2,0 c 3,82 c 

β-HCH 290,8 0,2 c 3,80 c 

γ-HCH 290,8 7,4 c 3,72 c 2,8-3,4 c 

δ-HCH 290,8 15,7 c 4,14 c 

ε-HCH 

Chlorphenole 

290,8 

2-MCP 128,56 20000 d 2,17 d 1,20-3,70 d 

3-MCP 128,56 22000 d 2,50 d 1,24-2,74 d 

4-MCP 128,56 27000 d 2,40 d 1,20-2,68 d 

2,3-DCP 163 8215 d 3,15 d 2,05-3,08 d 

2,4-DCP 163 4500 d 3,20 d 1,74-3,12 d 

2,5-DCP 163 3,20 d 

2,6-DCP 

3,4-DCP 

163 

163 

2652 d 

9256 d 

2,86 d 

3,37 d 2,86-3,09 d 

3,5-DCP 163 7394 d 3,20 d 

2,3,4-TCP 197,45 500 d 3,80 d 

2,3,5-TCP 197,45 500 d 3,69 d 2,55-3,98 d 

2,3,6-TCP 197,45 450 d 3,80 d 1,94-3,84 d 

2,4,5-TCP 197,45 948 d 3,72 d 

2,4,6-TCP 197,45 434 d 3,69 d 

3,4,5-TCP 197,45 4,30 d 2,99-3,65 d 

2,3,4,5-TetCP 231,89 166 d 4,80 d 2,94-4,66 d 

2,3,4,6-TetCP 231,89 183 d 4,45 d 3,20-4,21 d 

2,3,5,6-TetCP 231,89 100 d 4,90 d 

PCP 

Dioxine/Furane 

266,34 14 d 5,05 d 2,21-5,54 d 

OCDF 443,72 0,36·10-6 e 8,54 e 6,75 e 

OCDD 459,72 13·10-6 e 8,20 e 7,08 e 

2,3,7,8-TCDD 324,97 1,4·10-6 e 6,76 e 7,3-7,6 e 

a = YALKOWSK et al. 1994 b = DANNENFELSER et al. 1991 c = BUTTE et al. 1991 

d = SHIU et al. 1994 

e = RIPPEN 1992 

1.3.4 Prinzipien des mikrobiellen Abbaus von Chloraromaten 

Unter aeroben Bedingungen gelten alle biosynthetisch entstandenen Verbindungen als mikrobiell 

abbaubar (SCHLEGEL 1992). Xenobiotika (Fremdstoffe) unterscheiden sich häufig 

durch die Anwesenheit eines xenobiotischen Strukturelementes (z.B. Halogen-, Nitro-


und Sulfonatgruppen) von natürlich synthetisierten Verbindungen (KNACKMUSS 1991, 

SCHLEGEL 1992). In der Literatur finden sich jedoch Hinweise, daß höherchlorierte Phenole 

und teilweise auch Dioxine und Furane biosynthetisiert werden können und damit 

nach dem Prinzip der „mikrobiellen Unfehlbarkeit“ als potentiell mikrobiell abbaubar angesehen 

werden können (HODIN et al. 1991, ÖBERG & RAPPE 1992, DE JONG et al. 

1994). 

Der mikrobielle Abbau von chlororganischen Schadstoffen setzt die Entfernung des xenobiotischen 

Strukturelementes voraus. Unter aeroben Bedingungen kann zu Beginn des 

Abbaus der (Chlor)Substituent durch hydrolytische oder oxygenolytische Reaktionen abgespalten 

werden. Bei der hydrolytischen Dehalogenierung wird das Chloratom durch eine 

OH-Gruppe aus dem Wasser ersetzt. Bei der oxidativen Dehalogenierung wird der Kohlenstoff, 

an den das Chloratom gebunden ist, oxidiert. Dabei wird kurzfristig ein Dihydrodiol 

gebildet, aus dem sich Chlorid abspaltet. Bei der „Dehydrochlorierung nach Ringspaltung“ 

wird zunächst der Kohlenstoffkörper des Aromaten angegriffen und Chlorcatechol gebildet. 

Nach erneutem oxidativen Angriff kommt es zur Bildung von aliphatischen Chlormuconsäuren 

und gleichzeitiger Abspaltung des Chlorids (REINEKE 1989, MOHN & TIEDJE 

1992, PEIJNENBURG et al. 1992). Unter anaeroben Bedingungen (reduktive Dechlorierung) 

wird der Chlorsubstituent durch ein Wasserstoffatom ersetzt. Der Chlorkohlenwasserstoff 

wird bei dieser Reaktion reduziert und daher als Oxidationsmittel benutzt. Diese 

Reaktion ist abhängig vom Redoxpotential. Höher chlorierte Kohlenwasserstoffe werden 

dabei besser reduziert als niedrig chlorierte (MÜLLER 1993). Die möglichen einleitenden 

Reaktionen der mikrobiellen Dechlorierung sind in Abbildung 1 dargestellt (REINEKE 

1989, MOHN & TIEDJE 1992a). 

a Hydrolytische Dechlorierung 

Cl 

Chloraromat 

H 2 O 

Cl - 

OH 

Hydroxyaromat


b Oxidative Dechlorierung 

Cl OH 

OH 

Cl 

Cl- Cl OH 

Chloraromat 

O 2 

Chlor-cis- 

1-2-dihydrodiol 

c Dehydrochlorierung nach Ringspaltung 

Cl 

Cl 

H 

OH 

Catechol 

O2 Chloraromat 

OH 

H 

Chlor-cis-2,3-dihydrodiol Chlor- 

OH 

O2 COOH 

Chlor-cis,cis- 

oder Chlor-dis-3,4-dihydrodiol catecholmuconsäure 

d reduktive Dechlorierung 

Cl 

Chloraromat 

H 2 

Cl - 

Benzol 

Cl 

OH 

OH 

Cl 

COOH 

Cl - 

COOH 

O 

O 

Carboxymethylenbutenolid 

Abbildung 1: Mechanismen des aeroben und anaeroben Abbaus von Chloraromaten 

Unter anaeroben Bedingungen werden aus energetischen Gründen bevorzugt höher chlorierte 

Aromaten angegriffen; diese können theoretisch bis zum aromatischen Grundkörper 

dechloriert werden (DOLFING & HARRISON 1993, BEURSKENS et al. 1994). Die reduktive 

Dechlorierung von hoch chlorierten Chlorbenzolen und -phenolen kann zur Bildung 

von geringer chlorierten Kongeneren führen (BOSMA et al. 1988, HOLLIGER et al. 1992, 

RAMANAND et al. 1993, BEURSKENS et al. 1994). Da hoch chlorierte Kongenere bevorzugt 

dechloriert werden, persistieren unter anaeroben Bedingungen gering chlorierte 

Kongenere (MOHN & KENNEDY 1992). Die reduktive Dechlorierung von Chlorbenzolen 

bis zum Benzol wurde, obwohl sie aus energetischen Gründen möglich ist, bis jetzt noch 

nicht beschrieben. Dagegen konnte die reduktive Dechlorierung von Monochlorphenolen 

unter Bildung von Phenol nachgewiesen werden (COLE et al. 1994). Ein weiterer Abbau 

und damit die Möglichkeit zur Mineralisierung ist jedoch nur unter aeroben Milieubedingungen 

möglich (FATHEPURE & VOGEL 1991). 

Die Dehydrochlorierung nach Ringspaltung wurde in mehreren Untersuchungen als der 

dominierende Mechanismus beim aeroben Abbau von Chloraromaten bezeichnet (REINE-


KE & KNACKMUSS 1984, SANDER et al. 1991, HAIGLER et al. 1992). Die aerobe Metabolisierbarkeit 

nimmt in der Reihenfolge Mono- � Di- � Tri- � Tetraaromaten ab (SANDER 

et al. 1991, BEURSKENS et al. 1993). 

Mikrobieller Abbau von Hexachlorcyclohexanen, vorzugsweise von γ-HCH, wurde in 

zahlreichen Publikationen beschrieben; ein Überblick findet sich bei STRAUBE (1991). 

Mögliche Metabolite des anaeroben Abbaus von γ-HCH sind γ-TeCCH (γ-3,4,5,6-Tetrachlorcyclohexen) 

und γ-PCCH (γ-1,3,4,5,6-Pentachlorcyclohexen), die wiederum weiter 

zu Chlorbenzolen umgesetzt werden können (IMAI et al. 1992). Einige Mikroorganismen 

sind befähigt, γ-HCH zu isomerisieren und es zu α-, β- und δ-HCH umzusetzen 

(STRAUBE 1991). Die Isomere β-, δ- und ɛ-HCH gelten als mikrobiell schlecht abbaubar 

(BEURSKENS et al. 1991, BUTTE et al. 1991). 

1.3.5 Produktion der Fa. Boehringer 

Auf einem Industriegelände im Hamburger Stadtteil Billbrook stellte die dort 1923 gegründete 

Fa. C. H. Boehringer zunächst ausschließlich Pharmazeutika her. Seit ca. 1952 produzierte 

das Unternehmen das Insektizid Lindan (γ-Hexachlorcyclohexan), 2,5-Dichlor- 

4-bromphenol (Vorprodukt zur Herstellung des Insektizids Bromophos) und das Herbizid 

T-Säure (2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure) (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSE- 

STADT HAMBURG 1984). 

Herstellung von Lindan (γ-Hexachlorcyclohexan) Durch Photochlorierung von Benzol 

erhält man sogenanntes ”technisches HCH”, ein Gemisch, das aus 60–70% α-HCH, 

5–12% β-HCH, 10–15% γ-HCH, 6–10% δ-HCH und 3–10% ɛ-HCH und bis zu 4% Heptachlorcyclohexan 

und Octachlorcyclohexan besteht (SCHULZE & WEISER 1985, STRAU- 

BE 1991, BUSER & MÜLLER 1995). Dieses Gemisch wurde in Methanol gekocht, dabei 

gingen γ- und δ-HCH in Lösung; die unlöslichen Isomere α- und β-HCH wurden in einem 

Drehfilter abgeschieden und dienten als Ausgangsstoffe zur Herstellung von 1,2,4- 

Trichlorbenzol. Die aus dem Filter abfließenden γ- und δ-HCH-Isomere wurden abgekühlt, 

wodurch technisches γ-HCH auskristallisierte. Dieses wurde durch erneutes Lösen 

in Methanol, nach Abkühlung und Filtration in einem Reinheitsgrad von ca. 99% 

gewonnen und nach Trocknung, Mahlung und Abfüllung als Lindan verkauft. Da bei 

diesem Synthetisierungsprozeß das Zielprodukt γ-HCH nur mit einer Ausbeute von ca. 

12% gewonnen werden konnte, kam der Verwertung und Vermarktung der entstandenen 

Nebenprodukte und Rückstände entscheidende wirtschaftliche Bedeutung zu. So wurden 

Prozesse entwickelt, um die Rückstände zu Pentachlorphenol (Weiterverarbeitung 

zu Holzschutzmitteln oder Fungiziden), Trichlorbenzolen (Lösungsmittel oder zur Produktion 

von Nitroaromaten), Trichlorphenolen (Ausgangsprodukt für das Herbizid 2,4,5-


Trichlorphenoxyessigsäure) oder Dichlorphenole (Produktion von verschiedenen Herbiziden) 

umzuwandeln und zu verwerten (STRAUBE 1991). 

Herstellung von 2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure (T-Säure) Das gelöste δ-HCH wurde 

rückgeführt und zusammen mit α- und β-HCH-Isomeren bei ca. 260 ◦ C katalytisch 

zu 1,2,4-TCB zersetzt. Nach anschließender Chlorierung wurde daraus 1,2,4,5-TetCB gewonnen. 

Dieses diente als Ausgangsprodukt zur Synthetisierung von 2,4,5-TCP. Bei diesem 

Prozeß können bei Temperaturen oberhalb von 140 ◦ C verstärkt Dioxine und Furane 

gebildet werden. Aus 2,4,5-TCP entstand nach weiterer Umsetzung mit Chloressigsäure 

2,4,5-Trichlorphenoxyessigsäure (T-Säure) oder nach Veresterung mit Alkoholen 2,4,5- 

Trichlorphenoxyessigsäureester. Nach Firmenangaben wurden jährlich ca. 750–800 kg T- 

Säure produziert (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 1984, 

SCHULZE & WEISER 1985). 

Herstellung von 2,5-Dichlor-4-bromphenol 1,2,4-TCB wurde unter Zusatz von Natronlauge 

und Methanol zu 2,5-DCP umgesetzt, aus welchem nach Zugabe von Brom und 

Essigsäure 2,5-Dichlor-4-bromphenol gewonnen wurde. Daraus kann Bromophos, ein als 

Kontakt- und Fraßgift wirkendes Insektizid, hergestellt werden (DROTLEFF et al. 1992). 

Einstellung der Produktion Die Produktionslinien der Fa. Boehringer (Herstellung von 

Hexachlorcyclohexanen, Chlorbenzolen, Chlorphenolen und T-Säure) gelten als chemische 

Syntheseschritte, bei denen in den Produkten und in den Produktionsabfällen mit 

dem Auftreten von hochtoxischen Dioxinen und Furanen gerechnet werden muß (NOLTE 

& JOAS 1992, NOLTE & JOAS 1995). Tatsächlich konnten in den Produktionsabfällen 

der Trichlorphenol- und T-Säureproduktion der Fa. Boehringer Dioxine und Furane nachgewiesen 

werden. Die T-Säureproduktion wurde deshalb im Mai 1983 eingestellt. Anlaß 

war das sich abzeichnende Beförderungsverbot für 2,3,7,8-TCDD-haltige Abfälle, das am 

09.06.1983 in Kraft trat. Dadurch war der Abtransport der belasteten Produktionsabfälle 

nicht mehr möglich. Im März 1984 konnten erstmalig in Proben von Produktionsabfällen 

der Trichlorbenzolherstellung Dioxine und Furane in hohen Konzentrationen nachgewiesen 

werden. Unmittelbar nach Vorliegen der Analysenergebnisse (04.06.84) wurde die 

Fa. Boehringer am 06.06.84 von der Behörde aufgefordert, die ordnungsgemäße Beseitigung 

dieser Abfälle bis zum 18.06.84 nachzuweisen. Weiterhin sollte das Unternehmen 

sicherstellen, daß die ab dem 19.06.84 anfallenden Produktionsabfälle nicht mehr auf dem 

Firmengelände gelagert werden. Da diese Auflagen von der Fa. Boehringer nicht erfüllt 

werden konnten, wurde das Chemieunternehmen mit Ablauf des 18.06.1984 geschlossen 

(BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 1984). Abbildung 2 zeigt 

das Produktionsschema der Fa. Boehringer.


Abbildung 2: Produktionsschema der Fa. Boehringer


1.3.6 Kontaminationen im Werksgelände 

Aufgrund der jahrzehntelangen Produktion von Chlororganika kann davon ausgegangen 

werden, daß prinzipiell alle Zwischen-, Neben- und Endprodukte der Produktion in die 

Kompartimente Luft, Boden, Stau- und Grundwasser eingetragen worden sind. Verantwortlich 

hierfür waren neben Emissionen aus Schornsteinen und offenen Lagerstätten, 

auch schadhafte Sielnetze, Rohrbrücken und Tanks sowie die unsachgemäße Handhabung 

von Abfällen und Produkten. Betriebsstörungen und eine, verglichen mit der heutigen Zeit, 

vergleichsweise milde Umwelt- und Abfallgesetzgebung kommen hinzu. 

Im Jahre 1972 wurde mit der Verabschiedung des Abfallbeseitigungsgesetzes ein bundesweit 

einheitlicher Rahmen für die Beseitigung von Sonderabfällen geschaffen. Da die entsprechenden 

Landesverordnungen in Hamburg erst 1975 umgesetzt wurden, kann der Verbleib 

der produktionsspezifischen Abfälle der Fa. Boehringer erst von diesem Zeitpunkt an 

nachvollzogen werden (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 

1984). Ende der siebziger Jahre wurden im Umfeld des Werksgeländes verstärkt Boden-, 

Luft- und Gemüseproben auf Hexachlorcyclohexane untersucht. Anlaß hierfür waren 

Untersuchungsergebnisse aus Hessen, nach denen im Umfeld einer ehemaligen HCH- 

Produktionsstätte Überschreitungen der zulässigen HCH-Konzentrationen in Kuhmilch 

nachgewiesen werden konnten. Die in Hamburg vorgefundenen Überschreitungen der 

HCH-Höchstkonzentrationen im Gemüse aus Kleingartenvereinen im Werksumfeld wurden 

überwiegend auf Emissionen aus bis 1973 offen gelagerten Produktionsrückständen 

der Lindanherstellung zurückgeführt (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT 

HAMBURG 1984). 

Die Fa. Boehringer leitete bis 1982 alle Produktionsabwässer nach vorangegangener Neutralisation 

ins städtische Sielnetz ein. Erst im Jahr 1982 wurde eine weitergehende Abwasserbehandlungsanlage 

in den Regelbetrieb genommen. Mit dieser Anlage wurden die 

Abwässer aus der Chlorphenol- und T-Säure Produktion einer extraktiven Behandlung mit 

Trichlorbenzolen unterzogen. Das Trichlorbenzol wurde anschließend wieder in den Produktionsprozeß 

rückgeführt (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAM- 

BURG 1984). 

Kontaminationen des Grundwassers wurden erstmals im Jahr 1972 festgestellt. In und 

auf der Auffüllungsschicht lagernde Schadstoffe gelangten durch Auswaschung zunächst 

in den Stauwasserhorizont. Da die den Stauwasser- vom Grundwasserhorizont trennende 

Kleischicht durch Bohrungen und Gründungen örtlich durchstoßen war, konnten die Verunreinigungen 

diese normalerweise so gut wie wasserundurchlässige Schicht durchdringen 

und in den ersten Grundwasserleiter gelangen. Dort wurden die gelösten Schadstoffe 

mit der Grundwasserströmung über das Werksgelände hinaus transportiert. 

Nach gutachterlichen Befunden wurde die Menge der Kontamination im Werksgelände auf 

ca. 1133 t EOX geschätzt, von denen sich ca. 80% in der Geländeaufhöhung und 20% im


ersten Grundwasserleiter befinden (HANERT et al. 1989, BÜRGERSCHAFT DER FREIEN 

UND HANSESTADT HAMBURG 1991). 

1.3.7 Sanierungskonzept 

Nach Stillegung der Produktion und Schließung des Werkes im Jahre 1984 wurde die 

Boehringer-Tochter „Dekonta GmbH“ gegründet. Diese Firma hatte als Sanierungsträgerin 

zunächst eine umfassende schadstoffbezogene Bestandsaufnahme zu erarbeiten, um 

anschließend in Zusammenarbeit mit Behörden, wissenschaftlichen Instituten und Firmen 

die Standortsanierung mittels geeigneter Verfahren durchzuführen. 

Nach Entkernung der ehemaligen Produktionsstätten sollten diese abgerissen und die kontaminierten 

Abbruchmaterialien in einer Bodenverbrennungsanlage verbrannt werden. Der 

hoch belastete Boden aus dem Auffüllungsbereich sollte ebenfalls in dieser Anlage gereinigt 

und anschließend rückverfüllt werden. Diese Verbrennungsanlage ging 1991 in den 

Testbetrieb. Wegen der hohen Konzentration von chlororganischen Schadstoffen im Bodenmaterial 

bildeten sich während der Verbrennung aggressive Säuren, die das metallische 

Förderband korrosiv angriffen. Das Förderband erreichte daher nur kurze Standzeiten und 

mußte regelmäßig erneuert werden. Aufgrund der dadurch entstandenen hohen Betriebskosten 

bewertete die Fa. Dekonta im Jahr 1994 das thermische Dekontaminationsverfahren 

als nicht zufriedenstellend. Der thermische Versuchsbetrieb wurde daher eingestellt. 

Für die Sanierung des ersten Grundwasserleiters wurde eine kombinierte hydraulischmikrobiologische 

Verfahrensweise ausgewählt. Die Wasseraufbereitungsanlage wurde von 

der Fa. Messer Griesheim projektiert, die hydrogeologischen Beurteilungen und die hydraulische 

Auslegung des Testfeldes leistete die Arbeitsgruppe Prof. Dr. Kinzelbach 

(GHKS Kassel/Universität Heidelberg). Für die mikrobiologischen Untersuchungen und 

Beurteilungen wurde Prof. Dr. Dott (TU Berlin/RWTH Aachen) gewonnen. 

Das Verfahren zur mikrobiologischen in situ Reinigung bestand aus einer oberirdischen 

Wasseraufbereitungsanlage und dem angeschlossenen unterirdischen in situ Komplex. 

Grundsätzliches Prinzip aller mikrobiellen Bodenreinigungstechniken ist die Verbesserung 

der Milieubedingungen für den Prozeß des mikrobiologischen Abbaus. Dazu werden 

dem Boden durch Brunnen über die Wasserphase Sauerstoff oder andere Elektronenakzeptoren, 

Nährstoffe und nötigenfalls auch Spurenelemente und Tenside zugeführt. Im 

gewählten Verfahren wurde das schadstoffbelastete Grundwasser über Förderbrunnen entnommen 

und in die Wasseraufbereitungsanlage geleitet. In der Enteisenungsstufe wurden 

die löslichen Eisenverbindungen oxidiert und abfiltriert. Durch die Biologiestufe sollte ein 

mikrobieller Abbau der Schadstoffe erreicht werden. In den nachfolgenden Aktivkohlestufen 

sollten persistente Schadstoffe adsorbiert und damit das Wasser weitgehend von 

Schadstoffen befreit werden. Das gereinigte Wasser wurde nach Zugabe von Nährstoffen 

und Sauerstoff wieder vollständig infiltriert, so daß sich eine ausgeglichene Wasserbilanz


ergab. Dieser Spülkreislauf entfernt zum einen die gelösten Schadstoffe aus dem Untergrund 

und stellt zum anderen die Versorgung des unterirdischen Komplexes mit Sauerstoff 

und Nährstoffen sicher. Da höher chlorierte Schadstoffe anaerob leichter dechloriert werden, 

unterteilte sich der Testbetrieb des Feldes und der Wasseraufbereitungsanlage in eine 

sechswöchige anaerobe und eine vierzehnmonatige aerobe Betriebsphase. Durch den Betrieb 

des Brunnenfeldes und der Wasseraufbereitungsanlage sollte ein Abstrom von schadstoffhaltigem 

Grundwasser über das Werksgelände hinaus verhindert und damit das Gelände 

hydraulisch gesichert werden. In Abbildung 3 ist ein vereinfachtes Verfahrensschema 

der in situ Maßnahme dargestellt. 

Enteisenung 

Biologie Aktivkohle 

� Grundwasserspiegel 

Beobachtungspegel 

Förderbrunnen Infiltrationsbrunnen 

Sperrschicht (Ton) 

Abbildung 3: Schematischer Querschnitt einer mikrobiellen in situ Sanierungsmaßnahme 

nach (BATTERMANN et al. 1993)


1.4 Ziel der Arbeit 

Im Zuge der Gesamtsanierung des Werksgeländes der Fa. Boehringer war vorgesehen, 

den ersten Grundwasserleiter und den Bodenkörper des Aquifers unter Anwendung eines 

mikrobiologischen und hydraulischen in situ Verfahrens zu sanieren. Durch Abbauversuche 

und Betrieb von Versuchsfeldern im halbtechnischen Maßstab konnte nachgewiesen 

werden, daß die geländespezifischen Schadstoffe mikrobiell abbaubar waren und so die 

mikrobielle Sanierung des gesamten Grundwasserleiters als möglich erschien (HANERT 

et al. 1989, LANG et al. 1992, FEIDIEKER & DOTT 1993, FEIDIEKER 1994). Aufgrund 

der positiven Ergebnisse der Voruntersuchungen wurde ein Grundwassertestfeld mit angeschlossener 

Wasseraufbereitungsanlage im großtechnischen Maßstab betrieben. Das Ziel 

der Arbeit gliedert sich in folgende Schwerpunkte: 

• Die Schadstoffbelastung von Wasser- und Bodenproben vor der Sanierung wurde im 

Rahmen einer umfangreichen analytischen Bestandsaufnahme aufgenommen und 

beschrieben. Die vorgefundene Schadstoffverteilung im Grundwasser wurde hinsichtlich 

schon stattgefundener mikrobieller Abbauaktivitäten bewertet. Während 

des Versuches auftretende Veränderungen der Schadstoffmuster im Grundwasser 

sollten hinsichtlich mikrobieller Abbauaktivität bewertet werden. 

• Durch toxikologische Untersuchungen von Wasserproben und Bodenproben mit dem 

Leuchtbakterientest sollte geprüft werden, ob durch die Sanierungsmaßnahme eine 

Reduzierung toxischer Effekte erreicht werden konnte. Weiterhin sollte durch versuchsbegleitende 

mikrobiologische Untersuchungen geprüft werden, ob durch den 

Versuchsbetrieb eine Stimulierung der standorteigenen Biozönose erreicht werden 

konnte. 

• Ein weiterer wesentlicher Arbeitsschwerpunkt bestand in der Bewertung der durchgeführten 

Sanierungsmaßnahme. Dazu wurden neben einer Schadstoff- und Sauerstoffbilanzierung 

der Aufbereitungsanlage, halbquantitative Beschreibungen der 

am Boden adsorbierten Schadstoffmassen vor und nach dem Versuch vorgenommen. 

Dadurch sollten die Möglichkeiten und Grenzen des gewählten hydraulisch– 

mikrobiologischen Verfahrens für die Gesamtsanierung des Geländes erkannt und 

bewertet werden.

Material & Methoden 19 

2 Material & Methoden 

2.1 Standortbeschreibung 

Das ehemalige Produktionsgelände der Fa. Boehringer hat eine Ausdehnung von ca. 

86.000 m 2 und befindet sich in einer Gewerbeansiedlung im Hamburger Stadtteil Moorfleet. 

Einen schematischen Lageplan mit dem Standort des Testfeldes zeigt Abbildung 4. 

Abbildung 4: Lageplan des Produktionsgeländes der Fa. Boehringer


Das gesamte Werksgelände liegt auf einer künstlichen Aufschüttungsschicht (Bauschutt, 

Kiese, Sande) von ca. 4–8 m Mächtigkeit. Unterhalb dieser Auffüllung stehen zwischen 

1 und 7 m mächtige Marschablagerungen, wie Klei, Torf und humoser Klei, an. Diese 

Schicht, im folgenden Kleischicht genannt, trennt den Grundwasserleiter von Stauwasserhorizont 

ab. Das Bodenmaterial des zwischen 18–28 m mächtigen Grundwasserleiters 

besteht aus Sanden und Kiesen von wechselnder Körnigkeit. Die Sohle dieser Schicht wird 

durch Geschiebemergel und einer sich anschließenden Glimmertonschicht gebildet. Eine 

schematischen vertikalen Geländeschnitt zeigt Abbildung 5. 

Andreas- 

Meyer- 

Straße Firmengelände (ca. 225 m) 

Aufschüttung 

Kleischicht 

Sande, Kiese, Schluffe 

Glimmerton-Schicht 

Stauwasserbereich 

1. Grundwasserleiter 

Moorfleeter 

Kanal 

m ü. - NN 

+ 6 m 

Abbildung 5: Vertikaler schematischer Geländeschnitt des Werksgeländes 

2.2 Beschreibung des Grundwassertestfeldes 

Das Versuchsfeld hat eine Ausdehnung von ca. 55·30 m und befindet sich in unmittelbarer 

Nähe des Moorfleeter Kanals. Die mittlere Mächtigkeit des Grundwasserleiters liegt in 

diesem Bereich des Werksgeländes bei ca. 18,5 m. Zur Erzeugung des Spülkreislaufes und 

zur Entnahme von Wasserproben waren im Grundwassertestfeld 49 verschiedene Brunnen 

und Pegel installiert. 

Über sechs Entnahmebrunnen wurde das belastete Wasser dem Feld entnommen, über 

eine Wasseraufbereitungsanlage geführt und über zwei zentral gelegene Infiltrationsbrunnen 

wieder infiltriert. Durch die Zirkulation des Grundwassers zwischen Entnahme- und 

Infiltrationsbrunnen wurde ein geschlossener unterirdischer Spülkreislauf erzeugt. 

- 5 

- 10 

- 15 

- 20 

- 25 

- 30 

- 35 

0 m


Drei Entnahmebrunnen (204, 205 und 206 ) waren auf der Grundwasseranstromseite und 

drei Entnahmebrunnen (201, 202 und 203) auf der Abstromseite lokalisiert. Diese Brunnen 

waren über die gesamte Aquifermächtigkeit verfiltert. Die Injektionsrate der beiden 

zentral gelegenen Infiltrationsbrunnen (401 und 402) betrug zusammen 43,2 m 3 /h, die 

Entnahmerate der sechs Entnahmebrunnen (201 bis 206 ) jeweils 7,2 m 3 /h, so daß sich 

eine ausgeglichene Wasserbilanz ergab. Im Spülkreislauf zwischen den Entnahme- und 

Infiltrationsbrunnen waren als Meßstellen 9 voll verfilterte Beobachtungspegel (603–611) 

und 8 Multilevelpegel (501–508) eingerichtet. Im Gegensatz zu den Beobachtungspegeln 

hatten die Multilevelpegel drei verschiedene Filterstrecken (10 m, 14 m und 20 m u. GOK) 

und ermöglichten dadurch die Entnahme von tiefenbezogenen Proben. Die ebenfalls voll 

verfilterten Beobachtungspegel 612 bis 618 wurden vom Spülkreislauf nicht erfaßt. Die 

Brunnenanordnung des Vorführtestfeldes zeigt Abbildung 6, die Ausdehnung des Spülkreislaufes 

ist schwarz umrandet dargestellt (KINZELBACH et al. 1993). Die Lage der 

Brunnen wird durch ein firmeneigenes Koordinatensystem beschrieben; dabei ist die nordöstliche 

Begrenzung des Werksareals der Bezugspunkt. 

lokaler Hochwert [m] 

215 

210 

205 

200 

195 

190 

185 

180 

175 

618 

617 

616 

201 202 602 

601 

203 

501 502 503 504 

603 604 605 606 

401 607 402 

608 609 610 611 

505 506 507 508 

204 205 206 

615 

614 

195 200 205 210 215 220 225 230 235 240 245 250 255 260 265 

lokaler Rechtswert [m] 

Entnahmebrunnen Multilevelpegel 

Infiltrationsbrunnen 


Abbildung 6: Brunnenanordnung des Vorführtestfeldes 

613 

612 

Grundwasserfließrichtung 

N


Entsprechend ihrer Funktion und Lage im Testfeld wurden die verschiedenen Brunnen und 

Pegel nach Tabelle 3 benannt. 

Tabelle 3: Brunnengruppen des Vorführtestfeldes 

Bezeichnung Abkürzung Brunnennummer 

Entnahmebrunnen Entnahmebrunnen 201 bis 206 

Multilevelpegel (10 m Tiefe) MLP 10 501/3 bis 508/3 



Beobachtungspegel des Spülkreislaufes Innenpegel 603 bis 611 

Beobachtungspegel der Anstromseite Anstrompegel 612 bis 616 

Beobachtungspegel der Abstromseite Abstrompegel 601 und 602 

Tracertest Um neben den geologischen Daten weitere Erkenntnisse über die Durchlässigkeit 

und damit über die hydraulische Zugänglichkeit der einzelnen Bodenschichten 

des Vorführtestfeldes zu gewinnen, wurde im Juli 1992 ein Tracertest durchgeführt 

(KINZELBACH et al. 1993). Da im Tracertest zwei verschiedene, sich nicht beeinflussende 

Fluoreszenzfarbstoffe (Eosion und Uranin) eingesetzt wurden, ließen sich so zwei unabhängige 

Einzelversuche simulieren. Die beiden Tracer hatten sich in Voruntersuchungen 

als biologisch nicht abbaubar erwiesen und zeigten vernachlässigbare Adsorption am 

Bodenmaterial des Vorführtestfeldes (DOTT et al. 1992). Zeitgleich wurden in den Infiltrationsbrunnen 

401 und 402 die beiden Farbstoffe getrennt aufgegeben und aus den 

Entnahmebrunnen und einem Teil der Beobachtungspegel und Multilevelpegel in kurzen 

zeitlichen Abständen Wasserproben gezogen. Die in den jeweiligen Brunnen gemessenen 

Konzentrationen und Ankunftszeiten der beiden Tracer wurden mit Hilfe von Modellierungsprogrammen 

simuliert (KINZELBACH et al. 1993).


2.3 Wasseraufbereitungsanlage 

Die dem Versuchsfeld angeschlossene dreistufige Wasseraufbereitungsanlage sollte dem 

abgepumpten Grundwasser die Schadstoffe durch mikrobiellen Abbau und durch Adsorption 

an Aktivkohle entziehen. Im folgenden wird der Verfahrensablauf, die Filtertechnik 

und das Fließschema der Wasseraufbereitungsanlage dargestellt 

2.3.1 Verfahrensablauf 

Das dem Vorführtestfeld über sechs Entnahmebrunnen entnommene Grundwasser wurde 

über den ersten Oxidator geführt und mit technischem Sauerstoff angereichert. In den 

nachfolgenden Enteisenungsfiltern wurde durch den zudosierten Sauerstoff gelöstes zweiwertiges 

Eisen zu Eisenhydroxid oxidiert und die gebildeten Hydroxidflocken abfiltriert. 

In den sich anschließenden Biologiestufen wurde durch Zugabe von Nährstoffen der mikrobiologische 

Abbau der chlororganischen Verbindungen unterstützt. Die Aktivkohlestufe 

entfernte abschließend nicht abgebaute Schadstoffe aus dem Wasserstrom. Vor Infiltration 

in das Feld fand eine erneute Anreicherung mit Sauerstoff und Nährstoffen statt. 

2.3.2 Filtertechnik 

Enteisenungsstufe Die Enteisenungsstufe bestand aus vier parallel geschalteten Druckfiltern 

mit einem Volumen von jeweils 1,5 m 3 . Über die filterwirksame Höhe von 900 mm 

waren 5 verschieden körnige Kies- bzw. Sandschichten verfüllt. Über einem Ablaufverteiler 

befand sich eine Stützschicht der Korngrößen 10–18 mm und 3–5 mm. Oberhalb dieser 

Schicht schloß sich Sand mit der Korngröße 0,3–0,5 mm an, darüber kam Filtersand mit 

der Körnung 0,6–0,8 mm zum Einsatz. Der Abschluß wurde durch eine Hydroanthrazitschicht 

mit der Körnung 0,8–0,2 mm gebildet (MESSER GRIESHEIM 1991). Durch die 

in Fließrichtung abnehmende Körnung wirkte die Filtereinheit als Raumfilter, so daß die 

entstehenden Eisenhydroxidflocken über die gesamte wirksame Filterbetthöhe zurückgehalten 

wurden. 

Biologiefilter Sechs Druckfilter, die entweder parallel oder in Serienschaltung zu 2·3 

Filtern angeströmt werden konnten, bildeten die biologische Stufe. Das einzelne Behältervolumen 

betrug 7,5 m 3 . Auf einer dreifachen Stützschicht mit den Körnungen 25–40 mm, 

8–16 mm und 3,15–5,6 mm ruhte das 2,3 m mächtige Kiesbett mit einer Korngröße von 

1,4–2,0 mm. Das Förderwasser wurde im Kopf des Filters eingeleitet und durchströmte 

den Filter von oben nach unten.


Aktivkohlefilter Die Adsorptionseinheit bestand aus 4 Druckfiltern, deren geometrische 

Abmessungen denen der biologischen Stufe entsprachen. Auf drei Stützschichten mit den 

Körnungen 16–25 mm, 5,6–8 mm und 1,4–2 mm lag die Aktivkohle mit einem mittleren 

Durchmesser von 1,0 mm auf. Um den Austrag von Aktivkohle zu verhindern, waren 

im Kopfraum der Filter Siebbleche installiert. Das Filterbett wurde von unten nach oben 

angeströmt, im späteren Versuchsverlauf wurde die Anströmrichtung geändert. 

2.3.3 Sauerstoff- und Nährstoffdosierung 

Die Enteisenungsfilter und der Anlagenausgang konnten getrennt durch zwei Oxidatoren 

mit Sauerstoff versorgt werden. Die Biologiefilter hatten keine eigene Sauerstoffversorgung, 

sondern wurden durch Überschußdosierung in die vorgeschalteten Enteisenungsfiltern 

mit Sauerstoff versorgt. Zum Einsatz kam technischer Sauerstoff, durch den das 

Wasser bis ca. 40 mg O2/l angereichert werden konnte. Über zwei getrennt arbeitende Dosiervorrichtungen 

konnten die Biologiestufen und der Anlagenausgang mit Nährstoffen 

versorgt werden. Da im Grundwasser ausreichende Ammoniumkonzentrationen vorhanden 

waren, wurde nur Phosphat in Form von Natriumhexametaphosphat in einer Konzentration 

von 1,5 mg P/l infiltriert (FREIE UND HANSESTADT HAMBURG 1991, STEIOF 

1993). Abbildung 7 zeigt ein schematisiertes Fließbild der Wasseraufbereitungsanlage.


Anlageneingang (Entnahmebrunnen 201-206) 

Nährstoffdosierung 

II 

Oxidator I 

Oxidator II 

Nährstoffdosierung 

I 

Anlagenausgang (Infiltrationsbrunnen 401 und 402) 

Abbildung 7: Fließschema der WAA 

Enteisenungsfilter 

Biologiefilter 

Aktivkohlefilter


2.3.4 Meß- und Regeltechnik 

Die Anlage war mit kontinuierlich arbeitenden Meßgeräten zur Kontrolle des pH-Wertes, 

des Sauerstoffgehaltes und der Temperatur ausgestattet, die Dokumentation der Werte erfolgte 

über Meßschreiber und über das Führen eines Anlagenbuches. Zu einem späteren 

Zeitpunkt wurden alle relevanten Betriebs- und Analysendaten der Aufbereitungsanlage 

in ein Datenbanksystem auf PC-Basis eingegeben. 

2.3.5 Rückspültechnik 

Die Auslösung der Rückspülung der einzelnen Enteisenungsfilter erfolgte wahlweise automatisch 

über einen fest eingestellten Zeittakt oder bei Erreichen eines vorgegebenen 

Filterwiderstandes. Bei den Biologiefiltern bestand die Möglichkeit einer manuell ausgelösten 

Rückspülung, die wahlweise auch druckluftunterstützt durchgeführt werden konnte. 

Die Enteisenungsfilter wurden täglich rückgespült, während die Biologiefilter nur ca. alle 

acht Wochen rückgespült werden mußten. 

Da bei der Rückspülung der Enteisenungs- und Biologiestufen kurzzeitig große Wassermengen 

benötigt wurden, konnten diese weder dem gereinigten Förderwasser noch dem 

Stadtwassernetz entnommen werden. Das Rückspülsystem der Wasseraufbereitungsanlage 

war daher als geschlossener Kreislauf ausgeführt. Das schlammbeladene Rückspülwasser 

wurde einem konischen Schlammabsetzbehälter (15 m 3 ) zugeführt. Nach einer Absetzzeit 

von ca. 1,5 h wurde der Überstand, das sogenannte Klarwasser, in einen Vorratsbehälter 

(25 m 3 ) eingeleitet. Aus diesem wurden die für die Rückspülung benötigten Wassermengen 

entnommen. 

Jeder Enteisenungsfilter wurde einmal pro Tag 30 min lang mit 11 m 3 Wasser rückgespült. 

Nach einem halben Jahr Betrieb erhöhten sich die Eisengesamtkonzentrationen im Ablauf 

der Enteisenungsstufe. Aufgrund der zu geringen Absetzzeiten im Absetzbehälter kam es 

zu hohen Schlammbelastungen im Klarwasser und damit zum Eintrag von Eisenschlamm 

in die Enteisenungsfilter. Der eingetragene Schlamm führte zu Verklumpungen des Filtermaterials 

und damit zur einer Verringerung der Abscheidewirkung der Enteisenungssstufen. 

Die Absetzzeiten des Rückspülwassers wurden dadurch verlängert, daß zusätzlich 

zwei jeweils 45 m 3 fassende Tanks als Absetzbecken und Vorratsbehälter in das bestehende 

Rückspülsystem eingebunden wurden. Zusätzlich wurde der Rückspülrhythmus erhöht 

und die Enteisenungsfilter nun zweimal täglich mit je 10 m 3 Klarwasser rückgespült. 

2.3.6 Schlammbehandlung 

Der Rückspülschlamm der Enteisenungs- und Biologiestufen mußte in regelmäßigen Abständen 

(ca. alle 5 Monate) aus dem Schlammabsetzbehälter entfernt und weiterbehandelt


werden. Mit einer mobilen Kammerfilterpresse der Firma Westab wurde der Schlamm 

unter Zusatz von Flockungshilfsmitteln und Verfestigungsstoffen (Sägemehl) entwässert, 

gepreßt und auf dem Firmengelände bis zur Entsorgung gelagert. 

2.3.7 Betriebsweisen der Wasseraufbereitungsanlage 

Dem regulären Versuchsbetrieb der Wasseraufbereitungsanlage und des Grundwassertestfeldes 

ging ein Optimierungsprogramm der Enteisenungsstufen und der Rückspültechnik 

voraus. Die Anlage wurde ab dem 15.06.1992 mit kontaminiertem Feldwasser betrieben; 

der reguläre Versuchsbetrieb begann am 25.08.92. Zunächst vorgesehen war eine dreimonatige 

anaerobe Betriebsweise der Biologiestufen und des Feldes, der eine zwölfmonatige 

aerobe Betriebsphase folgen sollte. Tabelle 4 zeigt die verschiedenen Betriebszustände der 

Wasseraufbereitungsanlage und des Feldes sowie die Art und die Zeitpunkte der durchgeführten 

Probenahmen. 

Tabelle 4: Betriebsphasen und Probenahmezeitpunkte 

Versuchsphase Datum Beprobungen Bemerkungen 

Anfangsbeprobungen 12.09.- 25.10.91 Nullbeprobung (Boden) 

16.01.- 22.01.92 Nullbeprobung (Wasser) 

Anaerobe Probephase 06.05.92 erstmaliger Betrieb der Anlage 

mit Stadtwasser 

15.06.92 erstmaliger Betrieb der Anlage 

mit Grundwasser 

06.- 28.07.92 Tracertest 

17.- 24.08.92 Pumpversuche 

Anaerobe Betriebsphase 25.08.92 Beginn des Testbetriebes 

08.09.92 1. Probenahme (Wasser) 



Aerobe Betriebsphase 03.11.92 4. Probenahme (Wasser) 



02.- 03.03.93 7. Probenahme (Wasser) 



14.- 18.06.93 10. Probenahme ( asser) 





06.- 10.12.93 15. Probenahme (Wasser) Ende des Testbetriebes 

Stillstandszeit 14.12.93- 09.01.94 Anlage abgestellt 

Abschlußbeprobungen 10.- 13.01.94 Endbeprobung (Wasser) Anlage in Betrieb 

09.- 22.02.94 Endbeprobung (Boden)


2.4 Beprobungsverfahren und Beprobungsumfang 

2.4.1 Beprobungsprogramm Wasser 

Das Beprobungsprogramm des Grundwassers und die Betriebsweise der Wasseraufbereitungsanlage 

wurde in weiten Teilen durch die „Wasserrechtliche Erlaubnis“ (WRE) 

vorgegeben (FREIE UND HANSESTADT HAMBURG 1991). Das Vorführtestfeld sollte zunächst 

für drei Monate anaerob betrieben werden, danach war eine aerobe Betriebsphase 

von einem Jahr vorgesehen. Die Unterteilung in eine anaerobe und anschließende aerobe 

Versuchsphase war aus zwei Gründen notwendig. Zum einen mußte zu Versuchsbeginn 

einer möglichen Verockerung der Infiltrationsbrunnen durch ausfallende Eisenverbindungen 

vorgebeugt werden. Die im Grundwasser gelösten Eisenverbindungen mußten deshalb 

zunächst unter anaeroben Bedingungen ausgespült werden. Da höher chlorierte Verbindungen 

einem anaeroben mikrobiellen Angriff als zugänglicher gelten, sollte durch die 

anfängliche anaerobe Phase eine reduktive Dechlorierung dieser Substanzen erreicht werden. 

In der anschließenden aeroben Phase sollten die Endprodukte des anaeroben Abbaus 

einem weiteren aeroben Abbau unterzogen werden. 

Der Schwerpunkt des Untersuchungsprogrammes lag in der Schadstoffanalytik. In Abständen 

von 4 Wochen sollten alle Infiltrations- und Entnahmebrunnen, sämtliche Multilevelpegel, 

alle außerhalb des Feldes liegenden Beobachtungspegel und ein Teil der im Feld liegenden 

Beobachtungspegel gaschromatographisch auf BSS untersucht werden. Während 

der anaeroben Phase waren teilweise auch vierzehntägige Beprobungen vorgesehen. Der 

Summenschadstoffparameter AOX sollte alle vierzehn Tage in allen innerhalb des Feldes 

liegenden Brunnen und Pegeln gemessen werden. Während des Versuchszeitraumes war 

eine viermalige Bestimmung der Furan- und Dioxinkonzentrationen in den Entnahmebrunnen 

vorgesehen. Eine umfassende Analyse auf verschiedene anorganische Parameter, 

die sogenannte „große Anorganik“, war im Versuchsablauf viermal vorgesehen. Ausgewählte 

anorganische Parameter („kleine Anorganik“) wurden in nahezu allen Brunnen im 

Abstand von vier Wochen analysiert. Wasserproben der Entnahmebrunnen, einem Teil der 

inneren und äußeren Beobachtungspegel und der Multilevelpegel wurden toxikologisch 

und mikrobiologisch untersucht. 

Das Untersuchungsprogramm wurde nach Rücksprache mit der Hamburger Umweltbehörde 

unmittelbar nach Versuchsbeginn in weiten Teilen reduziert. Da auch nach Infiltration 

von Sauerstoff noch zeitweise anaerobe Verhältnisse im Untergrund herrschten, wurde die 

anaerobe Phase von 12 auf 6 Wochen verkürzt. Die ursprünglich vorgesehene 14-tägige 

Beprobung und Bestimmung des Schadstoffparameters AOX wurde aus organisatorischen 

und finanziellen Gründen auf 4 Wochen gestreckt. Aus Kostengründen wurde bei einem 

Teil der Multilevel- und Beobachtungspegel auf die Durchführung der BSS-Analytik verzichtet. 

Da die beiden Schadstoffe T-Säure und 2,4,5-Trichloranisol bei der Nullbeprobung 

in allen Brunnen und Pegel nur in Konzentrationen knapp oberhalb der Nachweisgrenze


vorzufinden waren, wurde von einer weiteren Analytik dieser beiden Substanzen abgesehen. 

In Erweiterung zum ursprünglichen Untersuchungsprogramm wurden nun die Filterabläufe 

aller Behandlungsstufen der Wasseraufbereitungsanlage gaschromatographisch 

untersucht. In Tabelle 5 ist die Legende zum Untersuchungsprogramm dargestellt. Tabelle 

6 zeigt das Untersuchungsprogramm (FREIE UND HANSESTADT HAMBURG 1991). 

Tabelle 5: Legende zum Untersuchungsprogramm 

BSS = "Boehringer Spezifische Stoffe" 

Chlorbenzole, Chlorphenole, Hexachlorcyclohexane, 

Benzol, Toluol, Ethylbenzol, 

Xylole, T-Säure, 2,4,5-Trichloranisol 

Große Anorganik 

Aussehen, Farbe, Geruch, Eisen, Mangan, 

Carbonathärte, Calciumhärte, Magnesiumhärte, 

Gesamthärte, Natrium, Kalium, Ammonium, 

Nitrit, Nitrat, ortho-Phosphat, hydrolysierbares 

Phosphat, Gesamtphosphor, 

Chlorid, Sulfat, Sulfid, Chemischer Sauerstoffbedarf, 

Spektraler Absorptionskoeffizient 

(254 n ) 

Kleine Anorganik 

Eisen, Mangan, Kalium, Ammonium, Nitrat, 

Phosphat 

Dioxine 

Isomere vom 2,3,7,8-Typ und Homologensummen 

von Tetra- bis Octa-CDD/CDF 

AOX 

AOX, Redoxpotential, Leitfähigkeit, Sauerstoffgehalt, 

pH-Wert 

Toxtest 

Lumineszenztest, Daphnientest 

Mikrobiologie 

KBE auf R2A-Agar, Titer Denitrifikanten, Desulfurikanten, 

Anaerobier und Methylotrophe 

Brunnen / Pegel 

Entnahmebrunnen Entnahmebrunnen 

(201–206) 

Multilevelpegel Multilevelpegel (501–508) 

Beobachtungspegel (i) Beobachtungspegel innerhalb 

(601–611) 

Beobachtungspegel (ik) Beobachtungspegel innerhalb 

und gekennzeichnet 

(601, 602, 606, 607 und 

609) 

Beobachtungspegel (x) Beobachtungspegel innerhalb 

(606, 607, 611) 

Beobachtungspegel (a) Beobachtungspegel außerhalb 

(612–618) 

WAA Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

(Anlageneingang, Enteisenung, 

Biologie, Anlagenausgang)


Tabelle 6: Untersuchungsprogramm des Vorführtestfeldes 

Versuchsphase (Null = Nullbeprobung, Still = Stillstandsbeprobung) 

anaerobe Phase aerobe Phase 

1.-3. Probenahme 4.-15. Probenahme 

Parameter Brunnen / Pegel Anzahl Null 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 Still 

BSS Entnahmebrunnen 6 x x x x x x x x x x x x x x x x x 

Multilevelpegel 5x3 x x x x x x x x x x x x x x x x 

Beobachtungspegel (i) 11 x x x x 

Beobachtungspegel (ik) 5 x x x x x x x x x x x x x 

Beobachtungspegel (a) 8 x x x x x x x x x x x x x x x x 

WAA 4 x x x x x x x x x x x x x x x 

Anorganik Entnahmebrunnen 6 x x x x 

(groß) Multilevelpegel 8x3 x x x x 

Beobachtungspegel (i) 11 x x x x 

Anorganik Entnahmebrunnen 6 x x x x x x x x x x x x x x 

(klein) Multilevelpegel 8x3 x x x x x x x x x x x x x x 

Beobachtungspegel (ik) 5 x x x x x x x x x x x x 

Beobachtungspegel (a) 8 x x x x x x x x x x x x x x x x 

WAA 1 x x x x x x x x x x x x x x x 

Dioxin Entnahmebrunnen 6 x x x x 

AOX Entnahmebrunnen 6 x x x x x x x x x x x x x x x 

Multilevelpegel 8x3 x x x x x x x x x x x x x x x 

Beobachtungspegel (i) 11 x x x x x x x x x x x x x x x 

Toxi- Entnahmebrunnen 6 x x x x x x x x x x x x x x x x x 

kologie Beobachtungspegel (x) 3 x x x x x x x x x x x x x x x x 

Anlagenablauf (WAA) 1 x x x x x x x x x x x x x x x x 

Mikro- Entnahmebrunnen 6 x x x x x x x x x x x x x x x x x 

biologie Multilevelpegel 5x3 x x x x x 

Beobachtungspegel (ik) 5 x x x x x 

Beobachtungspegel (a) 4 x x x x x 

WAA 4 x x x x x x x x x x x x x x x x 

10.-13.01.94 

06.-10.12.93 

25.-29.10.93 

13.-17.09.93 

16.-20.08.93 

12.-16.07.93 

14.-18.06.93 

27.-29.04.93 

30.03.93 

02.-03.03.93 

20.01.93 

03.12.92 

03.11.92 

07.10.92 

22.09.92 

08.09.92 

16.-22.01.92 

Legende siehe vorige Seite


2.4.2 Entnahme von Wasserproben 

Die Wasserproben des Vorführtestfeldes wurden bei der Nullbeprobung durch eine Unterwassertauchpumpe 

der Fa. Grundfos gewonnen. Um die Brunnen klarzuspülen und damit 

eine repräsentative Probenahme zu gewährleisten, wurde das Brunnenvolumen 5–10 mal 

ausgetauscht (NIELSEN & CHRISTENSEN 1994). Über eine Durchflußmeßzelle wurden 

während des Abpumpens die Parameter Sauerstoff, pH-Wert, Leitfähigkeit, Redoxpotential 

und Temperatur erfaßt. Erst bei Konstanz von Leitfähigkeit und pH-Wert wurde die 

Probe gezogen. Aufgrund der Vielzahl der Brunnen und Pegel wurden vier Arbeitstage für 

die vollständige Beprobung des Feldes benötigt. 

Bei der Vorbereitung und Organisation des Tracertestes stellte sich heraus, daß diese Probenahmeprozedur 

aufgrund der zu erwartenden hohen Anzahl von Wasserproben pro Zeiteinheit 

nicht durchführbar war. Es wurde daher eine leistungsfähigere Probenahmeapparatur 

installiert. Diese diente dann zur späteren periodischen Beprobung des Vorführtestfeldes. 

Sämtliche Beobachtungspegel und Multilevelpegel des Feldes waren über Polyethylen- 

oder Teflonschläuche an ein gemeinsames Sammelrohr angeschlossen und wurden 

von einer stationären Hauptpumpe bepumpt. Aufgrund der Vielzahl der angeschlossenen 

Meßstellen konnte nur ein Volumenstrom von 20-30 l/h für die einzelnen Brunnen oder 

Pegel erreicht werden. Zum Klarspülen der Pegel mußte deshalb die Hauptpumpe zwölf 

Stunden vor der eigentlichen Probenahme angestellt werden. Die eigentliche Probenahme 

und Befüllung der Probeflaschen erfolgte über eine nachgeschaltete mobile Saugpumpe. 

Da die Pumpleistung der nachgeschalteten mobilen Pumpe 150 l/h betrug, stand zu befürchten, 

daß durch diese im Vergleich zur stationären Pumpe stark erhöhte Förderleistung, 

Trüb- und Schwebstoffe aus den Pegeln mitgerissen und in die Probe eingebracht würden. 

Deshalb wurden vor der eigentlichen Probenahme die einzelnen Pegel 50 min lang mit 

einer Förderleistung von 150 l/h klargespült. 

Um bei der hohen Anzahl der Beprobungsstellen (49 Brunnen und Pegel) eine aussagekräftige 

und reproduzierbare Probenahme und Analytik zu gewährleisten, standen zwei 

Probenahmestrategien zur Auswahl. Bei der durchgängigen Beprobung wurden sämtliche 

Wasserproben innerhalb eines Tages gezogen und den beteiligten Untersuchungslabors 

zugesandt. Die Proben wurden bis zur Abarbeitung entsprechend den DIN-Vorschriften 

gekühlt gelagert. Bei der versetzten Beprobung wurden an einem Tag nur so viele Proben 

gezogen, wie die Untersuchungslabors am gleichen Tag bearbeiten können. 

Die Proben müssen daher von den Untersuchungslaboratorien nicht gelagert werden, sondern 

können noch am Tag der Probenahme analysiert bzw. gemessen werden. Da im ersten 

halben Jahr des Versuches die Wasserproben innerhalb eines Tages gezogen wurden, war 

es aus laborbedingten Kapazitätsgründen unmöglich, die Wasserproben noch am gleichen 

Tag aufzuarbeiten. Die Proben wurden bis zur Aufarbeitung kühl gelagert, so daß keine 

wesentlichen Veränderungen des Probenmaterials zu erwarten waren.


Die Analyse der BTEX-Aromaten und von Monochlorbenzol wurde teilweise nicht im 

Hamburger Standortlabor der Fa. Fresenius sondern im Stammhaus in Ingelheim durchgeführt. 

Da während des Transportes keine durchgängige Kühlung der Proben gewährleistet 

werden konnte, stand zu befürchten, daß durch mikrobielle Aktivität Veränderungen in 

den Wasserproben auftreten könnten. Zur Beurteilung dieses Effektes wurde ein Untersuchungsprogramm 

aufgelegt (siehe Kapitel 2.8). 

2.4.3 Wasserstandsmessungen 

Die Wasserstände von ausgewählten Brunnen und Pegeln (Entnahmebrunnen 201 bis 206, 

Infiltrationsbrunnen 401 und 402 und die Beobachtungspegel 601, 604, 607, 609, 614 

und 616) wurden über kontinuierlich arbeitende automatische Meßpegel alle 10 Minuten 

aufgenommen und in einem PC gespeichert. 

2.4.4 Beprobungsprogramm des Bodens 

2.4.4.1 Anfangsbeprobung 

Von September bis Oktober 1991 wurden die Brunnen und Pegel des Vorführtestfeldes abgeteuft 

und das gewonnene Bodenmaterial teilweise für die chemische Analytik verwandt. 

Die in Tabelle 7 aufgeführten Bohrkerne wurden bei der Ausgangsbeprobung auf den 

Schadstoffsummenparameter EOX untersucht. Um die Analysenkosten in Grenzen zu halten, 

wurden nur diejenigen Bodenproben auf BSS analysiert, deren EOX-Konzentrationen 

über 20 mg EOX/kg lagen. In Tabelle 7 ist die Anzahl der EOX- und BSS-Analysen und 

der mikrobiologischen und toxikologischen Untersuchungen aufgeführt.


Tabelle 7: Beprobungsumfang der Anfangsbodenbeprobung 

Phase aus Brunnen 49 Phase aus Brunnen 33 Technikum Phase 

A B C A B C A B C 

g/l % % g/l % % g/l % % 

Chlorbenzole 

MCB 9,1 0,5 0,5 7,5 0,5 0,5 

1,2-DCB 47,6 2,8 2,9 6,9 0,4 0,4 39,0 2,7 2,8 

1,3-DCB 50,9 3,0 3,1 5,5 0,3 0,3 39,0 2,7 2,8 

1,4-DCB 36,2 2,1 2,2 9,5 0,6 0,6 29,0 2,0 2,1 

1,2,3-TCB 178 10,6 10,8 46,6 2,8 2,9 115,0 8,0 8,2 

1,2,4-TCB 1210 71,7 73,1 673,0 40,5 41,3 957,0 66,5 68,0 

1,3,5-TCB 56,9 3,4 3,4 7,9 0,5 0,5 39,0 2,7 2,8 

1,2,3,4-TetCB 25,5 1,5 1,5 605,0 36,4 37,1 115,0 8,0 8,2 

1,2,(3/4),5-TetCB 38 2,3 2,3 86,6 5,2 5,3 40,0 2,8 2,8 

PCB 3,07 0,2 0,2 173,0 10,4 10,6 33,0 2,3 2,3 

HCB 0,27 0,0 0,0 8,9 0,5 0,5 1,9 0,1 0,1 


100 100 100 

α-HCH 24 1,4 78,7 24,7 1,5 81,2 23,0 1,6 78,3 

β-HCH 0,6 0,0 2,0 0,4 0,0 1,4 0,6 0,0 1,9 

γ-HCH 1,42 0,1 4,7 2,4 0,1 7,9 1,8 0,1 6,2 

δ-HCH 3,92 0,2 12,9 2,4 0,1 7,9 3,4 0,2 11,6 

ε-HCH 0,56 0,0 1,8 0,5 0,0 1,6 0,6 0,0 1,9 

Chlorphenole 

100 100 100 

2-MCP


2.4.4.2 Endbeprobung 

Aufgrund des Schadstoffbelastungsprofils der vor Versuchsbeginn durchgeführten 8 Bohrungen 

wurden die Brunnen 501, 502 und 506 zur erneuten Beprobung ausgewählt. Angesichts 

der räumlichen Situation mußten die Bohrkerne um ca. 1 m gegenüber den alten 

Bohrungen versetzt werden. Im Gegensatz zur ersten Probenahme wurde diesmal weitgehend 

auf eine Beprobung des Stauwasserbereiches (bis ca. 8 m u. GOK) verzichtet, da 

davon auszugehen war, daß diese Bodenschicht vom Spülbetrieb nicht beeinflußt wurde. In 

Erweiterung zur Anfangsbeprobung wurden zusätzlich der organische Kohlenstoffgehalt 

(OC) und die Eisen- und Mangangehalte der Bodenproben bestimmt. Das Vollprogramm 

(GC-Analytik, anorganische Analytik, mikrobiologische und toxikologische Untersuchungen) 

wurde bei allen Mischproben aus dem Grundwasserbereich durchgeführt. Ergänzend 

wurden Proben aus dem Stauwasserbereich (0–8 m u. GOK) gezogen und darüber hinaus 

geologisch auffällige Bodenkörper aus dem Grundwasserbereich beprobt. Diese Proben 

sind in der nachfolgenden Tabelle 8 grau hinterlegt.


Tabelle 8: Beprobungsumfang der Abschlußbodenbeprobung 

Bohrkern Tiefe [m u. GOK] BSS Anorganik Toxikologie Mikrobiologie 

501 1,8 x 

2 x 

3 x 

6,7 x 

6–8 x x 

8–10 x x x x 

10,5 x 

11,9 x 

10–12 x x x x 

12–14 x x x x 

14–16 x x x x 

16–18 x x x x 

18–20 x x x x 

20–22 x x x x 

22–24 x x x x 

24–26 x x x x 

26–27,6 x x x x 

502 1,8 x 

6,7 x 

7,9 x 

6–8 x x 

8–10 x x x x 

10–12 x x x x 

12–14 x x x x 

14–16 x x x x 

16–18 x x x x 

18–20 x x x x 

20–22 x x x x 

22–24 x x x x 

24–25,5 x x x x 

27 x 

25,5–27,5 x x x x 

506 1,6 x 

6,4 x 

7 x 

8 x 

9 x 

8–10 x x x x 

10–12 x x x x 

12–14 x x x x 

14–15,6 x x x x 

15,6–17,6 x x x x 

17,6–19,6 x x x x 

19,6–21,6 x x x x 

21,6–23,6 x x x x 

23,6–25,6 x x x x 

25,6–27,3 x x x x 

Legende: 

BSS = BSS-Analytik (Chlorbenzole, Chlorphenole, HCH und BTEX-Aromaten) 

Anorganik = organischer Kohlenstoff, Eisen und Mangan 

Toxikologie = Leuchtbakterientest 

Mikrobiologie = Zelldichten und ökophysiologische Gruppen nach Tabelle 5 

= BSS-Analytik ohne Chlorphenole, BTEX-Aromaten und Monochlorbenzol


2.4.5 Entnahme von Bodenproben 

Nach Abschluß des Versuches wurden von der Fa. Preussag im Rammkernverfahren drei 

Bohrkerne gezogen. Die Bohrkerne wurden in 1 m langen PVC-Hülsen aufgefangen, mit 

Kunststoffdeckeln verschlossen und bis zur eigentlichen Entnahme der Proben kühl gelagert. 

Das Ziehen eines Bohrkernes benötigte 3 Tage. So konnte am vierten Tag das Hülsenmaterial 

zertrennt und die Bodenproben gewonnen werden. Dieser Zeittakt wurde bei allen 

drei Bohrungen eingehalten. Das Aufschneiden der Bohrhülsen erfolgte mit einer spanfrei 

arbeitenden Auftrennvorrichtung. Dadurch konnte sichergestellt werden, daß keine PVC- 

Splitter aus dem Hülsenmaterial die Probe kontaminierten. Diese Panne trat beim Aufschneiden 

der PVC-Rohre der Anfangsbeprobung auf. Das Auftrennen der Hülsen unter 

Verwendung einer Trennschleifmaschine führte zum Eintrag von PVC-haltigem Material 

in die Bodenproben. Durch die Verunreinigung der Proben mit chlorhaltigen Kunststoffen 

führte die Bestimmung der EOX-Konzentrationen zu nicht reproduzierbaren Ergebnissen. 

Das Bodenmaterial für die chemischen, mikrobiologischen und toxikologischen Untersuchungen 

wurde mit einem sterilen Löffel aus jeweils zwei Bohrkernen als 2 m-Mischprobe 

gewonnen. Es wurden ca. 600 g Boden entnommen und in einem 1 l-Mischgefäß durch 

Schütteln homogenisiert. Anschließend wurde der Boden auf die entsprechenden Probeflaschen 

verteilt. Ausgenommen von dieser Prozedur war die Entnahme des Probenmaterials 

für die BTEX- und Monochlorbenzol-Bestimmung. Bei diesen leichtflüchtigen Substanzen 

bestand durch den Homogenisierungsvorgang die Gefahr der Ausstrippung. Dieses 

Probenmaterial wurde mit Hilfe eines modifizierten Korkbohrers als Punktprobe gewonnen 

und in mit 8 ml Wasser gefüllte Headspaceflaschen überführt. Unmittelbar nach der 

Befüllung wurden die Headspaceflaschen mit gasdichten Teflonsepten verschlossen. 

2.4.6 Untersuchungsprogramm der Wasseraufbereitungsanlage 

Das Untersuchungsprogramm der Wasseraufbereitungsanlage gleicht dem des Grundwassers. 

Bei den monatlichen Beprobungen wurden alle Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

(Anlageneingang, nach Enteisenung, nach Biologie, nach Aktivkohle oder 

gleichbedeutend mit Anlagenausgang) beprobt. Notwendigerweise mußten einige für die 

Funktion der Anlage wichtige Parameter, wie Eisen und Phosphat, nahezu täglich gemessen 

werden. Hierzu wurden photometrisch arbeitende Schnelltests der Fa. Lange eingesetzt. 

Andere Parameter wie Sauerstoff, pH-Wert und Temperatur wurden über on-line 

Meßgeräte erfaßt und, da die Anlage über kein Meßdatenerfassungssystem verfügte, mehrmals 

pro Tag handschriftlich in ein Anlagenbuch übertragen. 

Gemäß den Vorgaben der wasserrechtlichen Erlaubnis sollte der Rückspülschlamm der 

Enteisenungsstufe vor der Entsorgung auf den Schadstoffsummenparameter EOX untersucht 

werden. Da jedoch die Nachweisgrenze der EOX-Methodik über den erwarteten


Schadstoffkonzentrationen lag, wurde auf die Bestimmung dieses Parameters verzichtet 

und stattdessen der Schlamm auf BSS analysiert. In Erweiterung zur wasserrechtlichen 

Erlaubnis wurde der Schlamm gelegentlich auf Dioxine und Furane analysiert. Auf Schadstoffanalytik 

des Rückspülwassers wurde verzichtet, da das Rückspülsystem geschlossen 

war und deshalb das Rückspülwasser in die Aufbereitungsanlage rückgeführt wurde. Die 

Filterbetten aller Verfahrensstufen der Aufbereitungsanlage wurden nach Versuchsende 

auf BSS analysiert. Die Aktivkohlefilter wurden zusätzlich auf den Schadstoffsummenparameter 

EOX untersucht. 

2.4.7 Entnahme von Proben innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

Wasserproben Die Entnahme von Wasserproben innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

geschah über Kunststoffhähne, die hinter jeder Verfahrensstufe und im Zu- und Ablauf 

der Anlage montiert waren. Die Befüllung der Probeflaschen erfolgte erst, nachdem 

aus den Hähnen ca. 10–20 l Vorlauf abgenommen worden waren. 

Filtermaterial Unmittelbar nach Versuchsende wurden die Filterinhalte aller Verfahrensstufen 

beprobt. Die Beprobung der Biologiestufen konnte über die seitlich an den Behältern 

angebrachten Probenahmestutzen durchgeführt werden. Diese Proben sind daher 

als horizontale Mischproben zu bezeichnen. Da die Enteisenungsfilter über keine Probenahmestutzen 

verfügten, konnte erst nach Öffnung des Filters Probematerial gewonnen 

werden. Unter Verwendung eines Probenahmerohres wurde der Filterinhalt von oben nach 

unten beprobt, diese Proben sind als vertikale Mischproben anzusehen. Bei der Beprobung 

der Aktivkohlefilter konnte wegen des zu kurzen Probenahmerohres nicht die gesamte 

Filterhöhe, sondern nur der oberste Meter des Filterbettes angesprochen werden. 

2.5 Analytische Methoden 

2.5.1 Chemische-physikalische und anorganische Parameter 

Sämtliche chemisch-physikalischen und anorganischen Parameter wurden vom Handelsund 

Umweltschutzlaboratorium Wiertz-Eggert-Jörissen in Hamburg bestimmt. Die für den 

Betrieb und die Steuerung der Wasseraufbereitungsanlage wesentlichen anorganischen Parameter 

(o-Phosphat, Gesamtphosphor, Eisen) wurden mit Küvettenschnelltests der Fa. 

Lange (Photometer L2PW) bestimmt. In Tabelle 9 sind die angewandten Analysemethoden 

aufgeführt.


Tabelle 9: Angewandte Analysemethoden 

Parameter Analysemethode 

pH-Wert DIN 38404-C5 

Redoxspannung DIN 38404-C6 

Leitfähigkeit DIN 38404-C8 

Färbung DIN 38404-C1-1 

Ammoniu DIN 38406-E5-1 

Nitrit DIN 38405-D10 

Nitrat DIN 38505-D19 

ortho-Phosphat DIN 38405-D11-1 

hydrolysierbares Phosphat DIN 38405-D11-3 

Gesamtphosphor DIN 38405-D11-4 

Eisen ICP 

Mangan ICP 

Natrium ICP 

Kaliu ICP 

Chlorid DIN 38405-D19 

Sulfat DIN 38405-D19 

Sulfid DEV-D7 

Calcium ICP 

Calciumhärte berechnet 

Magnesiu ICP 

Magnesiumhärte berechnet 

Gesamthärte berechnet 

Säurekapazität-KS 4,3 

DIN 38409-H17-1-2 

Carbonathärte berechnet 

Basekapazität-KB 8,2 

DIN 38409-H17-2-2 

freie Kohlensäure berechnet 

SAK 254 n DIN 38404-C3 

CSB DIN 38409-H41-1 

TC DIN 38409-H3-1 

DOC DIN 38409-H3 (nach Filtration) 

TOC DIN 38409-H3 

Trockenrückstand 

Glühverlust der Trockenmasse 

DIN 38409-H1-1 

DIN 38409-H1-3


2.5.2 Schadstoffsummenparameter 

Alle AOX-, POX- und EOX-Bestimmungen wurden vom Handelslabor Wiertz-Eggert- 

Jörissen vorgenommen. Die Analytik des AOX (adsorbierbare organische Halogenverbindungen) 

erfolgte nach DIN 38409 H14, die Summe der ausblasbaren (purgeable) organisch 

gebundenen Halogenverbindungen wurde nach DIN 38409 H25 bestimmt und die EOX- 

Bestimmung (extrahierbare organische Halogenverbindungen) wurde gemäß DIN 38409 

H8 durchgeführt. 

2.5.3 Gaschromatographische Untersuchungen 

Die GC-Untersuchungen der Wasserproben erfolgte durch die Fa. biocontrol, Hamburg. 

Feststoffproben wurden in Soxhlet-Apparaturen mit Toluol extrahiert und anschließend 

aufgereinigt. Zur Unterdrückung der Phenolatbildung wurden die Wasserproben mit konzentrierter 

Schwefelsäure angesäuert. Anschließend wurde zweimal mit jeweils 25 ml 

Dichlormethan extrahiert. Nach Phasentrennung wurden die Meßextrakte ohne weitere 

Aufreinigung mit folgenden Analysenmethoden gemessen; eine genaue Beschreibung der 

Analysemethoden findet sich bei Lang (LANG et al. 1992). 

• BTEX-Aromaten und Monochlorbenzol (GC/FID und GC/MS) 

• Chlorbenzole (exklusive Monochlorbenzol) und Hexachlorcyclohexane (GC/ECD) 

• Chlorphenole (GC/MS) 

2.6 Mikrobiologische Methoden 

2.6.1 Vorbehandlung von Bodenproben 

Mikrobiologische Untersuchungen: Das Bodenmaterial wurde mit einem sterilen Löffel 

als Mischprobe den einzelnen Rammkernabschnitten entnommen und in sterile 100 

ml Weithalsflaschen überführt. Ungefähr 1 g feuchter Boden wurde in ein 100 ml Gefäß 

eingewogen und 50 ml der Desorptionslösung zugegeben. Als Desorptionslösung wurde 

eine 0,2% Tetranatriumdiphosphatlösung verwendet. Danach wurden die verschlossenen 

Flaschen 30 min auf dem Rüttler bei 250 1/min geschüttelt und einer sich anschließenden 

Sedimentationszeit von 15 bzw. 30 min unterzogen. Der pH-Wert des Überstandes 

wurde bestimmt und gegebenenfalls auf pH = 7 angeglichen. Die Verdünnungsreihe in 

physiologischer Kochsalzlösung (0,9% NaCl) wurde aus dem entnommenen Aliquot des 

Überstandes angefertigt.


2.6.2 Numerische Bestimmung der aeroben und fakultativ anaeroben Bakterien 

Die Bestimmung der aeroben und fakultativ anaeroben Bakterien wurden im Oberflächenverfahren 

auf R2A-Medium durchgeführt (REASONER & GELDREICH 1985). Dazu wurde 

eine dezimale Verdünnungsreihe in physiologischer Kochsalzlösung bis 10-5 angefertigt. 

Jeweils 0,1 ml der jeweiligen Verdünnungsstufung wurden auf mit 25 ml Anreicherungsmedium 

gefüllten Petrischalen ausgestrichen. Dann wurde für 14 Tage bei 20 ◦ C inkubiert 

und anschließend die gewachsenen Kolonien ausgezählt. Es wurden nur Koloniezahlen 

von größer 30 und kleiner 200 für die Auswertung herangezogen. 

Zusammensetzung: Lösung (pro l aqua dest.) 

0,5 g Hefeextrakt, 0,5 g Proteose Pepton Nr. 3, 0,5 g Casamino acids, 

0,5 g Glukose, 0,5 g Stärke (löslich), 0,3 g/l Natriumpyruvat, 0,3 g K2HPO4, 

0,05 g MgSO4·7 H2O, 15 g Agar 

Der pH-Wert der Lösung betrug vor der Zugabe des Agars 7,5–7,7, dieser wurde mit kristallinem 

Kaliumdihydrogenphosphat auf pH = 7,2 eingestellt. Anschließend wurde der 

Agar zugegeben und 20 Minuten bei 121 ◦ C autoklaviert. 

2.6.3 Anreicherung der ökophysiologischen Gruppen 

Sämtliche Titerbestimmungen wurden im Flüssigverfahren durchgeführt. Dazu wurde aus 

der Probe eine dezimale Verdünnungsreihe in 0,9%iger physiologischer Salzlösung angesetzt 

und jeweils 0,5 ml der jeweiligen Probenverdünnung zu 4,5 ml der spezifischen 

Nährlösung zugegeben. Die Nachweisgrenze lag aufgrund der eingesetzten Volumina bei 

einem Titer von 0,5 ml. 

2.6.3.1 Anreicherung der methylotrophen Bakterien 

Lösung A: (pro 1 l aqua dest.) 

0,87 g K2HPO4, 0,54 g KH2PO4, 1,00 g (NH4)2SO4 

Lösung B: (pro 0,1 l aqua dest.) 

2,0 g MgSO4·7 H20 

Lösung C: (pro 100 ml 0,1 n HCl) 

0,2 g CaCl2·2 H2O, 0,1 g FeSO4·2 H2O, 0,05 g MnSO4·4 H2O, 

0,0108 g Na2MoO4·2 H2O, 0,01 g CuSO4·5 H2O


Von Lösung A wurden 4,4 ml in Kulturröhrchen abgefüllt und 20 min bei 121 ◦ C autoklaviert. 

Vor der Probenzugabe wurden je 50 µl der Lösungen B und C sowie 50 µl Methanol 

unter sterilen Bedingungen zugegeben. Die Behandlung der Kontrollen erfolgte analog, jedoch 

ohne Zugabe von Methanol. Die mit jeweils 0,5 ml der Verdünnungsreihe beimpften 

Röhrchen wurden aerob bei 20 ◦ C für 14 Tage im Brutschrank auf einer Rollereinrichtung 

inkubiert. Ausgewertet wurde über die Trübung der Röhrchen im Vergleich zu den methanolfreien 

Kontrollen. 

2.6.3.2 Anreicherung der fakultativ/obligat anaeroben Bakterien 

Zusammensetzung: Lösung A (pro l aqua dest.): 

0,87 g K2HPO4, 0,54 g KH2PO4, 1,00 g (NH4)2 SO4, 5,00 g Glukose, 0,50 g Pepton, 

0,50 g Hefeextrakt 

Lösung B: siehe „Anreicherung der methylotrophen Bakterien“ 

Lösung C: siehe „Anreicherung der methylotrophen Bakterien“ 


In jedes Kulturröhrchen wurde ein Durhamröhrchen zugegeben. Vor der Zugabe 

der Probe wurden je 50 µl der Lösungen B und C unter sterilen Bedingungen zudosiert. 

Kontrollen waren bei diesem Ansatz nicht vorgesehen. Mit 0,5 ml der Verdünnungsreihe 

wurde angeimpft. Anschließend wurde für 14 Tage bei 20 ◦ C in einem Anaerobiertopf 

inkubiert. Die Auswertung erfolgte zum einen über die Trübung, zum anderen über die 

Gasbildung in den zugesetzten Durhamröhrchen. 

2.6.3.3 Anreicherung der denitrifizierenden Bakterien 


0,87 g K2HPO4, 0,54 g KH2PO4, 1,00 g (NH4)2SO4, 5,00 g KNO3, 

6,92 g Na-Acetat, 0,50 g Pepton, 0,50 g Hefeextrakt 

Lösung B: siehe „Anreicherung der methylotrophen Bakterien“ 

Lösung C: siehe „Anreicherung der methylotrophen Bakterien“ 

Von Lösung A wurden 4,4 ml in Kulturröhrchen abgefüllt und 20 min bei 121 ◦ C autoklaviert 

und anschließend ein Durhamröhrchen zugegeben. Vor der Probenzugabe wurden je 

50 µl der Lösungen B und C unter sterilen Bedingungen zupipettiert. Bei den Kontrollen 

wurden nitratfreie Lösungen verwendet. Mit 0,5 ml der Verdünnungsreihe wurde angeimpft. 

Anschließend wurde für 14 Tage bei 20 ◦ C in einem Anaerobiertopf inkubiert. Die 

Auswertung erfolgte visuell über die Trübung und über die Gasbildung in den zugesetzten 

Durhamröhrchen. Mit Teststäbchen (Fa. Merck) wurde Nitrit und Nitrat bestimmt.


2.6.3.4 Anreicherung der sulfatreduzierenden Bakterien 


0,5 g K2HPO4, 1,0 g NH4Cl, 2,0 g MgSO4·7H2O, 3,5 g Natriumlactat, 

0,5 g (NH4)2 Fe(SO4)2· 6 H2O 


Weiterhin wurde in jedes Kulturröhrchen ein Durhamröhrchen zugegeben. Vor 

der Probenzugabe wurde zur Schaffung reduzierender Verhältnisse ein ausgeglühter Eisennagel 

in die Kulturröhrchen unter sterilen Bedingungen gegeben. Bei den Kontrollen 

wurden sulfatfreie Lösungen verwendet. Mit 0,5 ml der Verdünnungsreihe wurde angeimpft. 

Anschließend wurde für 14 Tage bei 20 ◦ C in einem Anaerobiertopf inkubiert. Die 

Auswertung erfolgte visuell über die Trübung und die Verfärbung des Eisennagels. 

2.7 Toxikologische Methoden 

2.7.1 Daphnientest 

Der Testorganismus Daphnia magna strauss wurde bei der Untersuchung von Wasser- und 

Bodenproben eingesetzt. Die Untersuchungen folgten der DIN 38412–L11. Die Daphnien 

wurden 24 h einer Verdünnungsreihe des zu untersuchenden Wassers bzw. des Bodeneluats 

ausgesetzt. Der EC50-Wert entspricht der Konzentration, bei der 50% der eingesetzten 

Daphnien (10 Jungtiere pro Verdünnungsstufe) ihre Schwimmfähigkeit verlieren. 

2.7.2 Lumineszenztest 

Im Lumineszenztest wurde Vibrio fischeri als Testorganismus eingesetzt, die lyophilisierten 

Bakterien wurden ausschließlich von der Firma Microtox R○ bezogen. Die Untersuchungen 

wurden gemäß der DIN 38412–L34 durchgeführt. Die gefriergetrockneten Bakterien 

wurden durch Zugabe von 1 ml aqua bidest („reconstitution solution“) für den Einsatz 

rekonstituiert. Diese Suspension, auch Bakterienvorratssuspension genannt, wurde 1:50 in 

2% NaCl (0,22 ml Bakterienvorratssuspension ad 10,78 ml 2% NaCl-Lösung) verdünnt 

und als Testsuspension bezeichnet. Von dieser Testsuspension wurden 0,5 ml in die jeweiligen 

Küvetten des auf 15 ◦ C temperierten Thermoblocks überführt und nach einer 30minütigen 

Temperierungszeit der Test begonnen. Als Meßgeräte wurden Luminometer der 

Fa. Lange und der Fa. LKB eingesetzt. 

Die Leuchtintensität wurde vor Zugabe der Probe gemessen. Nach 30-minütiger Inkubationszeit 

mit der Probe wurde erneut die Leuchtintensität gemessen (I30). Der Quotient


I0/I30 dient als Maß für die relative Abnahme der Leuchtintensität während der 30 minütigen 

Inkubationszeit bezogen auf die probenfreien Kontrollen. Die toxische Wirkung einer 

Probe wird durch den EC50-Wert (EC = effective concentration) ausgedrückt. Dieser Wert 

gibt an, wieviel Volumenprozent der Probe eine 50%ige Hemmung im Lumineszenztest 

verursachen. Ein EC50-Wert von 23 bedeutet, daß 23% der Probe im Testansatz eine Hemmung 

des Leuchtens von 50% hervorruft. Ein kleiner EC-Wert bedeutet daher eine hohe 

Toxizität der Probe und umgekehrt. Toxische Wirkungen von Wasserproben werden über 

den GL20-Wert ausgedrückt. Damit wird die Verdünnungsstufe angegeben, bei der die Lumineszenz 

im Test um 20% gehemmt wurde. Hemmungen der Lumineszenz zwischen 

5–15% wurden als untoxisch eingeordnet. 

Vorbehandlung von Wasserproben Die Vorbehandlung der Wasserproben für den Lumineszenztest 

bestand in der Einstellung des erforderlichen NaCl-Gehalts von 2%. Dazu 

wurden in einen 20 ml Maßkolben 0,4 g NaCl eingewogen, mit der Wasserprobe aufgefüllt, 

durch Schütteln das NaCl gelöst und die Probe homogenisiert. Anschließend wurde 

die Probe in einer geschachtelten Verdünnungsreihe in der Stufung 1:2, 1:3, 1:4, 1:6 etc. 

oder nach einer dualen Verdünnungsreihe (1:2, 1:4, 1:8 etc.) in 2% Kochsalzlösung verdünnt. 

Die Wasserproben für den Daphnientest wurden nicht aufgesalzen. 

Vorbehandlung von Bodenproben 25 g Boden wurden in einen zuvor mit Stickstoff 

begasten 250 ml Erlenmeyerkolben überführt, anschließend wurde 100 ml Elutionslösung 

(6% v/v DMSO in 2% w/v NaCl) zugegeben. Zur Vermeidung von aeroben mikrobiellen 

Abbauvorgängen während des Schüttelns wurde das gefüllte Gefäß erneut mit Stickstoff 

begast, mit Parafilm verschlossen und anschließend für 24 h auf dem Schüttler bei 

250 1/min gerüttelt. Nach einer Sedimentationszeit von 30 min wurden 15–20 ml dem 

Überstand entnommen und der pH-Wert auf 7 eingestellt. Diese Lösung wurde anschließend 

mit dem Lumineszenztest untersucht. Beim Einsatz des Daphnientestes wurde eine 

kochsalzfreie Elutionslösung verwendet. 

Herstellung von Anreicherungsextrakten aus Wasserproben Teilweise wurden 

Leuchtbakterientests unter Verwendung organischer Extrakte durchgeführt. Jeweils ein 

Liter des zu untersuchenden Wassers wurde angesäuert und zweimal mit je 25 ml Dichlormethan 

ausgeschüttelt. Um einen wasserfreien Extrakt zu erhalten, wurden den 50 ml 

Dichlormethan ca. 1–5 g Natriumsulfat zugegeben. Da für die gaschromatographischen 

Untersuchungen ca. 20 ml Dichlormethanextrakt benötigt wurden, standen für die toxikologischen 

Untersuchungen maximal 30 ml Dichlormethan zur Verfügung. 

Zwischen 5–30 ml Dichlormethanextrakt wurden unter Verwendung dichtschließender 

Zentrifugengläser für ca. 10 Minuten bei 6000 U/min zentrifugiert. Dies diente zur Sedimentation 

des Sulfats. Anschließend wurde der Überstand zusammen mit 1,5 ml DM-


SO in einen Rundkolben gegeben und im Rotationsverdampfer bei ca. 30 ◦ C in Stickstoffatmosphäre 

das Dichlormethan abgezogen. Abschließend wurden 0,75 ml des DMSO- 

Extraktes zu 11,75 ml einer 2,13% NaCl-Lösung hinzugefügt. Diese Lösung (2% NaCl 

und 6% DMSO) wurde mit dem Leuchtbakterientest toxikologisch getestet (SCHIEWE 

et al. 1985, DUTKA & KWAN 1988, TRUE & HEYWARD 1990). Durch diese Methode 

konnte – entsprechend dem eingesetztem Dichlormethan-Volumen – eine bis zu 40-fache 

Anreicherung der Schadstoffkonzentrationen erzielt werden. 

2.8 Laborversuche zum Abbau von Chloraromaten 

Das mikrobielle Abbaupotential konnte unter Verwendung standorteigener Anreicherungskulturen 

mehrfach erfolgreich nachgewiesen werden (LANG et al. 1992, FEIDIEKER et al. 

1994). Zur erneuten Überprüfung der Anwesenheit von abbauender Mikroflora im Grundwasser 

wurden einfache Abbauversuche im Batchmaßstab durchgeführt. 

Ansatz I: Inkubation bei 4 ◦ und 20 ◦ C (mikrobiell ungehemmt) Einer Mischprobe 

des Anlageneingangs wurden 10 Einzelproben entnommen und 0,3 g/l Monochlorbenzol 

zudosiert. Die eine Hälfte der Proben wurde im Dunkeln bei Raumtemperatur (20 ◦ C), die 

andere Hälfte im Kühlschrank (3 ◦ C) gelagert. Nach Lagerungszeiten von 0, 1, 2 ,4 und 10 

Tagen wurden die Wasserproben auf Chlorbenzole, Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane 

analysiert. 

Ansatz II: Mikrobiell gehemmt und mikrobiell ungehemmt (Raumtemperatur) In 

einem zweiten Abbauversuch wurde die Hälfte der Proben, die wiederum einer Mischprobe 

des Anlageneingangs entstammten, durch Zugabe von 1% (w/v) mikrobizider Natriumazidlösung 

gehemmt (WANG & JONES 1994a). Der andere Teil der Proben blieb 

unbehandelt. Sämtliche Wasserproben wurden im Dunkeln bei Raumtemperatur gelagert 

und nach 0, 1, 2, 3, 4 und 10 Tagen auf Chlorbenzole, Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane 

analysiert. Ergänzend wurden die Zelldichten auf R2A-Agar bestimmt. 

2.9 Bewertung des Sanierungserfolges 

Eine mikrobiologische in-situ Sanierung kann dann als erfolgreich bezeichnet werden, 

wenn durch die Sanierungsmaßnahme Wasser und Boden von Schadstoffen abgereinigt 

werden und die Schadstoffabreicherung eindeutig biologischen Prozessen zugeordnet werden 

kann (MADSEN 1991).


Schadstoffabreicherung im Wasser Die Schadstoffabreicherung im Grundwasser kann 

durch Schadstoffanalysen des Grundwasser und des geförderten Wassers nachgewiesen 

werden. 

Schadstoffabreicherung im Boden Bodenproben sind aufgrund der inhomogenen 

Schadstoffverteilung und des heterogenen Aufbaus des Bodens nicht repräsentativ und 

erlauben daher erst bei weit fortgeschrittenen Abbauprozessen signifikante Aussagen zur 

erfolgten Schadstoffabreicherung im Boden. Die statistische Aussagekraft von schadstoffbezogenen 

Bodenanalysen kann durch eine erhöhte Probenzahl verbessert werden, doch 

verbietet sich dies im praktischen Sanierungsbetrieb aufgrund der hohen Bohrkosten. 

Wasserproben haben verglichen mit Bodenproben einen repräsentativeren Charakter. Am 

Boden adsorbierte Schadstoffe stehen mit den Schadstoffkonzentrationen in der Wasserphase 

im Gleichgewicht. Mit dem Verteilungskoeffizient Kd (Gleichung 1.1), der aus den 

Stoffkonzentrationen im Boden und Wasser gebildet wird, kann die nur schlecht bestimmbare 

Konzentration im Boden aus der Konzentration des Schadstoffes in der Wasserphase 

abgeschätzt werden (GERSTL 1989). Die Interaktionen zwischen unpolaren und nichtionisierbaren 

Stoffen, wie beispielsweise den Chlorbenzolen und dem Bodenmaterial, werden 

bevorzugt vom organischen Kohlenstoffgehalt des Bodens bestimmt (Gleichung 1.2) 

(KARICKHOFF et al. 1979, GERSTL 1989, WANG & JONES 1994). Das Verhältnis zwischen 

gelösten und am Boden sorbierten Schadstoffen wird durch Sorptionsisotherme dargestellt. 

Das Sorptionsverhalten kann je nach Verlauf der Isothermen mit verschiedenen 

mathematischen Modellen beschrieben werden. Die Langmuir-Isotherme zeigt mit zunehmendem 

Gehalt des Sorbats in der Lösung einen Plateaubereich (eine weitergehende 

Sorption findet nicht statt) und ist typisch für Fälle, bei denen die Zahl der Sorptionsplätze 

begrenzt ist. Bei der empirisch ermittelten Freundlich-Isotherme geht man davon aus, daß 

die in mehreren Schichten sorbierten Teilchen selbst wieder mit dem gelösten Sorbat in 

Wechselwirkung stehen und damit die Zahl der Sorptionsplätze theoretisch unbegrenzt ist. 

(WIENBERG 1993). Unter bestimmten Voraussetzungen (geringe Konzentrationen des zu 

betrachtenden Stoffes in der Wasserphase, Betrachtung von unpolaren Substanzen, ausreichende 

Kontaktzeit zwischen Sorbens und Sorbent im Bereich von Tagen und Monaten) 

kann eine linearisierte Freundlich-Isotherme (Gleichung 1.1) zur Anwendung kommen 

(NICHOLLS 1991, KARGBO 1994, SCHRAP et al. 1994). 

Der KOC-Wert steht mit dem Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizienten (KOW) eines Stoffes 

in einem meist linearen Zusammenhang (Gleichung 1.3). Die Koeffizienten A und B 

sind Konstanten, die mit Hilfe von Sorptionsversuchen im batch-Maßstab ermittelt werden 

(SZECSODY & BALES 1991). Da keine Batchversuche zur Bestimmung des KOC-Wertes 

durchgeführt wurden, wurde eine gemittelte Beziehung von KOW- und KOC-Werten der Literatur 

entnommen (GERSTL 1989, DANNENFELSER et al. 1991, NICHOLLS 1991, KOEL- 

MANS & LIJKLEMA 1992). Die KOC-Werte wurden aus den KOW-Werten nach Gleichung


Tabelle 10: Gleichungssystem zur Berechnung von Wasser-Boden-Verteilungskonzentrationen 

CB= KD · CW 

CB = Gleichgewichtskonzentration Boden (mg/kg) 

KD = Verteilungskoeffizient (Wasser/Boden) 

CW = Gleichgewichtskonzentration Wasser (mg/l) 

Gleichung 1.1 

Kd= KOC · fOC 

Gleichung 1.2 

Kd =Verteilungskoeffzient (Wasser/Boden) 

KOC =Verteilungskoeffizient (Wasser/organische Kohlenstofffraktion (Boden) 

fOC =organischer Kohlenstoffgehalt des Bodens in [% · 0,01] 

log K OC= A · log K OW + B Gleichung 1.3 

log K OW = Verteilungskoeffzient (Wasser/Octanol) 

A, B = empirisch ermittelte Konstanten 

log K OC= 0, 86 · log K OW + 0, 055 Gleichung 1.4 

CB= CW · fOC · 10 A · log K OW + B Gleichung 1.5 

1.4 berechnet. Nach Gleichung 1.5 kann aus den Schadstoffkonzentrationen im Wasser, 

dem organischen Kohlenstoffgehalt des Bodens und den KOC-Werten der Schadstoffe die 

am Boden adsorbierte Schadstoffmasse abgeschätzt werden (siehe Anhang, Tabelle 5). 

In der nachfolgenden Tabelle 10 ist das Gleichungssystem zur Berechnung von Wasser- 

Boden-Gleichgewichtskonzentrationen aufgeführt.


Nachweis von schadstoffbezogenen biogenen in-situ Aktivitäten 

Der erfolgreiche Nachweis von unterirdisch schadstoffbezogener mikrobieller Aktivität 

setzt voraus, daß die erzielten Schadstoffreduktionen biotischen Prozessen zugeordnet 

werden können. Dazu müssen chemische oder mikrobielle Parameter gefunden werden, 

die unzweifelhaft auf schadstoffbezogene mikrobielle Aktivität schließen lassen. Allgemeine 

Anzeichen mikrobieller Aktivität wie Verbrauch von Nährstoffen (Stickstoff und 

Phosphat), Ansteigen von Zelldichten in Zusammenhang mit erzielten Schadstoffreduktionen 

und Verbrauch von O2 und Entstehung von CO2 aufgrund von biogenen Atmungsprozessen 

können nicht als Beweis für schadstoffbezogene biogene Prozesse gelten, da sie 

auch beim Abbau von nicht schadstoffhaltiger organischer Substanz auftreten (MADSEN 

1991). Biogener in-situ Abbau von Schadstoffen kann durch folgende Prozesse nachgewiesen, 

aber nicht notwendigerweise quantifiziert werden: 

• Auftreten von speziellen schadstoffspezifischen Metaboliten, 

• Verhältnisverschiebungen zwischen einem idealerweise persistenten Schadstoff und 

einem leicht abbaubaren Schadstoff. Voraussetzung für diese Herangehensweise 

sind ähnliche oder identische chemisch-physikalische Eigenschaften. Dies bezieht 

sich vor allem auf die Parameter Wasserlöslichkeit und Wasser/Octanol Verteilungskoeffizient. 

• Einbringen von radioaktiv markierten Schadstoffen in das Schadensgebiet und Analytik 

der entstehenden radioaktiven Metabolite oder Endprodukte. 

Darüber hinaus erscheinen Methoden vielversprechend, in denen das Untersuchungsgebiet 

in mehrere Parzellen eingeteilt wird und diese jeweils unterschiedlichen Behandlungsmethoden 

unterzogen werden (SPAIN et al. 1984, LAMAR & DIETRICH 1990, MADSEN 

1991, PRITCHARD & COSTA 1991, KÄMPFER et al. 1993). Dadurch können erzielte 

Schadstoffreduktionen auf die jeweilige angewandte Behandlungsmethode bezogen und 

mit der unbehandelten Parzelle verglichen werden.

Ergebnisse 48 

3 Ergebnisse 

3.1 Geologische und hydrogeologische Untersuchungen 

3.1.1 Geologische Beschreibung 

Im Zuge der Erstellung der Brunnen und Pegel des Testfeldes im Juli 1991 wurden vom 

Ingenieurbüro Ashauer bei den im Trockenbohrverfahren erstellten Brunnen (201 bis 206, 

401 und 402, 501 bis 508 sowie 612) geologische Ansprachen durchgeführt und Schichtenverzeichnisse 

erstellt. Ergänzend wurden aus insgesamt 64 Proben der Bohrkerne der 

Infiltrations- und Entnahmebrunnen teufenbezogene kf-Werte bestimmt (ASHAUER & 

PARTNER 1992). 

Unter einer 6–7,7 m mächtigen künstlichen Aufschüttung aus Bauschutt, Sanden und 

Kiesen folgt eine 0,75–3,4 m mächtige Kleischicht. Anschließend tritt eine aus Feinund 

Mittelsanden geprägte Schicht von ca. 8,3 m Mächtigkeit auf, unterhalb der sich 

eine Grobsand/Kiesschicht mit einer Mächtigkeit von ca. 5,40 m anschließt. Abschließend 

tritt eine erneute Fein/Mittelsandschicht mit einer Mächtigkeit von 4,80 m auf, die 

durch eine ca. 0,6–4,90 m mächtige Geschiebemergelschicht vom Glimmerton getrennt ist 

(KINZELBACH et al. 1993). 

Bis 19 m u. GOK wird der mittlere kf -Wert mit ca. 4·10 −4 m/s angegeben, von 19–22 m u. 

GOK beträgt der kf -Wert ca. 21,6·10 −4 m/s. Unterhalb 22 m u. GOK hat die hydraulische 

Durchlässigkeit einen Wert von ca. 4·10 −4 m/s. Der durchschnittliche kf -Wert im Testfeld 

wird mit 2–4·10 −4 m/s angegeben (ASHAUER & PARTNER 1992). Die vertikale Verteilung 

der kf -Werte folgt der durch die geologischen Ansprachen festgestellten Schichtung 

des Feldes in mehr oder weniger gut durchlässige Bodenschichten. Ein kf -Wert größer 

als 4·10 −4 m/s gilt als notwendige Bedingung für die Durchführung mikrobiologischer in 

situ Verfahren (DECHEMA 1991). Der mittlere Grundwasserspiegel liegt ca. - 0,7 m ü. 

NN und damit oberhalb der stauenden Kleischicht. Es handelt sich um einen gespannten 

Grundwasserleiter. In Abbildung 8 ist die aus den Bohrprofilen und Siebanalysen hervorgehende 

vertikale Aquiferschichtung des Vorführtestfeldes dargestellt (KINZELBACH et 

al. 1993).

Ergebnisse 49 

Schichtlage Schicht- 

+5,5 m ü. NN 

0,00 m ü. NN 

-3,4 m ü. NN 

-7,2 m ü. NN 

-11,70 m ü. NN 

-17,10 m ü. NN 

-21,90 m ü. NN 

mächtigkeit 

1,0-3,4 m 

3,8 m 

4,5 m 

5,4 m 

4,8 m 

ca. 20 m Glimmerton 

Abbildung 8: Vertikale Aquiferschichtung 

3.1.2 Hydrogeologische Untersuchungen 

Auffüllung 

Klei 

Feinsand / 

Mittelsand 

Grobsand / Kies 

Feinsand / Mittelsand 

mittlerer 

Grundwasserspiegel 

-0,7m ü.NN 

Um über die geologischen Ansprachen hinaus weiterführende Informationen über die Bodenschichtung 

und die hydraulischen Verhältnisse zu erhalten, wurde ein Tracertest durchgeführt. 

Ergänzend wurden im Entnahmebrunnen 205 Flowmetermessungen durchgeführt. 

Die für den Sanierungsbetrieb relevanten Versuchsergebnisse können wie folgt zusammengefaßt 

werden:

Ergebnisse 50 

• Die Ankunftszeiten und die Konzentrationen des Tracers in den untersuchten Brunnen 

konnten mit der in Abbildung 9 dargestellten Aquiferschichtung zufriedenstellend 

modelliert werden. 

• Der Bodenkörper des Testfeldes ist durch eine von oben nach unten abnehmende 

hydraulische Durchlässigkeit geprägt. Die kf -Werte der oberen Schichten sind um 

Faktor 21 geringer als die der gut durchlässigen unteren Schichten. Dadurch werden 

ca. 80% der Entnahmemenge aus den unteren 8 m des Aquifers entnommen und 

wieder in diese Schicht infiltriert. 

• Bei nominaler Infiltrationsleistung der Wasseraufbereitungsanlage (43,2 m 3 /h) verlassen 

ca. 10% des Infiltrationsvolumens das Feld über die Abstromseite. Bei halber 

Entnahmeleistung der Anlage erhöhen sich die Abstromverluste auf ca. 15% des 

Infiltrationsvolumens (SCHÄFER 1994). 

• Die Abstromseite des Feldes wird ausschließlich vom infiltrierten und gereinigten 

Wasser der Aufbereitungsanlage gespeist. Daher kann das schadstoffhaltige Grundwasser 

das Feld nicht unbehandelt von der Anstrom- zur Abstromseite passieren. 

In Abbildung 9 sind die modellierten Schichten des Vorführtestfeldes, die Lage und die 

Filterstrecken der Beobachtungs- und Multilevelpegel, die Durchlässigkeit (kf -Werte) und 

die schichtenbezogenen prozentualen Entnahmeraten der Wasseraufbereitungsanlage dargestellt. 

Die aufsummierte Entnahmerate wurde von oben nach unten aufgetragen.

Ergebnisse 51 

Schichtlage Schicht- Durch- Entnahme- aufsummierte 

+5,5 m ü. NN 

0,00 m ü. NN 

-3,4 m ü. NN 

-6,0 m ü. NN 

-9,0 m ü. NN 

mächtigkeit lässigkeit rate Entnahmerate 

1,0-3,4 m 

2,6 m 0,606 2,1 

3 m 0,881 3,5 

3,1 m 0,606 2,5 

-12,1 m ü. NN 

-12,8 m ü. NN 0,7 m 12,336 11,4 

-13,6 m ü. NN 0,8 m 0,606 0,6 

-16,3 m ü. NN 

-19,0 m ü. NN 

-21,9 m ü. NN 

2,7 m 12,794 45,7 

2,7 m 6,397 22,8 

2,9 m 2,978 11,4 

ca. 20 m 


Multilevelpegel 

Glimmertonschicht 

[10 -4 m/s] [%] [%] 

Auffüllung 

Kleischicht 

0% 50% 100% 

Abbildung 9: Modellierte Schichtung des Aquifers und Verteilung der Entnahmeraten 

nach (KINZELBACH ET AL. 1993)

Ergebnisse 52 

3.2 Boden 

3.2.1 Schadstoffbelastung der Bodenproben 

Ausgangsbeprobung 

Beim Abteufen der Brunnen des Testfeldes wurden aus dem Bodenmaterial aller Rammkerne 

der Schadstoffsummenparameter EOX bestimmt. Bei EOX-Gehalten über 20 mg/kg 

wurden gaschromatographische Untersuchungen auf BSS durchgeführt. Der Bodenkörper 

des Testfeldes war gering mit chlororganischen Verbindungen belastet; die überwiegende 

Anzahl der Bodenproben (ca. 85%) wies Schadstoffkonzentrationen unterhalb 20 mg 

EOX/kg auf. Die vollständigen Analysenwerte befinden sich im Anhang (Anhang, Tabelle 

9). Tabelle 11 zeigt die Konzentrationsklassen der EOX-Gehalte. 

Tabelle 11: Verteilung der EOX-Konzentrationen im Boden vor Versuch 

Gesamt < NG 

(Ø NG=19 mg/kg) 

Konzentrationsklassen 

< 20 mg/kg 20–50 mg/kg 50–100 mg/kg > 100 mg/kg 

Anzahl 180 145 8 5 18 4 

Anteil 100% 80,6% 4,4% 2,8% 10,0% 2,2% 

Aufgrund der Ergebnisse der EOX-Voruntersuchungen wurden 30 Proben ausgewählt, die 

auf BSS untersucht wurden. Von diesen 30 Proben stammten 9 Proben aus der Aufschüttungs- 

und Kleischicht und 21 Proben aus dem Bodenkörper der für die Bewertung des 

Testbetriebs relevanten ersten Grundwasserschicht. Die 21 Proben stammten aus neun verschiedenen 

Bohrungen, so daß tiefenbezogene Schadstoffprofile aus 1 bis 6 BSS-Analysen 

gebildet werden konnten. 

Die durchschnittlichen Schadstoffkonzentrationen der Anfangsbeprobung betrugen ca. 

14,91 mg BSS/kg. 

Eine vertikale Verteilung der Schadstoffkonzentrationen ist bei Bohrkern 501 zu erkennen. 

Bei diesem Kern nahmen mit wachsender Tiefe auch die Schadstoffkonzentrationen zu. In 

21 m Tiefe wurden in diesem Kern Schadstoffkonzentrationen bis 129 mg BSS/kg analysiert. 

In den Bohrkernen 505 und 506 betrugen die mittleren Schadstoffkonzentrationen 

ca. 1 mg BSS/kg. Bei den anderen Bohrkernen (205, 206, 401 502, 507 und 612) verhindern 

die geringe Anzahl von Analysen Aussagen zur tiefenbezogenen Verteilung der 

Schadstoffgehalte. Das Schadstoffspektrum im Boden wird von den Chlorbenzolen mit 

einem Anteil von 94,1% bestimmt, der Anteil der Hexachlorcyclohexane betrug ca. 2,5% 

und der der Chlorphenole ca. 3,4%.

Ergebnisse 53 

Die Zusammensetzung der Chlorbenzole wurde in Anteilen zwischen 60–90% von den 

dreifach substituierten Chlorbenzolen geprägt. Das häufigste Trichlorbenzolisomer war 

das 1,2,4-TCB, gefolgt von 1,2,3-TCB und 1,3,5-TCB. Von den höher chlorierten Benzolen 

konnten tetrachlorierte Benzole in Anteilen bis 50% der Chlorbenzolbelastung nachgewiesen 

werden. Penta- und hexachlorierte Benzole wurden nur in Anteilen unter 5% 

nachgewiesen. 

Die Zusammensetzung der Chlorphenole wird ausschließlich durch die Kongenere 2,4,5- 

TCP, 3,4-DCP und 2,(4/5)-DCP bestimmt. Die anderen Chlorphenolkongenere hatten keine 

Bedeutung und konnten nur in Anteilen unter 5% der Chlorphenolbelastung nachgewiesen 

werden. 

Das massenmäßig bedeutsamste Hexachlorcyclohexanisomer war δ-HCH, gefolgt von α- 

HCH, β-HCH und ɛ-HCH. Das Zielprodukt der ehemaligen Pestizidproduktion γ-HCH 

(Lindan) konnte in Bodenproben nicht nachgewiesen werden. 

Die vollständigen Analysenwerte befinden sich im Anhang (Anhang, Tabelle 10 und Tabelle 

11). Abbildung 10 zeigt die BSS-Konzentrationen und das Schadstoffmuster der 

Bodenproben; in Abbildung 11 sind die Konzentrationen und das Kongenerenmuster der 

Chlorbenzole dargestellt.

Ergebnisse 54 

Bohrkern und Tiefe 

∑ BSS [mg/kg] 

[m u. GOK] 

0,01 0,1 1 10 100 1000 

501 (T=11,5 m) 

501 (T=15,6 m) 

501 (T=17,5 m) 

501 (T=21,6 m) 

505 (T=19,7 m) 

505 (T=21,7 m) 

505 (T=23,7 m) 

505 (T=25,6 m) 

506 (T= 9,5 m) 

506 (T=11,8 m) 

506 (T=13,6 m) 

506 (T=15,6 m) 

506 (T=17,8 m) 

506 (T=19,6 m) 

205 (T=18,5 m) 

206 (T=24,5 m) 

206 (T=27,4 m) 

401 (T=27,0 m) 

502 (T=16,5 m) 

507 (T= 9,9 m) 

612 (T=12,4 m) 

�� 

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�� 

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�� 

�� 

0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 

Zusammensetzung der BSS 

∑ CB / ∑ BSS [%] 

�� 

∑ HCH / ∑ BSS [%] 

< NG 

< NG 

∑ CP / ∑ BSS [%] 


Abbildung 10: BSS-Gehalte der Bodenproben und prozentuale Anteile der Chlorbenzole, 

Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane (Ausgangsbeprobung)

Ergebnisse 55 


[m u. GOK] 

501 (T=11,5 m) 

501 (T=15,6 m) 

501 (T=17,5 m) 

501 (T=21,6 m) 

505 (T=19,7 m) 

505 (T=21,7 m) 

505 (T=23,7 m) 

505 (T=25,6 m) 

506 (T= 9,5 m) 

506 (T=11,8 m) 

506 (T=13,6 m) 

506 (T=15,6 m) 

506 (T=17,8 m) 

506 (T=19,6 m) 

205 (T=18,5 m) 

206 (T=24,5 m) 

206 (T=27,4 m) 

401 (T=27,0 m) 

502 (T=16,5 m) 

507 (T= 9,9 m) 

612 (T=12,4 m) 

�� 

�� 

�� 

�� 

�� 

�� 

∑ Chlorbenzole [mg/kg] 

0,01 0,1 1 10 100 1000 

< NG 

< NG 

< NG 

< NG 

0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 

Zusammensetzung der Chlorbenzole 

∑ MCB / ∑ CB [%] 

∑ DCB / ∑ CB [%] ∑ TCB / ∑ CB [%] 

∑ tetra-hexaCB / ∑ CB [%] ∑ CB [mg/kg] 

Abbildung 11: Konzentration und Kongenerenmuster der Chlorbenzole in Bodenproben 

der Anfangsbeprobung

Ergebnisse 56 

Endbeprobung 

Bei der Endbeprobung wurden im Gegensatz zur Anfangsbeprobung nur drei Bohrkerne 

gezogen. Da die Nachweisgrenze der EOX-Bestimmung bei ca. 20 mg Cl/kg und damit 

über den erwarteten Schadstoffkonzentrationen lag, wurde auf diesen Schadstoffparameter 

verzichtet. 

Die mittleren Schadstoffkonzentrationen der Endbeprobung betrugen ca. 3,98 mg BSS/kg 

und waren damit deutlich geringer als die der Anfangsbeprobung. Eine tiefenabhängige 

Schadstoffverteilung ist nur bei Bohrkern 506 zu erkennen. Die Schadstoffkonzentrationen 

im Tiefenbereich von 8–14 m u. GOK liegen bei diesem Kern im Mittel bei ca. 

20 mg BSS/kg. Unterhalb von 14 m wurden nur noch Schadstoffkonzentrationen unterhalb 

1 mg BSS/kg nachgewiesen. Der Bohrkern 501 war im Tiefenbereich von 8–16 m u. 

GOK schadstoffrei; unterhalb dieser Tiefe wurden wechselnde BSS-Konzentrationen von 

ca. 0,2–20 mg BSS/kg analysiert. Der Bohrkern 502 kann als gering belastet gelten; die 

geländespezifischen Kontaminanten wurden meist in Konzentrationen unter 1 mg BSS/kg 

vorgefunden. 

Die Zusammensetzung der BSS zeigte während des Versuches keine signifikanten Veränderungen; 

der Anteil der Chlorbenzole betrug 95,2%, die Anteile der anderen Schadstoffgruppen 

(Chlorphenole, Hexachlorcyclohexane und BTEX-Aromaten) betrugen im Mittel 

0,7–2,8%. Bei Betrachtung der einzelnen Bohrkerne ergeben sich in der Zusammensetzung 

der Hauptkontaminanten nur geringe Unterschiede. Im Bohrkern 501 bestimmten 

die Chlorbenzole zu 75–100% die Schadstoffbelastung. Hexachlorcyclohexane bestimmten 

im Tiefenbereich von 16–24 m zu 5–20% die BSS-Belastung, während Chlorphenole 

nur in 2 Bodenproben im Tiefenbereich von 16–20 m u. GOK mit maximal 5% Anteil 

an der BSS-Gesamtbelastung nachgewiesen werden konnten. Im Bohrkern 502 wurden in 

nahezu allen Einzelproben ausschließlich Chlorbenzole nachgewiesen, lediglich im Tiefenbereich 

von 8,0–10,0 m und 16,0–18,0 m konnten Chlorphenole in geringen Anteilen 

erfaßt werden. Hexachlorcyclohexane waren in Proben dieses Kernes nicht nachweisbar. 

Das Schadstoffmuster von Kern 506 wurde von den Chlorbenzolen dominiert, die mit 

einem Anteil von 60–100% die Hauptkontaminante der BSS bildeten. Hexachlorcyclohexane 

konnten in 15,6–19,6 m Tiefe mit einem Anteil von ca. 35% analysiert werden. 

Chlorphenole und BTEX-Aromaten konnten in 8,0–14,0 m Tiefe in maximalen Anteilen 

von 5% der Gesamtbelastung gefunden werden. 

Wie bei der Anfangsbeprobung bestimmten die Trichlorbenzolisomere - und hier vor allem 

das 1,2,4-TCB - die Zusammensetzung der Chlorbenzole. In einzelnen Bohrproben 

konnten auch tetrasubstituierte Chlorbenzole in Anteilen bis zu 30% gefunden werden. Bei 

Bodenproben aus dem Tiefenbereich bis 14 m u. GOK konnten teilweise hohe Monochlorund 

Dichlorbenzolanteile angetroffen werden.

Ergebnisse 57 

Die massenmäßig bedeutsamsten Chlorphenolkongenere waren 2,4,5-TCP, 3,4-DCP und 

2,(4/5)-DCP. Im Gegensatz zur Ausgangsbeprobung konnten in einigen Proben höhere 

Anteile von monosubstituierten Chlorphenolen analysiert werden. 

Die Hexachlorcyclohexane wurden von α- und δ-HCH-Isomeren dominiert, ɛ-HCH konnte 

nur in drei Bodenproben in Anteilen unter 16% der HCH-Gesamtkonzentrationen nachgewiesen 

werden. In keiner Bodenprobe wurden β- und γ-HCH-Isomere gefunden. Abbildung 

12 zeigt die BSS-Konzentrationen und das Schadstoffmuster der Bodenproben; 

in Abbildung 13 sind die Konzentrationen und das Kongenerenmuster der Chlorbenzole 

dargestellt.

Ergebnisse 58 



[m u. GOK] 0,01 0,1 1 10 100 1000 

501 (T= 9,0 m) 

501 (T=10,5 m) 

501 (T=11,0 m) 

501 (T=11,9 m) 

501 (T=13,0 m) 

501 (T=15,0 m) 

501 (T=17,0 m) 

501 (T=19,0 m) 

501 (T=21,0 m) 

501 (T=23,0 m) 

501 (T=25,0 m) 

501 (T=26,8 m) 

502 (T= 9,0 m) 

502 (T=11,0 m) 

502 (T=13,0 m) 

502 (T=15,0 m) 

502 (T=17,0 m) 

502 (T=19,0 m) 

502 (T=21,0 m) 

502 (T=23,0 m) 

502 (T=24,8 m) 

502 (T=26,5 m) 

502 (T=27,0 m) 

506 (T= 9,0 m) 

506 (T= 9,1 m) 

506 (T=11,0 m) 

506 (T=11,8 m) 

506 (T=13,0 m) 

506 (T=13,8 m) 

506 (T=14,8 m) 

506 (T=16,6 m) 

506 (T=18,6 m) 

506 (T=20,6 m) 

506 (T=22,6 m) 

506 (T=24,6 m) 

506 (T=25,9 m) 

�� 

< NG 

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0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 

Zusammensetzung der BSS 

�� ∑ CB / ∑ BSS [%] ∑ CP / ∑ BSS [%] 

�� 

∑ BTXE / ∑ BSS [%] ∑ BSS [mg/kg] 

< NG 

< NG 

< NG 

∑ HCH / ∑ BSS [%] 

Abbildung 12: BSS-Gehalte der Bodenproben und prozentuale Anteile der Chlorbenzole, 

Chlorphenole, Hexachlorcyclohexane und BTEX-Aromaten (Endbeprobung)

Ergebnisse 59 


∑ Chlorbenzole [mg/kg] 

[m u. GOK] 0,01 0,1 1 10 100 1000 

501 (T= 9,0 m) 

501 (T=10,5 m) 

501 (T=11,0 m) 

501 (T=11,9 m) 

501 (T=13,0 m) 

501 (T=15,0 m) 

501 (T=17,0 m) 

501 (T=19,0 m) 

501 (T=21,0 m) 

501 (T=23,0 m) 

501 (T=25,0 m) 

501 (T=26,8 m) 

502 (T= 9,0 m) 

502 (T=11,0 m) 

502 (T=13,0 m) 

502 (T=15,0 m) 

502 (T=17,0 m) 

502 (T=19,0 m) 

502 (T=21,0 m) 

502 (T=23,0 m) 

502 (T=24,8 m) 

502 (T=26,5 m) 

502 (T=27,0 m) 

506 (T= 9,0 m) 

506 (T= 9,1 m) 

506 (T=11,0 m) 

506 (T=11,8 m) 

506 (T=13,0 m) 

506 (T=13,8 m) 

506 (T=14,8 m) 

506 (T=16,6 m) 

506 (T=18,6 m) 

506 (T=20,6 m) 

506 (T=22,6 m) 

506 (T=24,6 m) 

506 (T=25,9 m) 

�� 

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�� 

�� 

�� 

�� 

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0% 10% 20% 30% 40% 50% 60% 70% 80% 90% 100% 

∑ MCB / ∑ CB [%] 

Zusammensetzung der Chlorbenzole 

∑ tetra-hexaCB / ∑ CB [%] ∑ CB [mg/kg] 

< NG 

< NG 

< NG 

< NG 

< NG 

< NG 

∑ DCB / ∑ CB [%] ∑ TCB / ∑ CB [%] 

Abbildung 13: Konzentration und Kongenerenmuster der Chlorbenzole in Bodenproben 

der Abschlußbeprobung

Ergebnisse 60 

3.2.2 Abschätzung der Schadstoffkonzentrationen im Boden vor und nach Sanierung 

EOX-Analytik Im Rahmen der Schadstoffbestandsaufnahme wurden aus dem Bodenkörper 

des ersten Grundwasserleiters 116 Bodenproben auf den Schadstoffsummenparameter 

EOX analysiert. Nur bei 18 Proben konnten EOX-Konzentrationen oberhalb der 

Nachweisgrenze (NG = 19 mg Cl/kg) gefunden werden. Da daher die überwiegende Anzahl 

der Proben Schadstoffkonzentrationen unterhalb der analytischen Nachweisgrenze 

von 19 mg Cl/kg aufwies, sind nur orientierende Abschätzungen der wahren Schadstoffkonzentration 

möglich. Bei Meßwerten unterhalb der Nachweisgrenze liegt die wahre 

Konzentration der Probe zwischen Null und der analytischen Nachweisgrenze. Um auch 

Konzentrationen unterhalb der Nachweisgrenze zu berücksichtigen, wird daher häufig die 

halbe Nachweisgrenze als Meßwert betrachtet (KRAUSE et al. 1989). Die halbe Nachweisgrenze 

kann im Fall von normalverteilten Meßwerten als Mittelwert aller Meßwerte 

unterhalb der Nachweisgrenze gelten (SCHLEYER & KERNDORFF 1992). 

Die mittlere EOX-Konzentration im Boden wurde auf 10 mg Cl/kg - entsprechend der halben 

Nachweisgrenze - abgeschätzt. Der durchschnittliche Chloridgehalt der Chlorbenzole 

lag bei 52%; die EOX-Konzentration von 10 mg Cl/kg entspricht daher einer Chlorbenzolkonzentration 

von 19,2 mg CB/kg. 

BSS-Analytik Bei der Anfangsbeprobung wurden zwanzig Bodenproben aus dem Bodenkörper 

des Testfeldes auf Boehringer Spezifische Schadstoffe analysiert. Die mittlere 

Chlorbenzolkonzentration lag bei 13,28 mg CB/kg. 

3.2.2.1 Abschätzung der Schadstoffbelastung des Bodens vor Versuch 

Unter Anwendung des in Kapitel 2.9 vorgestellten „Linearen Sorptionsmodells“ wurde 

eine Abschätzung der am Bodenkörper des Vorführtestfeldes festgelegten Schadstoffmassen 

vorgenommen. Aus den Chlorbenzolkonzentrationen der Wasserphase, dem organischen 

Kohlenstoffgehalt des Bodens und der Literatur entnommenen kOC -Werten wurde 

die Schadstoffgleichgewichtskonzentration im Boden bestimmt. Nach den analysierten 

Glühverlusten der Bodenproben der Abschlußbeprobung und einer Bohrung außerhalb des 

Werksgeländes wurde der organische Kohlenstoffgehalt des Bodens mit 0,05% angenommen 

(DOTT & JUNGE 1993). 

Die bei der Nullbeprobung analysierte mittlere Chlorbenzolkonzentration im Grundwasser 

lag bei ca. 13,2 mg CB/l. Daraus läßt sich eine durchschnittliche Bodenkontamination von 

ca. 19,18 CB mg/kg errechnen (siehe Kapitel 2.9, Gleichung 1.1 bis Gleichung 1.5). Die 

analysierten durchschnittlichen Bodenwerte betrugen 13,28 mg CB/kg und stehen damit 

in befriedigender Übereinstimmung mit den berechneten Konzentrationen. In Tabelle 12

Ergebnisse 61 

sind die aus den durchschnittlichen Chlorbenzolkonzentrationen im Wasser berechneten 

mittleren Chlorbenzolkonzentrationen im Boden zu Versuchsende dargestellt. 

Tabelle 12: Analysierte und berechnete Chlorbenzolkonzentrationen im Boden zu Versuchsbeginn 

CWasser log Kow log Koc Koc foc Kd CBoden CBoden gemessen 

berechnet gemessen 

mg/l % . 0,01 l/kg mg/kg mg/kg 

MCB 1,33 3,02 2,78 601 0,05 0,30 0,40 0,09 

1,2-DCB 1,07 3,44 3,12 1310 0,05 0,66 0,70 0,30 

1,3-DCB 1,54 3,49 3,18 1522 0,05 0,76 1,17 0,39 

1,4-DCB 2,42 3,44 3,14 1395 0,05 0,70 1,69 0,66 

1,2,3-TCB 1,03 4,11 3,70 4986 0,05 2,49 2,58 1,61 

1,2,4-TCB 4,95 3,97 3,59 3898 0,05 1,95 9,64 8,98 

1,3,5-TCB 0,51 4,17 3,68 4828 0,05 2,41 1,22 0,43 

1,2,3,4-TetCB 0,14 4,55 4,01 10283 0,05 5,14 0,73 0,53 

1,2,(3/4),5-TetCB 0,17 4,60 4,04 10869 0,05 5,43 0,90 0,27 

PCB 0,008 5,12 4,46 29121 0,05 14,56 0,11 0,05 

HCB 0,001 5,41 4,66 45786 0,05 22,89 0,03 < NG 

Summe CB 13,164 19,18 13,28 

3.2.2.2 Abschätzung der Schadstoffbelastung des Bodens nach Versuch 

EOX-Analytik Bei der Endbeprobung wurde aufgrund der hohen Nachweisgrenze auf 

die EOX-Analytik verzichtet. 

BSS-Analytik Bei der Endbeprobung wurden 36 Bodenproben aus dem Bodenkörper 

des Testfeldes auf Boehringer Spezifische Schadstoffe analysiert. Die mittlere Chlorbenzolkonzentration 

lag bei 3,79 mg CB/kg . 

Lineares Sorptionsmodell Aus den bei der Stillstandsbeprobung analysierten Chlorbenzolkonzentrationen 

im Grundwasser von ca. 4,04 mg CB/l wurde eine Bodenkonzentration 

von 6,45 mg CB/kg berechnet. Die analysierten mittleren Chlorbenzolkonzentrationen 

im Boden betrugen ca. 3,79 mg CB/kg. In Tabelle 13 sind die aus den durchschnittlichen 

Chlorbenzolkonzentrationen im Wasser unter Verwendung des in Kapitel 2.9 dargestellten 

Rechenmodelles berechneten mittleren Chlorbenzolkonzentrationen im Boden 

zu Versuchsende dargestellt.

Ergebnisse 62 

Tabelle 13: Analysierte und berechnete Chlorbenzolkonzentrationen im Boden zu Versuchsende 

CWasser log Kow log Koc Koc foc Kd CBoden CBoden gemessen 

berechnet gemessen 

mg/l % . 0,01 l/kg mg/kg mg/kg 

MCB 0,20 3,02 2,78 601 0,05 0,30 0,06 0,17 

1,2-DCB 0,37 3,44 3,12 1310 0,05 0,66 0,24 0,19 

1,3-DCB 0,39 3,49 3,18 1522 0,05 0,76 0,30 0,22 

1,4-DCB 0,40 3,44 3,14 1395 0,05 0,70 0,28 0,34 

1,2,3-TCB 0,32 4,11 3,70 4986 0,05 2,49 0,81 0,31 

1,2,4-TCB 2,22 3,97 3,59 3898 0,05 1,95 4,32 2,39 

1,3,5-TCB 0,09 4,17 3,68 4828 0,05 2,41 0,23 0,08 

1,2,3,4-TetCB 0,01 4,55 4,01 10283 0,05 5,14 0,08 0,05 

1,2,(3/4),5-TetCB 0,02 4,60 4,04 10869 0,05 5,43 0,12 0,04 

PCB 0,001 5,12 4,46 29121 0,05 14,56 0,01 0,001 

HCB 0,0001 5,41 4,66 45786 0,05 22,89 0,001

Ergebnisse 63 

DOTT 1993). Die Besiedlungsdichten der Anfangs- und Abschlußbeprobung können bei 

Kern 501 daher nur bedingt miteinander verglichen werden. 

Der Nachweis auf sulfatreduzierende obligat anaerobe Bakterien war bei der Anfangsbeprobung 

meist negativ. Bei 31 untersuchten Bodenproben konnten nur in 2 Bodenproben 

Sulfatreduzierer mit einem Titer von 0,5 ml nachgewiesen werden. Bei der Abschlußbeprobung 

konnten nur in einer Bodenprobe sulfatreduzierende Bakterien kultiviert werden. 

Methylotrophe Bakterien wurden bei der Anfangsbeprobung in ca. 40% der untersuchten 

Proben in einem maximalen Titer von 0,005 ml nachgewiesen. Ein ähnliches Bild zeigte 

sich bei der Abschlußbeprobung. In 11 von 30 Proben wurden C1-Verwerter mit einem 

maximalen Titer von 0,005 ml gefunden. 

Nitratreduzierende Bakterien wurden bei der Nullbeprobung nur in einer geringen Anzahl 

von Bodenproben nachgewiesen. Bei der Abschlußbeprobung konnten im Tiefenbereich 

bis ca. 18 m u. GOK in Proben aus den Kernen 501 und 506 fast durchgängig Nitratreduzierer 

in einem – verglichen mit der Anfangsbeprobung – erhöhten Titer bis 0,0005 ml 

nachgewiesen werden. 

Bei der Ausgangsbeprobung konnten methylotrophe Bakterien in den Kernen 501, 502 

und 506 nur in zwei Einzelproben gefunden werden. Bei der Endbeprobung konnten im 

Kern 501 über die gesamte untersuchte Tiefe diese physiologische Gruppe mit einem Titer 

zwischen 0,5 und 0,05 ml nachgewiesen werden. Im Kern 502 und 506 konnten bei 

der Endbeprobung gelegentlich methylotrophe Bakterien mit einem maximalen Titer von 

0,05 ml angereichert werden. Die Zelldichten der Bohrkerne 501, 502 und 506 vor und 

nach Versuch sind in Abbildung 14 dargestellt.

Ergebnisse 64 


[m u. GOK] 

501 (T= 9,0 m) * 

501 (T=11,0 m) 

501 (T=13,0 m) 

501 (T=15,0 m) 

501 (T=17,0 m) 

501 (T=19,0 m) 

501 (T=21,0 m) 

501 (T=23,0 m) 

501 (T=25,0 m) 

501 (T=26,8 m) 

502 (T= 9,0 m) 

502 (T=11,0 m) 

502 (T=13,0 m) 

502 (T=15,0 m) 

502 (T=17,0 m) 

502 (T=19,0 m) 

502 (T=21,0 m) 

502 (T=23,0 m) 

502 (T=24,8 m) 

502 (T=26,5 m) 

506 (T= 9,0 m) 

506 (T=11,0 m) 

506 (T=13,0 m) 

506 (T=14,8 m) 

506 (T=16,6 m) 

506 (T=18,6 m) 

506 (T=20,6 m) 

506 (T=22,6 m) 

506 (T=24,6 m) 

506 (T=25,9 m) 

* 

1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 

Zelldichten [KBE/g Boden] 

Anfangsbeprobung (September 1991) Abschlußbeprobung (Februar 1994) 

Zellvermehrung wegen zu langer Lagerzeit (Erläuterung siehe Text) 

Abbildung 14: Zelldichten der Bohrkerne 501, 502 und 506 vor und nach Versuch 

* 

* 

* 

* 

*

Ergebnisse 65 

3.2.4 Toxikologische Untersuchungen 

Ausgewählte Bodenproben der Anfangsbeprobung und alle Bodenproben der Abschlußbeprobung 

wurden mit dem Leuchtbakterientest auf toxische Wirkungen untersucht. Die 

Untersuchung von Bodenproben der Anfangsbeprobung mit dem Daphnientest ergab bei 

sieben untersuchten belasteten Bodenproben nur in einer Probe eine Wirkung. Auf eine 

weitere Anwendung des Daphnientestes wurde deshalb verzichtet. Toxische Wirkungen 

von Bodenproben wurden über den EC20-Wert ausgedrückt. Dieser Wert gibt an, wieviel 

Gramm trockener Boden pro Liter Wasser- bzw. Desorptionslösung nötig sind, um 

eine 20%ige Hemmung im Leuchtbakterientest zu erzielen. In den Abbildungen 15 und 

16 sind auf den jeweiligen Ordinaten die mit dem Faktor 1000 multiplizierten Kehrwerte 

der EC20-Werte aufgetragen; höhere Balken entsprechen daher höheren Toxizitäten. Bei 

toxisch wirkenden Bodenproben sind über den dunkel eingefärbten Balken diejenigen Bodenmengen 

angegeben, die eine 20%ige Hemmung im Lumineszenztest hervorriefen. 

3.2.4.1 Anfangsbeprobung 

Bei der Bestandsaufnahme zeigten 3 Bodenproben aus dem Aufschüttungsbereich stark 

toxische Wirkungen im Leuchtbakterientest. Bei dem Entnahmebrunnen 205 (Tiefe 7 m 

u.GOK), dem Multilevelpegel 507 (Tiefe 9,9 m u. GOK) und dem Multilevelpegel 508 

(Tiefe 5 m u. GOK) wurden EC20-Werte zwischen 6,6–14 g/l nachgewiesen. 

Im Bodenkörper des ersten Grundwasserleiters konnten in zwei Proben des Multilevelpegels 

501 (Tiefenbereich 15,6–17,7 m u. GOK) EC20-Werte von 13–58,8 g/l nachgewiesen 

werden. Toxische Wirkungen (EC20 = 25,3 g/l) zeigten sich in einer Probe des Infiltrationsbrunnens 

401 in 27 m u. GOK und einer Probe des Multilevelpegels 501 in 16,5 m u. GOK. 

Falsch negative Testergebnisse (keine toxischen Wirkungen bei hohen Schadstoffkonzentrationen) 

wurden bei den Proben 508 (Tiefe 1 m u. GOK), 612 (0,5 m u. GOK und 

2,6 m u. GOK) und der Probe 501 (Tiefe 21,6 m u. GOK) gefunden. 

Abbildung 15 zeigt Schadstoffgehalte der Bodenproben der Anfangsbeprobung und die 

erzielten toxischen Wirkungen.

Ergebnisse 66 

Toxizität als 1000/EC 20 [l/g] 

160 

140 

120 

100 

80 

60 

40 

20 

0 

10,5 g/l 

6775 mg BSS/kg 1409 mg BSS/kg 

25,3 g/l 

53,8 g/l 

13 g/l 

45 g/l 

201 (7 m) 

204 (7 m) 

205 (7 m) 

205 (18,5 m) 

206 (24,5 m) 

206 (27,4 m) 

401 (27 m) 

501 (15,6 m) 

501 (17,5 m) 

501 (21,6 m) 

502 (16,5 m) 

504 (6 m) 

505 (19,7 m) 

505 (21,7 m) 

505 (23,7 m) 

505 (25,6 m) 

506 (9,5 m) 

506 (13,6 m) 

506 (17,8 m) 

506 (19,6 m) 

507 (9,9 m) 

508 (1 m) 

508 (5 m) 

612 (0,5 m) 

612 (2,6 m) 

612 (6,8 m) 

612 (12,4 m) 



14, g/l 

6,6 g/l 

111 g/l 

29 g/l 

Schadstoffkonzentration [mg BSS/kg] 

Toxizität < NG Werte über Balken = EC 20 in [g/l] 

Abbildung 15: Toxische Wirkungen und Schadstoffgehalte der Bodenproben der Anfangsbeprobung 

3.2.4.2 Abschlußbeprobung 

Von den 30 untersuchten Bodenproben der Abschlußbeprobung wurde bei 6 Proben eine 

deutliche (EC20 � 100 g/l) und bei zwei Proben eine schwache (EC20 � 100 g /l) Toxizität 

festgestellt. In den drei untersuchten Bohrkernen wirkten alle Proben aus dem oberen Bereich 

des Grundwasserleiters (Tiefe 8–14 m u. GOK) schwach- bis mitteltoxisch. In den 

Bodenschichten unterhalb von 14 m war keine Toxizität nachweisbar. 

Die Ergebnisse der toxikologischen Untersuchungen der Bodenproben der Abschlußbeprobung 

sind in Abbildung 16 dargestellt. 

320 

280 

240 

200 

160 

120 

80 

40 

0 

Schadstoffkonzentration [mg BSS/kg]

Ergebnisse 67 


50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

74,2 g/l 

30,2 g/l 

501 (9 m) 

501 (11 m) 

501 (13 m) 

501 (15 m) 

501 (17 m) 

501 (19 m) 

501 (21 m) 

501 (23 m) 

501 (25 m) 

501 (26,8 m) 

502 (9 m) 

502 (11 m) 

502 (13 m) 

502 (15 m) 

502 (17 m) 

502 (19 m) 

502 (21 m) 

502 (23 m) 

502 (24,8 m) 

502 (26,5 m) 

506 (9 m) 

506 (11 m) 

506 (13 m) 

506 (14,8 m) 

506 (16,6 m) 

506 (18,6 m) 

506 (20,6 m) 

506 (22,6 m) 

506 (24,6 m) 

506 (26,4 m) 


22,9 g/l 

161 g/l 


35,3 g/l 

56,2 g/l 

35,6 g/l 

Schadstoffkonzentration [mg BSS/kg] 

Toxizität < NG Werte über Balken = EC 20 in [g/l] 

Abbildung 16: Toxische Wirkungen und Schadstoffgehalte der Bodenproben der Abschlußbeprobung 

3.3 Wasseraufbereitungsanlage 


In der Wasseraufbereitungsanlage sollte das geförderte Grundwasser durch mikrobiologischen 

Abbau von Schadstoffen gereinigt werden. Schlecht oder nicht abbaubare Schadstoffe 

sollten durch Adsorption in den Aktivkohlefiltern dem Förderwasser entzogen werden. 

Neben den Analysenergebnissen der Versuchsphase (08.09.92 bis 13.12.93) wurden 

zusätzlich die Ergebnisse einer außerplanmäßigen Anlagenbeprobung vor Versuchsbeginn 

(06.08.92) vorgestellt. Aufgrund der hohen Konzentrationsunterschiede zwischen Anlageneingang 

und -ausgang wurde in den Abbildungen die logarithmische Darstellung ge- 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Schadstoffkonzentration [mg BSS/kg]

Ergebnisse 68 

wählt. Unter den Bezeichnungen Enteisenung, Biologie und Aktivkohle sind die jeweiligen 

Ablaufkonzentrationen dieser Stufen dargestellt. 

3.3.1.1 Abnahme der Schadstoffkonzentrationen in den verschiedenen Verfahrensstufen 

der Anlage 

Die Konzentrationen der Boehringer Spezifischen Schadstoffe konnten von der Aufbereitungsanlage 

deutlich reduziert werden. Schon in der Enteisenungsstufe wurden die BSS- 

Konzentrationen von durchschnittlich 3,6 mg BSS/l auf 0,388 mg BSS/l und damit um 

ca. 90% reduziert. Durch die anschließende Biologiestufe konnten ab November 1992 die 

BSS-Konzentrationen auf Werte um 10 µg BSS/l gesenkt und dadurch ebenfalls eine Reduzierung 

von über 90% erreicht werden. Lediglich bei den Probenahmen vom 14.06.93 

und 12.07.93 traten in den Biologiestufen, bei gleichbleibender Eingangsbelastung von 

ca. 0,4 mg BSS/l, erhöhte Ablaufkonzentrationen im Konzentrationsbereich von 0,04– 

0,18 mg BSS/l auf. Durch die Aktivkohlefilterstufe konnten ab November 92 bis September 

93 Anlagenablaufwerte unter 0,001 mg BSS/l erreicht werden. Danach stiegen die 

Anlagenablaufkonzentrationen wieder auf 0,005 mg BSS/l an. 

Nach Passieren der Enteisenungsstufen sanken die Chlorbenzolkonzentrationen von ca. 

3,4 mg CB/l auf 0,33 mg CB/l und damit um ca. 90%. In der Biologiestufe nahmen die 

Konzentrationen bis auf Werte von ca. 0,007 mg CB/l ab. Die Aktivkohlestufen reduzierten 

diese Konzentration um weitere 60–80%, so daß Ablaufkonzentrationen im Bereich von 

0,0002 mg CB/l erreicht wurden. 

Die Chlorphenolkonzentrationen im Anlageneingang von durchschnittlich 0,1 mg CP/l 

wurden in der Enteisenungsstufe um ca. 95% auf ca. 0,005 mg CP/l gesenkt. Die anschließenden 

Biologiestufen verminderten die Konzentrationen um ca. 87% auf ca. 0,0006 mg 

CP/l. Da die Chlorphenole vollständig auf der Aktivkohle adsorbierten, fand keine Infiltration 

von Chlorphenolen in das Feld statt. 

In der Enteisenungsstufe wurden die Hexachlorcyclohexane von ca. 0,1 mg HCH/l auf 

0,043 mg HCH/l und damit um ca. 50% reduziert. Da die Ablaufkonzentrationen der biologischen 

Stufe im späteren Versuchsverlauf im Bereich von 0,005 mg HCH/l lagen, wurde 

in der Biologiestufe eine weitere Reduktion um ca. 80% erreicht. Ab der Probenahme vom 

27.04.93 waren im Anlagenablauf die HCH-Konzentrationen unterhalb der analytischen 

Nachweisgrenze. 

Allen drei Verfahrensstufen (Enteisenung, Biologie und Aktivkohle) war gemeinsam, daß 

erst nach 4 Monaten Versuchsbetrieb stabile und geringe Ablaufkonzentrationen erreicht 

werden konnten. Dies ist, auch bei den Aktivkohlestufen, auf mikrobielle Adaptationsvorgänge 

zurückzuführen. In den Abbildungen 17 bis 20 sind die Konzentrationen der BSS, 

Chlorbenzole, Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane nach den verschiedenen Verfahrensstufen 

der WAA dargestellt.

Ergebnisse 69 

∑ BSS [mg/l] 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

06.08.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

Anlageneingang Enteisenung Biologie Aktivkohle 

Abbildung 17: BSS-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

∑ Chlorbenzole [mg/l] 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

06.08.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 


Abbildung 18: Chlorbenzol-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

27.04.93 

27.04.93 

14.06.93 

14.06.93 

12.07.93 

12.07.93 

16.08.93 

16.08.93 

13.09.93 

13.09.93 

25.10.93 

25.10.93 

06.12.93 

06.12.93

Ergebnisse 70 

∑ Chlorphenole [mg/l] 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

06.08.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 


Abbildung 19: Chlorphenol-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

∑ Hexachlorcyclohexane [mg/l] 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

06.08.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 


Abbildung 20: Hexachlorcyclohexan-Konzentrationen nach den Verfahrensstufen der 

Wasseraufbereitungsanlage 

27.04.93 

27.04.93 

14.06.93 

14.06.93 

12.07.93 

12.07.93 

16.08.93 

16.08.93 

13.09.93 

13.09.93 

25.10.93 

25.10.93 

06.12.93 

06.12.93

Ergebnisse 71 

3.3.1.2 Einzelstoffbezogene Abnahme der Schadstoffkonzentrationen in den Enteisenungs- 

und Biologiestufen 

In Tabelle 14 sind die relativen Abbauwirkungsgrade der Enteisenungs- und Biologiestufen 

sowie des gesamten biologischen Komplexes (Enteisenung und Biologie) dargestellt. 

Der Begriff „Abbau“ wird als Synonym für die Begriffe Reduktion, Verringerung oder Verminderung 

gebraucht. Die monatlichen Abbauwirkungsgrade der Enteisenungs- und Biologiestufe 

errechnen sich aus den jeweiligen Zu- und Ablaufkonzentrationen dieser Stufen, 

der Abbauwirkungsgrad des biologischen Komplex ergibt sich aus den Zulaufkonzentrationen 

der Enteisenungsstufe und den Ablaufkonzentrationen der Biologiestufen. Da nur 

in der aeroben Phase alle Verfahrensstufen auf BSS analysiert wurden, wurde ausschließlich 

auf die Analysenergebnisse dieser Phase (07.10.92 bis 13.12.93) Bezug genommen 

(n=13). 

Monochlorbenzol und die disubstituierten Chlorbenzole wurden von der Enteisenung mit 

einem Wirkungsgrad über 90% eliminiert. Da die Biologiestufen ähnlich hohe Abbaugrade 

aufwiesen, wurde ein biologischer Gesamtwirkungsgrad von nahezu 100% für die 

Substanzgruppe der mono- und disubstituierten Chlorbenzole erreicht. Von den dreifach 

substituierten Chlorbenzolen konnten in der Enteisenungsstufe die Konzentrationen des 

1,2,4-TCB um ca. 93% reduziert werden. Die Schadstoffgehalte von 1,2,3- und vor allem 

1,3,5-TCB wurden in geringerem Maße verringert. Durch die anschließende Biologiestufe 

konnten die dreifach chlorierten Benzole, mit Ausnahme des 1,3,5-TCB, nahezu vollständig 

eliminiert werden. Bei den tetra- bis hexasubstituierten Chlorbenzolen erreichte die 

Enteisenungsstufe einen Wirkungsgrad von ca. 50%, die Biologiestufe einen von ca. 80%, 

so daß diese Schadstoffe von der Anlage mit einem Wirkungsgrad von 80–90% abgebaut 

wurden. Bei den höher chlorierten Chlorbenzolen war der Abbauwirkungsgrad der 

Biologiestufe in allen Probenahmen höher als der der Enteisenungsstufe. Bei einzelnen 

Chlorbenzolen (1,2,3-TCB bis PCB) stiegen die Reduktionswirkungsgrade aufgrund von 

mikrobiellen Adaptationsvorgängen im Verlauf der aeroben Phase an. 

In der Schadstoffgruppe der Hexachlorcyclohexane konnten von der Enteisenung nur die 

Konzentrationen des α- und γ-HCH in nennenswertem (ca. 65%) Umfang verringert werden. 

Die Konzentrationen der anderen Isomere (β-, δ- und ɛ-HCH) blieben in dieser Stufe 

unverändert. In den Biologiestufen wurden, abgesehen von β- und ɛ-HCH, die Konzentrationen 

aller anderen Isomere um ca. 92–96% reduziert. Die Isomere β- und ɛ-HCH müssen 

daher als schlecht abbaubar angesehen werden. 

Die Chlorphenole wurden in Enteisenungsstufe, abgesehen von 2- und 4-MCP, mit einem 

Wirkungsgrad zwischen 80–100% abgebaut. Da in der Biologiestufe diese beiden 

Substanzen ebenfalls abgebaut wurden, kann von einem nahezu vollständigen Abbau der 

Chlorphenole innerhalb der Anlage ausgegangen werden. In Tabelle 14 sind die Reduktionswirkungsgrade 

der biologischen Stufen für die Chlorbenzole, Chlorphenole und Hexachlorcyclohexane 

dargestellt.

Ergebnisse 72 

Tabelle 14: Abbauwirkungsgrade der Wasseraufbereitungsanlage für die aerobe Versuchsphase 

Schadstoffgruppe/ 

Schadsto 

mittlere Konzentrationen 

i 

Anlageneingang 

relativer Abbauwirkungsgrad 

"Enteisenung" 


"Biologie" 


"biologischer Komplex" 

[µg/l] [%] [%] [%] 

Chlorbenzole 

MCB 101 96,51 98,44 99,90 

1,2-DCB 155 95,47 99,42 99,90 

1,3-DCB 228 89,51 97,67 98,99 

1,4-DCB 287 97,72 91,67 99,97 

1,2,3-TCB 270 65,67 93,93 94,55 

1,2,4-TCB 2070 92,70 99,91 99,99 

1,3,5-TCB 92 19,70 90,41 91,78 

1,2,3,4-TetCB 41 55,85 94,25 94,76 

1,2,(3/4),5-TetCB 42 62,94 89,18 92,89 

PCB 2 33,18 84,55 86,21 

HCB 


0,2 44,44 64,29 83,33 

α-HCH 49 72,94 92,47 98,48 

β-HCH 3 -1,75 11,92 10,38 

γ-HCH 3 62,65 96,32 97,89 

δ-HCH 28 16,48 92,35 92,85 

ε-HCH 6 6,42 19,46 25,33 

Chlorphenole 

2-MCP 0,7 31,48 97,08 95,65 

3-MCP 1,3 88,32 96,36 99,23 

4-MCP 0,8 69,52 97,21 99,30 

2,3-DCP 0,4 97,34 < 100,00 < 100,00 

2,(4/5)-DCP 11,7 81,02 90,69 98,13 

2,6-DCP 0,2 94,72 < 100,00 < 100,00 

3,4-DCP 26,2 94,86 86,89 99,31 

3,5-DCP 0,5 98,75 < 100,00 < 100,00 

2,3,4-TCP 0,1 98,34 < 100,00 < 100,00 

2,3,5-TCP 0,5 < 100,00 / < 100,00 

2,3,6-TCP 0,1 95,89 < 100,00 < 100,00 

2,4,5-TCP 33,3 97,68 62,87 99,48 

2,4,6-TCP 1,7 99,35 86,01 99,93 

3,4,5-TCP 0,2 < 100,00 / < 100,00 

2,3,4,5-TetCP 0,3 < 100,00 / < 100,00 

2,3,4,6-TetCP 1,1 98,49 < 100,00 < 100,00 

2,3,5,6-TetCP 0,2 < 100,00 / < 100,00 

PCP 0,4 < 100,00 / < 100,00 

Legende: 

/ = Zulaufkonzentrationen kleiner Nachweisgrenze, kein Wirkungsgrad berechenbar 

< 100,00 = Ablaufkonzentrationen kleiner Nachweisgrenze, Wirkungsgrad daher kleiner 100% 

Nachweisgrenzen = MCB = 1–20µg/l, DCB–HCB = 0,1–0,5µg/l; α−ε-HCH = 0,1µg/l; MCP–PCP = 0,1µg/l

Ergebnisse 73 

3.3.1.3 Veränderung der Schadstoffzusammensetzung innerhalb der Anlage 

Die unterschiedliche mikrobielle Abbaubarkeit der Einzelschadstoffe verursachte in den 

Filterabläufen der verschiedenen Verfahrensstufen relative Anreicherungen von schlecht 

abbaubaren Verbindungen. 

Das schlecht abbaubare 1,3,5-TCB machte im Anlageneingang ca. 2,8% der Chlorbenzolkonzentration 

aus, nach Passage der Enteisenungsstufe stieg der Anteil auf 35%, und nach 

Durchlaufen der biologischen Stufen konnte es in Anteilen von ca. 75% nachgewiesen 

werden. Eine temporäre relative Akkumulation wurde für 1,2,3-TCB in der Enteisenung 

beobachtet. Der Anteil von ca. 8,3% im Förderwasser erhöhte sich in der Enteisenung auf 

24,3%, in den Biologiestufen wurde dieses Chlorbenzolkongener nahezu vollständig abgebaut. 

Tetra- bis hexasubstituierte Chlorbenzole reicherten sich ebenfalls in den Abläufen 

der Enteisenungs- und Biologiestufen an. 

Für die Schadstoffgruppe der Hexachlorcyclohexane konnten selektive Abreicherungen 

der gut abbaubaren α- und γ-Isomere beobachtet werden, während die prozentualen Anteile 

der beiden schlecht abbaubaren ɛ- und β-Isomere sich beim Anlagendurchgang um 

Faktor 10 erhöhten. In den Abbildungen 21 und 22 sind die Verteilungsmuster der Chlorbenzolkongenere 

und Hexachlorcyclohexanisomere im Anlageneingang und in den Filterabläufen 

der Enteisenungs- und Biologiestufen dargestellt.

Ergebnisse 74 

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Abbildung 21: Verteilungsmuster der Chlorbenzolkongenere im Anlageneingang und 

nach der Enteisenungs- und Biologiestufe

Ergebnisse 75 

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Abbildung 22: Verteilungsmuster der HCH-Isomere im Anlageneingang und nach der 

Enteisenungs- und Biologiestufe

Ergebnisse 76 

3.3.2 Schadstoffluß in der Wasseraufbereitungsanlage 

Die Berechnung der Schadstoffströme innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage soll dazu 

dienen, die Schadstoffmenge zu quantifizieren, die mikrobiell abgebaut wurde. Im Rahmen 

der Schadstoffbilanzierung wurde ausschließlich auf die Analysenergebnisse der Einzelstoffanalytik 

(BSS) zurückgegriffen. Eine Schadstoffbilanzierung unter Verwendung 

der Schadstoffsummenparameter AOX und EOX war nicht möglich, da die AOX-Analytik 

zu methodischen Minderbefunden führte und der Schadstoffparameter EOX erst im späteren 

Versuchsverlauf (ab 30.03.93) eingeführt wurde. Bilanzzeitraum war die gesamte 

Betriebsphase vom 15.06.92–13.12.93. 

Die Schadstoffbilanz berücksichtigt folgende Schadstoffquellen und -senken: 

Z Schadstoffzufuhr über den Anlageneingang 

A Schadstoffentzug durch die adsorptive Festlegung von Schadstoffen in den Filtermaterialien 

der einzelnen Verfahrensstufen AFE, ABIO, AAK (Enteisenung = „FE“, 

Biologiestufe = „BIO“, Aktivkohlestufe = „AK“) 

S Schadstoffentzug durch den ausgeschleusten schadstoffbeladenen Rückspülschlamm 

aus den Enteisenungs- und Biologiestufen SFE+BIO 

R Schadstoffreduktion in den einzelnen Verfahrensstufen RFE, RBIO, RAK 

I Schadstoffentzug durch Infiltration von Schadstoffen. 

Die Menge der mikrobiell abgebauten Schadstoffe innerhalb der Ablage errechnet sich 

nach folgenden Formeln: 

Z= RFE + RBIO + RAK + I 

Schadstoffzufuhr in die Anlage 

AbbauFE= RFE − AFE − SFE+BIO 

Abbauleistung einer Stufe am Beispiel der Enteisenung 

AbbauWAA= RFE + RBIO + RAK − SFE+BIO + (AFE + ABIO + AAK) + I 

Gesamtabbauleistung der WAA

Ergebnisse 77 

3.3.2.1 Schadstoffreduktion in den einzelnen Verfahrensstufen 

Die Wasseraufbereitungsanlage wurde über den gesamten Betriebszeitraum (15.06.92 bis 

13.12.93) bilanziert. Schadstoffbezogene Analytik in den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

wurde jedoch erst in der eigentlichen Versuchsphase (22.08.92–13.12.93) 

durchgeführt. Für den Zeitraum vom 15.06.93 bis 21.08.92 mußten daher die Zu- und Ablaufkonzentrationen 

der Filterstufen der Wasseraufbereitungsanlage berechnet oder abgeschätzt 

werden. 

Die Schadstoffkonzentrationen im Anlageneingang zu Betriebsbeginn (15.06.92) wurde 

aus den Schadstoffkonzentrationen der Entnahmebrunnen 201–206 (20.01.92) und den 

Analysenergebnissen der ersten Anlagenbeprobung (06.08.92) berechnet. Die berechnete 

Schadstoffkonzentration im Anlageneingang von 10 mg BSS/l wurde auch für den Ablauf 

der Enteisenungs- und Biologiestufen angesetzt, da anzunehmen war, daß die biologisch 

arbeitenden Stufen zu Betriebsbeginn noch keine abbauende Wirkung aufwiesen. Der Ablauf 

der Aktivkohlestufe wurde zu diesem Zeitpunkt als schadstoffrei angesehen. Tabelle 

15 zeigt die für die Schadstoffbilanzierung verwendeten Schadstoffkonzentrationen. 

Tabelle 15: Schadstoffkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

Datum Eingang Enteisenung Biologie Aktivkohle 

BSS [mg/l] BSS [mg/l] BSS [mg/l] BSS [mg/l] 

20.01.1992 18,17 A n.v. n.v. n.v. 

15.06.1992 10,00 B 10,00 C 10,00 C 0,00 C 

06.08.1992 7,17 D 2,26 D 1,00 D 0,00 D 

Legende: 

A = Mittelwert der Entnahmebrunnen 201 - 206 

B = berechnete Konzentrationen (nach Gleichung 3.1) 

C = geschätzte Konzentrationen 

D = analysierte Konzentrationen 

n.v. = nicht vorhanden 

Die Schadstoffreduktion der einzelnen Behandlungsstufen wurde aus den Schadstoffkonzentrationen 

im Zu- und Ablauf und den Durchflußmengen berechnet. Da die Analyse der 

Schadstoffzu- und ablaufkonzentrationen der einzelnen Verfahrensstufen nur einmal im 

Monat stattfand, wurden die täglichen Konzentrationen berechnet.

Ergebnisse 78 

Die für einen Tag (n) berechnete BSS-Zulaufkonzentration (CZulauf(n)) eines Filters leitet 

sich aus den aufeinander folgenden Schadstoffkonzentrationen (CZulauf(a) und CZulauf(b)) 

zu den Probenahmezeitpunkten (a und b) ab. Nach Gleichung 3.1 erfolgte die Berechnung 

der Schadstoffkonzentrationen im Zulauf eines Filters; die Berechnung der Ablaufkonzentrationen 

erfolgte analog. 

CZulauf(n)= CZulauf(a)+( C Zulauf(b)−C Zulauf(a) 

b−a ) · (n − a) Gleichung 3.1 

Bedingungen: 

a � n � b 

a bis q = Probenahmezeitpunkte in Sanierungstage 

Durch Multiplikation der täglichen Durchflußmengen (Qn) mit der Differenz aus Zu- und 

Ablaufkonzentrationen (CZulauf(n) und CAblauf(n)) wird die tägliche Schadstoffreduktion 

einer Verfahrensstufe berechnet. Die Gesamtschadstoffreduktion eines Filters (RFilter) für 

den gesamten Betriebszeitraum ergibt sich aus der Multiplikation der jeweiligen täglich 

erreichten Schadstoffreduktion mit der Anzahl der Betriebstage (n=546) nach Gleichung 

3.2. 

RFilter = 546 � 

Qn · (CZulauf(n) − CAblauf(n)) Gleichung 3.2 

n=1 

Vom 15.06.1992 bis 13.12.1993 wurden dem Vorführtestfeld über das geförderte Grundwasser 

1703 kg „Boehringer Spezifische Schadstoffe“ entzogen. Durch die Enteisenungsstufen 

wurde eine Schadstoffreduktion von 1247 kg BSS, durch die Biologiestufen eine 

Reduktion von 182 kg BSS und in der Aktivkohlestufe eine weitere Reduktion von 273 kg 

BSS erreicht. Die während der gesamten Betriebsphase infiltrierte Schadstoffmenge betrug 

ca. 0,56 kg BSS. In Tabelle 16 sind die monatlichen Eingangsfrachten und Schadstoffreduktionen 

der einzelnen Verfahrensstufen aufgeführt. Auf die Darstellung der monatlich 

infiltrierten Schadstoffmengen wurde verzichtet.

Ergebnisse 79 

Tabelle 16: Schadstoffreduktion in den Enteisenungs-, Biologie- und Aktivkohlefiltern 

während der Betriebsphase 

Zeitrau Durchsatz Eingang Reduktion Reduktion Reduktion 

"Enteisenung" "Biologie" "Aktivkohle" 

[m3 ] [kg BSS] [kg BSS] [kg BSS] [kg BSS] 

15.06.–30.06.92 9014 86,05 8,01 1,96 76,07 

01.07.–31.07.92 30975 257,67 91,87 23,38 142,38 

01.08.–31.08.92 22747 147,18 99,78 24,43 22,84 

01.09.–30.09.92 30397 143,14 110,94 16,13 15,54 

01.10.–31.10.92 29555 117,63 106,46 4,28 6,71 

01.11.–30.11.92 29926 102,78 86,33 14,05 2,25 

01.12.–31.12.92 28423 112,71 92,33 19,86 0,43 

01.01.–31.01.93 15635 60,33 56,55 3,55 0,20 

01.02.–28.02.93 17733 91,84 85,91 5,69 0,22 

01.03.–31.03.93 19986 102,17 89,76 12,18 0,21 

01.04.–30.04.93 17381 81,95 70,10 11,66 0,16 

01.05.–31.05.93 16082 61,82 53,18 7,42 1,20 

01.06.–30.06.93 21672 45,84 35,59 7,07 3,15 

01.07.–31.07.93 26002 59,17 49,82 8,23 1,08 

01.08.–31.08.93 23628 58,99 53,19 5,51 0,26 

01.09.–30.09.93 23136 53,33 46,27 6,87 0,15 

01.10.–31.10.93 22324 48,13 42,97 4,97 0,15 

01.11.–30.11.93 20689 54,24 50,32 3,69 0,15 

01.12.–13.12.93 8942 18,28 17,24 0,97 0,05 

Summe 414247 1703,26 1247,61 181,89 273,20 

Die von den biologisch aktiven Stufen (Enteisenungs- und Biologiestufe) erreichten Schadstoffreduktionsgrade 

stiegen während des Versuchsverlaufes an. Ab Januar 93 wurden von 

der Enteisenungsstufe ca. 90% der geförderten Schadstoffe eliminiert. Durch die Biologiestufen 

konnte eine weitere absolute Schadstoffreduktion von ca. 10% erreicht werden. 

Werden die Reduktionsgrade der beiden biologisch arbeitenden Stufen aufsummiert, wurden 

von Dezember 92 bis Versuchsende Schadstoffreduktionen von meist über 99% erreicht. 

In Abbildung 23 sind die Reduktionsgrade der Enteisenungs-, Biologie- und Aktivkohlestufe 

sowie der Reduktionsgrad des „biologischen Komplexes“ dargestellt.

Ergebnisse 80 

Absolute Schadstoffreduktion [%] 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

15.-30.06.92 

01.-31.07.92 

01.-31.08.92 

01.-30.09.92 

01.-31.10.92 

01.-30.11.92 

01.-31.12.92 

01.-31.01.93 

01.-28.02.93 

01.-31.03.93 

Enteisenungsstufe Biologiestufe Aktivkohlestufe 

01.-30.04.93 

01.-31.05.93 

01.-30.06.93 

Enteisenungs- und Biologiestufe (Biologischer Komplex) 

Abbildung 23: Absolute Schadstoffreduktion in den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

über den gesamten Betriebszeitraum 

Die Bilanzgrößen ergeben sich zu: 

Z = 1703, 26 kg BSS Schadstoffmenge im Anlageneingang 

RFe= 1247, 61 kg BSS Schadstoffreduktion in den Enteisenungsstufen 

RBio= 181, 89 kg BSS Schadstoffreduktion in den Biologiestufen 

RAK= 273, 20 kg BSS Schadstoffreduktion in den Aktivkohlestufen 

RAK= 0, 56 kg BSS Schadstoffmengen im Anlagenausgang 

01.-31.07.93 

01.-31.08.93 

01.-30.09.93 

01.-31.10.93 

01.-30.11.93 

01.-13.12.93

Ergebnisse 81 

3.3.2.2 Schadstoffbelastung des Rückspülschlammes 

Während des Versuchsbetriebes fanden drei Aufbereitungen des angefallenen Rückspülschlammes 

der Enteisenungs- und Biologiestufen statt. Bei der endgültigen Leerung der 

Schlammvorratsbehälter im Mai 1994 wurde festgestellt, daß bei den vorangegangenen 

Schlammbehandlungen nicht der gesamte Schlamm erfaßt und abgepumpt werden konnte. 

Die zur vollständigen Leerung der Vorratsbehälter erforderliche vierte Schlammbehandlung 

wurde deshalb ebenfalls in der Bilanzierung berücksichtigt. Die Schadstoffkonzentrationen 

des Rückspülschlammes lagen zwischen 2,91–182,54 mg BSS/kg, wobei der 

Schlamm der ersten Pressung die höchsten Schadstoffgehalte aufwies. Über den Rückspülschlamm 

wurden aus der Wasseraufbereitungsanlage ca. 0,27 kg Schadstoffe ausgetragen. 

Der Rückspülschlamm kann zwar aufgrund seiner BSS-Gehalte als minder belastet gelten, 

muß jedoch wegen seiner hohen Dioxin- und Furangehalte (ca. 1 mg/kg) als Sonderabfall 

angesehen werden. Die Dioxin- und Furankonzentrationen des Schlammes sind im Anhang 

(Anhang, Tabelle 8) aufgeführt. Tabelle 17 zeigt die jeweiligen Schadstoffgehalte 

und Schlammengen der Schlammbehandlungen. 

Tabelle 17: Schadstoffkonzentrationen und -massen des Rückspülschlamms 

Einheit Pressung Pressung Pressung Pressung 

20.08.92 15.12.92 10.06.93 26.05.94 

Filtrat m3 20 18 10 46 

Zuschlagsstoffe (Sägemehl) kg - 320 160 1000 

Gewicht (brutto) kg 2570 2600 1170 11140 

Gewicht (netto) kg 2570 2280 1010 10140 

Wassergehalt % 71,30 87,24 82,25 51,96 

Chlorbenzole mg/kg TS 160,55 2,48 12,8 25,5 

Chlorphenole mg/kg TS 14,93 0,43 1,35 0,13 

Hexachlorcyclohexane mg/kg TS 7,07 < 0,22 2,04 0,68 

BTEX Aromaten mg/kg TS 0,38 n. b. n. b. n. b. 

BSS mg/kg TS 182,54 2,91 16,19 26,31 

EOX mg/kg TS n. b. 43,24 < 103 n. b. 

Schadstoffmengen g 134,64 0,85 2,9 128,15 

Die Bilanzgröße ergibt sich zu: 

SFe+BIO= 0, 27 kg BSS Schadstoffmenge im Rückspülschlamm

Ergebnisse 82 

3.3.2.3 Schadstoffbelastung im Filtermaterial aller Verfahrensstufen 

Unmittelbar nach Versuchsende wurden jeder zweite Enteisenungs- und Biologiefilter und 

alle vier Aktivkohlefilter beprobt und auf BSS untersucht. Zusätzlich wurden die Filterbetten 

der Aktivkohlefilter auf den Summenparameter EOX untersucht. In den Filtermaterialien 

der Enteisenungsstufen wurden Schadstoffkonzentrationen von ca. 5 mg BSS/kg 

und in der Aktivkohle bis 8000 mg BSS/kg ermittelt. Im Filtermaterial der Biologiestufen 

waren die Schadstoffkonzentrationen unterhalb der analytischen Nachweisgrenze. 

Der Filterkies der Enteisenungs- und Biologiestufen war deutlich geringer belastet als der 

Filterinhalt der Aktivkohlestufe. Die vier Aktivkohlestufen zeigten differierende Schadstoffkonzentrationen 

im Bereich von 1531–8447 mg BSS/kg. Die unterschiedlichen Schadstoffkonzentrationen 

in den vier Filtern deuten auf eine ungleichmäßige Schadstoffbeladung 

der Aktivkohlebetten hin. Da das Filterbett der Aktivkohlefilter nicht über die gesamte 

Höhe beprobt werden konnte, konnten die Filterproben nur als Mischproben aus 

den oberen 2 m der Schüttung gewonnen werden. 

Die aus den analysierten BSS-Konzentrationen unter Verwendung des spezifischen Chloranteils 

der Einzelverbindungen berechneten EOX-Konzentrationen stimmen gut mit den 

analysierten EOX-Konzentrationen überein. Die analysierten EOX-Konzentrationen können 

zu ca. 87% aus den berechneten EOX-Konzentrationen erklärt werden. Dies impliziert, 

daß die Schadstoffbeladung der Aktivkohlefilter zu hohen Anteilen (87%) durch die Einzelsubstanzen 

der BSS verursacht wurde und nur ein geringer Teil (13%) der Beladung 

auf chlorierte Metaboliten zurückgeführt werden kann. In Tabelle 18 sind die analysierten 

Schadstoffkonzentrationen im Filtermaterial der einzelnen Verfahrensstufen dargestellt 

Tabelle 18: Schadstoffkonzentrationen in den Filtermaterialien der Enteisenungs,- Biologie- 

und Aktivkohlestufe 

Einheit Enteisenung Biologie Aktivkohle 

Fe101 Fe103 Bio221 Bio223 Bio225 AK301 AK302 AK303 AK304 

Wassergehalt % 32,4 24,2 9,8 4,7 8 29,4 33,4 41,4 28,8 

Summe CB mg/kg TS 6,66 4,15 < NG < NG < NG 7730 4120 3860 1360 

Summe CP mg/kg TS 0,16 0,12 < NG < NG < NG 64 30 27 8 

Summe HCH mg/kg TS 0,1 0,05 < NG < NG < NG 657 502 307 166 

BSS mg/kg TS 6,91 4,33 0,00 0,00 0,00 8447 4649 4195 1531 

EOX mg/kg TS n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 5290 2820 2610 970 

berechneter EO mg/kg TS 4592 2527 2280 832 

Mit den analysierten Schadstoffkonzentrationen der Filtermaterialien kann die in den jeweiligen 

Filtern adsorbierte Schadstoffmasse errechnet werden. Im Filterkies der Enteisenungs- 

und Biologiestufen waren zu Versuchsende jeweils zwischen 40–50 g BSS

Ergebnisse 83 

festgelegt. Die Schadstoffkonzentrationen im Filterkies der Biologiestufen wurden mit den 

halben analytischen Nachweisgrenze abgeschätzt (SCHLEYER & KERNDORFF 1992). Die 

adsorbierte Schadstoffmenge in den Aktivkohlestufen betrug ca. 47,3 kg BSS. In Tabelle 

19 sind die in den Filtermaterialien der einzelnen Verfahrensstufen festgelegten Schadstoffmengen 

aufgeführt. 

Tabelle 19: Schadstoffmassen in den Filtermaterialien der Enteisenungs-, Biologie und 

Aktivkohlestufen 

Einheit Enteisenung Biologie Aktivkohle 

Anzahl Filter 4 6 4 

Durchmesser m 1,2 1,6 1,6 

Filterhöhe m 0,9 2,3 2,5 

Volumen Filterbett m 3 1,0 4,6 5 

Schüttgewicht Füllmaterial t/ 3 1,71 1,71 0,5 

Schadstoffkonzentration im Filtermaterial mg BSS/kg TS 5,62 0,95 4705,0 

Schadstoffmengen im Filter kg BSS 0,04 0,05 47,3 

Die Bilanzgrößen ergeben sich zu: 

AFE= 0, 04 kg BSS Adsorbierte Schadstoffmenge in den Enteisenungsfiltern 

ABIO= 0, 05 kg BSS Adsorbierte Schadstoffmenge in den Biologiefiltern 

AAK=47, 30 kg BSS Adsorbierte Schadstoffmenge in den Aktivkohlefiltern 

3.3.2.4 Schadstoffbilanz der Anlage 

Die Schadstoffbilanzierung der Anlage ergab, daß von den zugeflossenen 1703,3 kg Schadstoff 

möglicherweise 1654,21 kg mikrobiell abgebaut wurden. Im Filtermaterial der Enteisenungs- 

und Biologiestufen konnten nur ca. 90 g Schadstoffe analysiert werden. In den 

vier Aktivkohlefiltern konnten ca. 47,3 kg BSS und damit relativ hohe Schadstoffmengen 

nachgewiesen werden. Über den Rückspülschlamm der Enteisenungs- und Biologiestufen 

wurden 0,27 kg Schadstoffe ausgetragen. Da im Filtermaterial der biologisch aktiven Stufen 

(Enteisenung und Biologie) nur geringe Schadstoffmengen adsorbierten und darüber 

hinaus der Rückspülschlamm dieser Stufen ebenfalls nur gering belastet war, müssen die 

erzielten Schadstoffreduktionen dem mikrobiellen Abbau zugeschrieben werden. In nachfolgender 

Gleichung ist das Ergebnis der schadstoffbezogenen Anlagenbilanz dargestellt. 

AbbauWAA = RFE + RBIO + RAK − SFE+BIO − (AFE + ABIO + AAK) − I

Ergebnisse 84 

1654, 21 = 1247, 61 + 181, 89 + 273, 20 − 0, 27 − (0, 04 + 0, 05 + 47, 3) − 0, 56 

Da sich die schadstoffbezogene Anlagenbilanz über die gesamte Betriebsphase erstreckte, 

wurden auch die Schadstoffmengen berücksichtigt, die zu Versuchsbeginn infolge der 

noch ungenügend eingearbeiteten Enteisenungs- und Biologiefilter die Aktivkohlestufe 

stark belasteten. Von den 273,76 kg BSS, die in die Aktivkohlestufen gelangten, konnten 

nach Analytik der Aktivkohle ca. 47,3 kg wiedergefunden werden. Dies impliziert, daß 

die Differenz von 225,9 kg BSS mikrobiell abgebaut worden sind. Da die Aktivkohlefilter 

jedoch inhomogen mit Schadstoffen beladen waren und darüber hinaus bei der Probenahme 

nicht die gesamte Filterhöhe angesprochen werden konnte, ist zu vermuten, daß 

durch die analysierten Schadstoffkonzentrationen die adsorbierten Schadstoffmengen unterschätzt 

werden. Die Menge der mikrobiell abgebauten bzw. adsorbierten Schadstoffe in 

der Aktivkohlestufe ist nicht quantifizierbar, es werden daher in Abbildung 24 Minimalund 

Maximalwerte aufgeführt. Nachfolgende Abbildung 24 zeigt den Schadstoffluß der 

Wasseraufbereitungsanlage. Die Prozentangaben bezeichnen die abgebauten, adsorbierten 

und infiltrierten Schadstoffmengen in Bezug zu der dem Feld entnommenen Schadstoffmenge. 

Entnahme 

Z=1703,26 kg 

100% 

Adsorption 

AFE=0,04 kg 

0,002% 

Enteisenung 

RFE=1247,6 kg 

Abbau 1247,3 kg 

73,2% 

Adsorption 

ABIO=0,05 kg 

0,003% 

455,65 k 

Biologie 

RBIO=181,89 kg 

273,76 k 

Rückspülschlamm 

SFE+BIO=0,27 kg 

0,016% 

Abbau 181,84 kg 

10,7% 

Abbildung 24: Schadstoffluß der Wasseraufbereitungsanlage 

3.3.3 Chemisch-physikalische und anorganische Parameter 

Adsorption 

AAK=47,3-273,2 kg 

2,8-16,04% 

Aktivkohle 

RAK=273,20 kg 

Abbau 0-225,9 kg 

0-13,3% 

Infiltration 

I=0,56 kg 

0,03% 

Im nachfolgenden werden die Konzentrationsveränderungen von chemisch-physikalischen 

und anorganischen Parametern in der Wasseraufbereitungsanlage dargestellt.

Ergebnisse 85 

Sauerstoff Durch die Infiltration von Sauerstoff erhöhten sich im Versuchsverlauf im 

Anlageneingang die Sauerstoffkonzentrationen. Ab Januar 93 herrschten in den Entnahmebrunnen 

aerobe Verhältnisse. Es konnten daher im Anlageneingang Sauerstoffkonzentrationen 

von ca. 8 mg/l O2 nachgewiesen werden. Die Sauerstoffkonzentrationen im Anlageneingang 

stiegen im weiteren Versuchsverlauf bis auf ca. 25 mg/l O2. 

Chlorid Die Chloridkonzentrationen lagen im Anlageneingang bei ca. 200 mg/l. Die 

durch die Dechlorierung der Schadstoffe zu erwartende Konzentrationserhöhung von ca. 

2–3 mg/l Chlorid ist bei der Hintergrundbelastung von 200 mg/l Chlorid meßtechnisch 

nicht erfassbar. Die Chloridkonzentrationen im Anlagenausgang entsprachen daher denen 

des Anlageneingangs. 

Leitfähigkeit Die Leitfähigkeit im Anlageneingang erhöhte sich während des Versuches 

von ca. 1300 µS/cm bis auf 1900 µS/cm. Im Anlagenausgang lag die Leitfähigkeit um ca. 

20–150 µS/cm höher als im Anlageneingang. Dies ist überwiegend auf die Zudosierung 

von Natronlauge zurückzuführen. 

pH-Wert Der pH-Wert im Anlageneingang lag bei ca. 6,75–7. Im Anlagenausgang war 

der pH-Wert durch die Zudosierung von Natronlauge um ca. 0,1 Einheiten erhöht. Abbildung 

25 zeigt die Sauerstoff- und Chloridkonzentrationen sowie die Leitfähigkeit und die 

pH-Werte im Anlagenein und -ausgang. 

Ammonium, Nitrat und Phosphat Zu Beginn der aeroben Phase (07.10.92) lagen die 

Ammoniumkonzentrationen im Förderwasser bei ca. 14 mg/l. In den nachfolgenden Probenahmen 

wurden im Anlageneingang deutlich geringere Ammoniumkonzentrationen (ca. 

2,4–6 mg NH4/l) gemessen; ab Juli 1993 wurden im Anlageneingang nur noch Konzentrationen 

von ca. 1 mg NH4/l analysiert. Im Anlagenausgang lagen ab Juli 93 die Ammoniumkonzentrationen 

um ca. 0,8 mg NH4/l unter denen des Anlageneingangs. 

Durch die Nitrifizierung innerhalb der Anlage konnten im Anlagenausgang höhere Nitratkonzentrationen 

als im Förderwasser analysiert werden. Durch nitrifizierende Prozesse 

innerhalb der Anlage erhöhten sich die Nitratkonzentrationen um ca. 3-5 mg NO3/l.Da 

das Förderwasser phosphatfrei war, wurde vor den Biologiestufen und vor Infiltration das 

Wasser mit Natriumhexametaphosphat angereichert. Durch die Infiltration von Natriumhexametaphosphat 

erhöhten sich im weiteren Versuchsverlauf im Anlageneingang die Phosphatkonzentrationen 

bis auf 0,6 mg PO4-P/l. Im Anlagenausgang lagen die durchschnittlichen 

Phosphatkonzentrationen bei ca. 0,8 mg PO4-P/l.

Ergebnisse 86 

Mangan und Eisen Die Mangankonzentrationen innerhalb der Anlage zeigten leicht 

abnehmende Tendenz und waren im Anlagenausgang um ca. 0,1–0,15 mg/l geringer als 

im Anlageneingang. Lediglich in den beiden letzten Probenahmen konnten die Mangankonzentrationen 

von ca. 0,65 mg/l im Anlageneingang bis auf Werte von 0,05 mg/l im 

Anlagenausgang reduziert werden. Der im Versuchsverlauf beobachtete Rückgang der 

Mangankonzentrationen im Anlageneingang wurde daher überwiegend durch manganoxidierende 

Prozesse im Aquifer verursacht. Die Eisenkonzentrationen im Anlageneingang 

gingen im Verlauf der aeroben Phase von 6 mg Fe/l auf 2 mg Fe/l zurück. Innerhalb der 

Anlage wurden von der Enteisenungsstufe und der Biologiestufe die Konzentrationen in 

den Bereich der analytischen Nachweisgrenze von 0,05 mg Fe/l gesenkt. Es fand deshalb 

keine Infiltration von Eisenverbindungen statt. In Abbildung 26 sind die Ammonium-, 

Nitrat-, Phosphat-, Mangan- und Eisenkonzentrationen im Zu- und Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage 

dargestellt.

Ergebnisse 87 

Sauerstoff [mg/l] 

Chlorid [mg/l] 

Leitfähigkeit [µS/cm] 

pH-Wert 

48 

40 

32 

24 

16 

8 

0 

220 

210 

200 

190 

180 

170 

160 

2050 

1900 

1750 

1600 

1450 

1300 

1150 

7,50 

7,35 

7,20 

7,05 

6,90 

6,75 

6,60 

08.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

Anlageneingang Anlagenausgang 

Abbildung 25: Sauerstoff- und Chloridkonzentrationen, Leitfähigkeit und pH-Werte im 

Zu- und Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage 

25.10.93 

06.12.93

Ergebnisse 88 

Ammonium [mg/l] 

Nitrat [mg/l] 

o-Phosphat [mg P/l] 

Mangan [mg/l] 

Eisen [mg/l] 

18 

15 

12 

9 

6 

3 

0 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0 

3 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0 

18 

15 

12 

9 

6 

3 

0 

08.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

Anlageneingang Anlagenausgang 

Abbildung 26: Ammonium-, Nitrat-, Phosphat-, Mangan- und Eisenkonzentrationen im 

Zu- und Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage 

25.10.93 

06.12.93

Ergebnisse 89 

Die Natriumkonzentrationen lagen im Anlagenausgang um ca. 10–20 mg/l höher als im 

Anlageneingang. Dadurch stiegen im Versuchsverlauf die Natriumkonzentrationen im Anlageneingang 

von 170 mg/l (08.09.92) bis auf Werte von 289 mg/l (06.12.93) an. 

Die Kaliumkonzentrationen blieben im Anlageneingang und im Anlagenablauf unverändert 

im Bereich von 7 mg/l. 

Die Calcium- und Magnesiumkonzentrationen blieben innerhalb der Anlage unverändert. 

Im Anlageneingang stiegen die Calciumkonzentrationen von 93 mg/l (07.10.93) auf 

120 mg/l (25.10.93) an. Die Magnesiumkonzentrationen im Förderwasser betrugen während 

des Versuches ca. 20–21 mg/l. Dementsprechend nahm die Wasserhärte im Anlageneingang 

von 17,7 ◦ dH (07.10.92) auf 21,75 ◦ dH (06.12.93) zu. 

Die Sulfatkonzentrationen im Anlagenausgang und Anlageneingang waren unverändert. 

Im Anlageneingang stiegen die Sulfatkonzentrationen von 117 mg/l (07.10.93) auf 

314 mg/l (06.12.93) an. Der beobachtete Anstieg der Sulfatwerte im Anlageneingang wurde 

durch Oxidation von reduzierten Schwefelverbindungen im Aquifer verursacht. 

Die Konzentrationen an freier Kohlensäure wurden im Versuchsverlauf nur einmal innerhalb 

der Anlage bestimmt. In den Entnahmebrunnen stiegen die CO2-Konzentrationen von 

22,8 mg/l (07.10.93) auf Werte von 68 mg/l (10.01.94) an. Diese Erhöhung muß mikrobiellen 

Stoffwechselaktivitäten in der Wasseraufbereitungsanlage und im Aquifer zugeschrieben 

werden. 

Die innerhalb der Anlage analysierten CSB-Konzentrationen waren meist unterhalb der 

analytischen Nachweisgrenze von 15 mg/l. 

3.3.4 Sauerstoffluß der Anlage und des Feldes 

3.3.4.1 Sauerstoffverbrauch während der gesamten Betriebsphase 

Während der gesamten Betriebsphase (15.06.92–13.12.93) wurden 11475 kg Sauerstoff 

in den Aquifer infiltriert und 4412 kg wieder über den Anlageneingang gefördert. Im Feld 

wurden daher 7063 kg (= 61,9%) Sauerstoff verbraucht. Da die Verfahrensstufen Enteisenung 

und Biologie gleichzeitig enteisende und abbauende Wirkung zeigten und deshalb 

in ihrer Funktion nicht zu trennen waren, wurden diese Stufen gemeinsam als „biologischer 

Komplex“ betrachtet. Innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage wurden von der Enteisenungsstufe 

und Biologiestufe (Biologischer Komplex) zusammen 3502 kg (= 30,7%) 

und von der Aktivkohlestufe 842 kg (= 7,4%) Sauerstoff gezehrt. Die Prozentangaben in 

Klammern beziehen sich auf den relativen Sauerstoffverbrauch in Bezug zum Gesamtverbrauch. 

Von den beiden Oxidatorgruppen wurde das geförderte Wasser mit insgesamt 

11406,71 kg Sauerstoff angereichert. In Abbildung 27 ist der Sauerstoffverbrauch des biologischen 

Komplexes, der Aktivkohlestufe und des Feldes dargestellt.

Ergebnisse 90 


Biologischer 

Komplex Aktivkohle 

Verbrauch Verbrauch 

6917,22 kg 

- 3501,46 kg - 842,04 kg 

30,7% 7,4% 

Anreicherung Oxidator I Oxidator II Anreicherung 

+ 6006,78 kg + 5399,93 kg 

Entnahme 

10418,68 kg 

4411,90 kg 

Unterirdischer Reaktionskörper 

Vorführtestfeld 

Verbrauch 

- 7063,21 kg 

61,9% 

Abbildung 27: Sauerstoffverbrauch der Wasseraufbereitungsanlage und des Vorführtestfeldes 

während der gesamten Betriebsphase 

3.3.4.2 Sauerstoffverbrauch in den einzelnen Betriebsphasen 

Während des (anaeroben) Probebetriebes und der anaeroben Betriebsphase fand vor der 

Infiltration zwar keine Sauerstoffanreicherung statt, doch konnte nicht verhindert werden, 

daß geringe Mengen Sauerstoff in den Untergrund gelangten. Im anaeroben Probebetrieb 

wurde das Feld mit ca. 17,3 kg Sauerstoff angereichert. Da während der anaeroben 

Versuchsphase mehr Sauerstoff gefördert als infiltriert wurde, konnte in dieser Zeit eine 

scheinbare Sauerstoffproduktion von 3,3 kg Sauerstoff im Feld beobachtet werden. Diese 

„Produktion“ muß jedoch den Meßtoleranzen der Sauerstoffsonden im Anlagenein- und 

ausgang zugeschrieben werden. Während der beiden anaeroben Phasen wurde der eingesetzte 

Sauerstoff zu hohen Anteilen (ca. 98%) in der Anlage und hier vor allem in den 

Enteisenungs- und Biologiestufen (Biologischer Komplex) verbraucht. Von der Aktivkohle 

wurden in diesem Zeitraum nur ca. 7% des von der Anlage verbrauchten Sauerstoffes 

gezehrt. 

In der aeroben Phase wurden ca. 10476 kg Sauerstoff und damit ca. 92% des gesamten 

eingesetzten Sauerstoffs verbraucht. Der Sauerstoffverbrauch des Feldes überstieg den der 

Anlage um Faktor 2 (7049 kg zu 3427 kg). Innerhalb der Anlage wurden 77% des ver- 

6075,18 kg 

11475,11 kg 

Infiltration

Ergebnisse 91 

brauchten Sauerstoffes vom biologischen Komplex und ca. 23% von der Aktivkohle gezehrt. 

Im Gegensatz zur anaeroben Phase ist die Sauerstoffzehrung des Aktivkohlefilters 

deutlich erhöht. In Abbildung 28 sind die absoluten und relativen verbrauchten Sauerstoffmengen 

des Feldes und den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage während der 

einzelnen Betriebsphase dargestellt. 

anaerobe Probephase 

15.06.92–24.08.92 

Durchsatz 55 883 m 3 

Verbrauch 607,94 kg O2 

Anteil 5,33 % 

Feld 

17,29 kg O2 

2,84 % 

Biologischer 

Komplex 

548,91 kg O2 

93,31 % 

Anlage 

590,65 kg O2 

97,16 % 

Aktivkohle 

41,74 kg O2 

6,69 % 

Gesamte Betriebsphase 

15.06.92–13.12.93 

Durchsatz 414247 

3 


anaerobe Versuchsphase 

25.08.92–06.10.92 

Durchsatz 42 805 m 3 


Anteil 2,83 % 

Feld 

- 3,28 kg O2 

-1,02 % 

Biologischer 

Komplex 

301,79 kg O2 

92,63 % 

Anlage 

325,81 kg O2 

101,2 % 

Aktivkohle 

24,02 kg O2 

7,37 % 

aerobe Versuchsphase 

07.10.92–13.12.93 

Durchsatz 315 599 

3 


Anteil 91,84 % 

Feld 

7049,19 kg O2 

67,29 % 

Biologischer 

Komplex 

2650,76 kg O2 

77,35 % 

Anlage 

3427,04 kg O2 

32,71 % 

Aktivkohle 

776,28 kg O2 

22,65 % 

Abbildung 28: Relativer und absoluter Sauerstoffverbrauch im Vorführtestfeld und in der 

Wasseraufbereitungsanlage während der einzelnen Betriebsphasen 

3.3.4.3 Sauerstoffbilanz der Wasseraufbereitungsanlage 

Durch die nachfolgende Sauerstoffbilanz sollte eine Abschätzung der Sauerstoffmengen 

erreicht werden, die möglicherweise zur Oxidation der Chloraromaten verwendet wurden. 

Betrachtungszeitraum war die aerobe Versuchsphase (07.10.92–13.12.93). Die Ver-

Ergebnisse 92 

fahrensstufen Enteisenung und Biologie wurden aufgrund ihrer identischen Funktionen 

(Abbau und Enteisenung) gemeinsam als „biologischer Komplex“ bilanziert. Da die Aktivkohlestufe 

schon vor der aeroben Phase und damit außerhalb des Bilanzierungszeitraumes 

stark mit Schadstoffen beladen wurde, wurde auf eine Bilanzierung dieser Stufe 

verzichtet. 

Als wesentliche Konkurrenzreaktionen des aeroben Schadstoffabbaus können die spezifischen 

chemischen und mikrobiellen Oxidationen von reduzierten Eisen-, Mangan-, 

Schwefel- und Stickstoffverbindungen gelten. Eine weitere unvermeidbare Nebenreaktion 

ist die Oxidation von nicht schadstoffspezifischen organischen Kohlenstoffverbindungen. 

Der für die Oxidation dieser Verbindungen benötigte Sauerstoff kann teilweise über die 

Parameter CSB oder BSB erfaßt werden. Der gesamte für die Oxidation von organischen 

Kohlenstoffverbindungen benötigte Sauerstoff kann über die Konzentrationen des TOC 

oder DOC unter Verwendung eines stöchiometrischen Faktors abgeschätzt werden. 

Innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage wurden Ammonium, Eisen und zu geringen Anteilen 

auch Mangan oxidiert. Die gemessenen Konzentrationen des CSB lagen meist unterhalb 

der Nachweisgrenze von 15 mg/l, dieser Parameter war deshalb einer Bilanzierung 

nicht zugänglich. Die Konzentrationen des DOC und TOC waren inkonsistent, erhöhten 

sich teilweise während der Anlagepassage und konnten deshalb ebenfalls nicht in der Sauerstoffbilanz 

berücksichtigt werden. In Tabelle 20 sind die Konzentrationen der für die 

Sauerstoffbilanz verwandten Parameter angegeben. 

Tabelle 20: Konzentrationsspannen der Bilanzierungsparameter innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

Anlageneingang Biologischer Komplex 

Parameter Einheit Mittelwert Maximum Minimum Mittelwert Maximum Minimum 

BSS [mg/l] 3,44 5,95 1,86 0,056 0,28 0,01 

Eisen [mg/l] 2,39 5,70 0,60 0,25 0,82 0,06 

Mangan [mg/l] 1,21 2,10 0,61 1,01 2,0 0,14 

Ammoniu [mg/l] 2,95 14,0 0,09 2,3 12,0 0,06 

Der Sauerstoffbedarf für die bakterielle Nitrifikation wird mit 3,55 g Sauerstoff für 1 g 

Ammonium (als NH4) angegeben; für die Oxidation von 1 g Mangan werden 1,71 g Sauerstoff 

benötigt (HÖLL 1979, HÜTTER 1990). Zur Oxidation von 1 g gelöstem Eisen werden 

0,142 g Sauerstoff verbraucht (HÖLL 1979). Der mikrobielle Abbau von Chloraromaten 

ist ein sauerstoffzehrender Prozeß, der sich annähernd durch folgende idealisierte Stöchiometrie 

am Beispiel eines Dichlorbenzol beschreiben läßt: 

2 C6H4Cl6 + 13 O2 −→ 12 CO2 + 2 H2O + 4 HCl

Ergebnisse 93 

Unter Annahme einer vollständigen Mineralisierung der chloraromatischen Verbindungen 

werden zur Oxidation von 1 g schadstoffspezifischem Kohlenstoff 2,88 g Sauerstoff benötigt 

(RISS et al. 1991, MÄKINEN et al. 1993). 

Für die angenommene Endoxidation der Schadstoffe wurden ca. 47% des Sauerstoffs verbraucht, 

für die Oxidation von Eisen und Mangan wurden weniger als 7% des eingebrachten 

Sauerstoffs benötigt, während für die Oxidation von Ammonium ca. 35% Sauerstoff 

verbraucht wurden. Die Differenz zwischen dem berechneten Sauerstoffbedarf und dem 

tatsächlich gemessenen Sauerstoffverbrauch beträgt ca. 11,6% oder 307 kg Sauerstoff. 

In Tabelle 21 sind die oxidierten Mengen an schadstoffbezogenem Kohlenstoff, Eisen, 

Mangan- und Ammoniumverbindungen, der jeweilige stöchiometrische Faktor und die 

theoretisch für die Oxidation benötigten Sauerstoffmengen aufgeführt. 

Tabelle 21: Sauerstoffbilanz der Wasseraufbereitungsanlage (Biologischer Komplex) 

Bilanzierungsparameter Reduktion stöchiometriSauerstoffSauerstoffscher Faktor verbrauchanteil kg kg % 

BSS 946,29 

Schadstoff-Kohlenstoff (aus BSS berechnet) 434,46 2,88 1251,24 47,2 

Eisen 813,14 0,14 113,84 4,3 

Mangan 36,48 1,71 62,38 2,4 

Ammoniu 258,13 3,55 913,36 34,6 

Berechneter Sauerstoffverbrauch 2343,80 88,4 

Gemessener Sauerstoffverbrauch 2650,76 100,0 

Bilanzlücke 306,96 11,6 

3.3.4.4 Sauerstoffbilanz des Vorführtestfeldes 

Die Sauerstoffbilanz des Vorführtestfeldes wurde von einer Arbeitsgruppe der Universität 

Heidelberg erstellt (KINZELBACH et al. 1994). Dabei wurde der Aquifer als homogener 

und vollständig durchmischter Reaktionsraum behandelt. Als Konkurrenzreaktionen des 

aeroben Schadstoffabbaus wurden die Oxidationsprozesse von reduzierten Verbindungen 

wie Sulfid, zweiwertigem Eisen und Ammonium angesehen. Konzentrationsveränderungen 

von gelösten Stoffen im Aquifer können folgenden Prozessen zugeschrieben werden: 

• Stoffe können durch mikrobielle oder chemische Prozesse oxidiert werden und Reaktionsprodukte 

freisetzen, 

• Prozesse in der Wasseraufbereitungsanlage können als Senken oder Quellen fungieren,

Ergebnisse 94 

• Wasserinhaltsstoffe können am Bodenmaterial des Aquifers adsorbieren oder vom 

Bodenmaterial ins Wasser desorbieren, 

• Durch die hydraulische Auslegung des Feldes verlassen ca. 10% des infiltrierten 

Wasservolumens das Feld über die Abstromseite. Zur Erreichung einer ausgeglichenen 

Wasserbilanz muß diese Wassermenge wieder dem Anstrom entnommen werden. 

Während der gesamte Betriebsphase (15.06.92–13.12.93) wurden ca. 11,4 Tonnen Sauerstoff 

über die Infiltrationsbrunnen in den Aquifer infiltriert. Mit zunehmender Versuchsdauer 

wurde ein wachsender Anteil des infiltrierten Sauerstoffes wieder über die Entnahmebrunnen 

gefördert. Über den gesamten Versuchsverlauf konnten ca. 38% der infiltrierten 

Sauerstoffmenge, also 4,4 t Sauerstoff, im Eingang der Wasseraufbereitungsanlage 

wiedergefunden werden. Dem Vorführtestfeld wurden daher während der gesamten Betriebszeit 

ca. 7060 kg Sauerstoff zugeführt. Im Gegensatz zur Wasseraufbereitungsanlage 

wurde ein hoher Anteil (64%) des im Feld verbrauchten Sauerstoffes zur Oxidation von reduzierten 

Schwefelverbindungen verwendet. Da innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

keine Erhöhung der Sulfatkonzentrationen gemessen werden konnte, sind für den Anstieg 

der Sulfatwerte im Aquifer ausschließlich bakterielle in situ Prozesse verantwortlich. Für 

die Oxidation von gelöstem Eisen wurden im Feld ca. 2,6% der verbrauchten Sauerstoffmenge 

benötigt, ein ähnlicher Anteil wurde auch für die Wasseraufbereitungsanlage berechnet. 

Der Anteil des Sauerstoffverbrauchs für die bakteriellen ammoniumoxidierenden 

Prozesse betrug im Aquifer ca. 5,2% und ist damit wesentlich geringer als der der Wasseraufbereitungsanlage 

(ca. 35%). Im Feld wurde der Sauerstoffbedarf der Nitrifikation 

möglicherweise unterschätzt, da die Nachlöserate von Ammonium aus dem Aquifermaterial 

unbekannt war (KINZELBACH et al. 1994). 

Bei voller Infiltrationsleistung der Anlage (43,2 m 3 /h) gelangen ca. 10% der Infiltrationsmenge 

in den Abstrom; sinkt die Infiltrationsleistung auf die Hälfte, erhöhen sich die 

Abstromverluste auf ca. 15% der infiltrierten Wassermenge (SCHÄFER 1994). Unter Berücksichtigung 

der variablen Infiltrationsleistung der Wasseraufbereitungsanlage und der 

Sauerstoffkonzentrationen in Abstrombrunnen wurde eine das Feld verlassende ungenützte 

Sauerstoffmenge von 606 kg berechnet. Der in Tabelle 22 von KINZELBACH et al. 

(1994) pauschal errechnete Abstromverlust von 1,1 t Sauerstoff wurde auf 0,6 t verringert 

und die Differenz von 0,5 t Sauerstoff dem Saldo zugeschlagen. Die Effizienz der Sauerstoffdosierung 

und die prozentuale Verteilung auf die einzelnen oxidativen Prozesse im 

Feld ergibt sich aus Tabelle 22.

Ergebnisse 95 

Tabelle 22: Sauerstoffbilanz im Vorführtestfeld während der aeroben Phase nach 

(KINZELBACH et al. 1994) 

Sauersto bilanz- Sauerstoffumsatz Prozentuale Anteile Prozentuale Anteile 

posten 

und -verbrauch (Gesamtverbrauch) (Feldverbrauch) 

[t] [%] [%] 

Infiltration 11,4 100 

Entnahme -4,8 42,1 

Speicherung -0,2 1,8 

Abstrom (-1,1) * -0,6 ** 5,3 

Summe -5,6 49,2 

Sulfidoxidation -3,7 32,5 63,8 

Eisenoxidation -0,3 2,6 5,2 

Ammoniumoxidation -0,3 2,6 5,2 

BSS-Oxidation -0,6 5,3 10,3 

Saldo (-0,4) * -0,9 ** 7,8 15,5 

Summe -5,8 50,8 100,0 

Legende: 

* Werte gestrichen 

** neue Werte (Erläuterung siehe Text) 

3.3.5 Infiltrationsleistung der Wasseraufbereitungsanlage 

Die nominale Infiltrationsleistung der Anlage betrug 43,2 m 3 /h; diese konnte während des 

Betriebes aufgrund des Zusetzens der Infiltrationsbrunnen nicht gehalten werden. Ab Januar 

1992 wurden nur noch zwischen 50–60% der vorgesehenen Wassermengen infiltriert. 

Da vermutet wurde, daß mikrobieller Besuch in den Infiltrationsbrunnen und der Filterschicht 

ursächlich für den Rückgang der Infiltrationsleistung war, wurde versucht, durch 

mehrmalige Dosierung von mikrobizider 30%iger H2O2-Lösung die Infiltrationsbrunnen 

zu regenerieren. Durch diese Maßnahme konnte nur eine kurzzeitige Regenerierung der 

Infiltrationsbrunnen erreicht werden. In Abbildung 29 sind die täglichen Infiltrationsmengen, 

das aufsummierte Infiltrationsvolumen und die Zeitpunkte der durchgeführten Peroxidbehandlungen 

dargestellt.

Ergebnisse 96 

tägliches Infiltrationsvolumen [m 3 /24 h] 

2000 

1800 

1600 

1400 

1200 

1000 

800 

600 

400 

200 

0 

15.06.92 

06.07.92 

27.07.92 

17.08.92 

07.09.92 

28.09.92 

19.10.92 

09.11.92 

30.11.92 

21.12.92 

11.01.93 

01.02.93 

22.02.93 

15.03.93 

05.04.93 

26.04.93 

17.05.93 

07.06.93 

28.06.93 

19.07.93 

09.08.93 

30.08.93 

20.09.93 

11.10.93 

01.11.93 

22.11.93 

13.12.93 

tägliches Infiltrationsvolumen 

kumuliertes Infiltrationsvolumen 

Die Pfeile verweisen auf die Zeitpunkte der H 2 O 2 -Spülungen der Infiltrationsbrunnen 

500000 

450000 

400000 

350000 

300000 

250000 

200000 

150000 

100000 

50000 

Abbildung 29: Tägliches und kumuliertes Infiltrationsvolumen der Wasseraufbereitungsanlage 

3.3.6 Mikrobiologische Untersuchungen 

Die Zelldichten der WAA bewegten sich über den Versuchsverlauf in den jeweiligen Verfahrensstufen 

überwiegend zwischen 10 4 –10 5 KBE/ml. In den Enteisenungs- und Biologiestufen 

waren die Schwankungen geringer als im Anlagenein und -ausgang. Auffallend 

ist der leichte Anstieg der Keimzahlen im Anlageneingang zu Beginn der aeroben Phase. 

Während der Passage des Wassers durch die Aufbereitungsanlage erhöhten sich die 

Zelldichten nicht. Die Zelldichten der Wasseraufbereitungsanlage sind in Abbildung 30 

dargestellt. 

0 

kumuliertes Infiltrationsvolumen [m 3 ]

Ergebnisse 97 

Zelldichte [KBE/ml] 

1,0E+06 

1,0E+05 

1,0E+04 

1,0E+03 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 


Abbildung 30: Zelldichten in den Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage 

Ökophysiologische Gruppen Bei der mikrobiologischen Bestimmung dieser Gruppen 

wird das kleinste Probevolumen angegeben, der sogenannte Titer, in dem noch ein positiver 

Nachweis gelang. Daher bedeuten kleine Volumina oder kleine Titer eine hohe Anzahl 

von Bakterien. 

Methylotrophe Bakterien Innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage konnten methylotrophe 

Bakterien über den gesamten Versuch hinweg mit einem Titer von 0,5 bis 0,005 ml 

gefunden werden. Es konnten keine Unterschiede zwischen den einzelnen Verfahrensstufen 

festgestellt werden. 

Desulfurikanten Desulfurikanten traten in der Anlage erwartungsgemäß nur während 

der anaeroben Phase mit einem Titer zwischen 0,005 und 0,0005 ml auf, im weiteren 

Verlauf des Versuches konnten keine sulfatreduzierenden Bakterien mehr nachgewiesen 

werden. 

Denitrifikanten Innerhalb der Anlage spielte diese Gruppe keine Rolle, der Nachweis 

war meist negativ. 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93

Ergebnisse 98 


Da innerhalb der Aufbereitungsanlage der Schadstoffabbau überwiegend von den Mikroorganismen 

der Enteisenungsstufe geleistet wurde, wurde der Zu- und Ablauf der Enteisenung 

toxikologisch untersucht. Vor allem in dieser Verfahrensstufe mußte mit möglicherweise 

toxischen Intermediärprodukten gerechnet werden. 

Wasserproben des Anlageneingangs zeigten leicht toxische Wirkungen, durchschnittlich 

konnte ein GL20-Wert von 2 nachgewiesen werden. In keiner Probenahme konnten im 

Ablauf der Enteisenungsstufen toxische Wirkungen festgestellt werden. Durch die Enteisenung, 

die ca. 90% des Schadstoffabbaus der WAA leistete, konnte daher im Rahmen der 

Empfindlichkeit des Leuchtbakterientestes eine umfassende Reduzierung von toxischen 

Wirkungen erreicht werden. In Tabelle 23 sind die im Leuchtbakterientest ermittelten 

GL20-Werte und die Schadstoffkonzentrationen im Zu- und Ablauf der Enteisenungsstufe 

aufgeführt. 

Tabelle 23: Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen im Zu- und Ablauf der 

Enteisenung 

Vor Enteisenung Nach Enteisenung 

GL 20 BSS GL 20 BSS 

[mg/l [mg/l] 

22.09.92 n.n. 4,74 n.b. n.b. 

07.10.92 n.n. 4,53 n.n. 0,42 

03.11.92 1,99 2,90 n.n. 0,24 

01.12.92 4,01 4,08 n.n. 0,93 

20.01.93 2,31 3,68 n.n. 0,18 

02.03.93 2,00 5,95 n.n. 0,41 

30.03.93 2,46 4,12 n.n. 0,87 

27.04.93 2,98 5,09 n.n. 0,57 

14.06.93 n.n. 1,86 n.n. 0,48 

12.07.93 2,36 2,25 n.n. 0,38 

16.08.93 n.n. 2,57 n.n. 0,21 

13.09.93 2,35 2,32 n.n. 0,34 

25.10.93 n.n. 2,08 n.n. 0,20 

06.12.93 2,15 3,23 n.n. 0,18 

Legende: 

n.b. = nicht bestimmt 

n.n. = keine nachweisbare Toxizität (Hemmung der Leuchtintensität zwischen 0 und 15%)

Ergebnisse 99 

3.4 Grundwasser 


Die durch den Versuchsbetrieb erzielten Schadstoffreduktionen im Spülkreislauf des Testfeldes, 

werden aus Gründen der Übersichtlichkeit an exemplarischen Brunnen und Brunnengruppen 

dargestellt. Aufgrund der von oben nach unten zunehmenden hydraulischen 

Durchlässigkeit der einzelnen Wasserschichten (Kapitel 3.1.1) wird einmal auf die Analysenergebnisse 

der Multilevelpegel Bezug genommen, da nur in diesen Pegel tiefenbezogene 

Probenahmen möglich ist. Weiterhin wird auf die Pegel der Abstromseite (Brunnen 601 

und 602) und die Pegel der Anstromseite (612 bis 616) eingegangen. Die Anstrompegel 

liegen im schadstoffhaltigen Grundwasseranstrom und gestatten daher eine Beprobung 

des vom Feld- und Anlagenbetrieb nicht beeinflußten Grundwassers. Durch die Beprobung 

der Abstrompegel werden die Veränderungen des Grundwassers nach Passage des 

Behandlungskomplexes (Testfeld und Wasseraufbereitungsanlage) erfaßt. Als Sanierungswunschwert 

wurde für die beiden Abstrompegel 601 und 602 eine Schadstoffkonzentration 

von 100 µg BSS/l festgelegt (FREIE UND HANSESTADT HAMBURG 1991). 

3.4.1.1 Schadstoffkonzentrationen der Multilevelpegel 

Durch den Versuchsbetrieb wurden die Schadstoffkonzentrationen in allen Tiefen des Vorführtestfeldes 

deutlich verringert. Die Multilevelpegel 506/3, 507/3 und 507/2 werden gesondert 

betrachtet, da sie sich sowohl in den Schadstoffgehalten als auch in der Schadstoffzusammensetzung 

wesentlich von den anderen Multilevelpegeln unterschieden. 

Bei der Ausgangsbeprobung (20.01.92) wurden in 20 m Tiefe mit ca. 14,7 mg BSS/l die 

höchsten Schadstoffkonzentrationen analysiert. In 14 m Tiefe betrugen die durchschnittlichen 

Schadstoffkonzentrationen ca. 6,6 mg BSS/l, während in den oberflächennahen Wasserschichten 

in 10 m Tiefe Schadstoffkonzentrationen von ca. 2,5 mg BSS/l nachgewiesen 

werden konnten. Schon zu Beginn der aeroben Phase (07.10.92) konnten weitgehende 

Schadstoffreduktionen im Grundwasser nachgewiesen werden. In 20 m Tiefe lagen zu 

diesem Zeitpunkt die Schadstoffkonzentrationen bei ca. 1 mg BSS/l, in 14 m Tiefe bei ca. 

1,5 mg BSS/l und in 10 m Tiefe bei 2 mg BSS/l. Im weiteren Versuchsverlauf konnten die 

Wasserschichten in 20 und 14 m Tiefe bis auf Werte unterhalb 0,25 mg BSS/l abgereinigt 

werden. Zu Versuchsende lagen in 10 m Tiefe noch Schadstoffkonzentrationen von ca. 

0,5 mg BSS/l vor. Abbildung 31 zeigt die BSS-Konzentrationen der Multilevelpegel in 10, 

14 und 20 m Tiefe.

Ergebnisse 100 

BSS [mg/l] 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

3 

2,75 

2,50 

2,25 

2,00 

1,75 

1,50 

1,25 

1,00 

0,75 

0,50 

0,25 

0 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

10 m Tiefe 

01.12.92 

ohne 506/3 und 507/3 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

14 m Tiefe 

ohne 507/2 

Abbildung 31: BSS-Konzentrationen der Multilevelpegel 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

20 m Tiefe 

Die Schadstoffkonzentrationen der in 10 m Tiefe liegenden Multilevelpegel 506/3 und 

507/3 blieben während des Versuches auf konstant hohem Niveau von ca. 25 mg BSS/l. 

Ebenfalls konnte der in 14 m Tiefe liegende Multilevelpegel 507/2 während des Versuches 

nicht abgereinigt werden. Die Schadstoffgehalte dieses Pegels betrugen ca. 35 mg BSS/l. 

Abbildung 32 zeigt die Schadstoffkonzentrationen in diesen drei hoch belasteten Meßstellen. 

10.01.94


BSS [mg/l] 

60 

55 

50 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

10 m Tiefe (506/3) 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

10 m Tiefe (507/3) 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

14 m Tiefe (507/2) 

Abbildung 32: BSS-Konzentrationen der Multilevelpegel 506/3, 507/3 und 507/3 

3.4.1.2 Schadstoffreduktion in den An- und Abstrompegeln 

Die mittlere Schadstoffkonzentration der Anstrompegel (Pegel 612–616) blieben während 

des Versuchsverlaufes nahezu unverändert bei 14,8 mg BSS/l. Lediglich die Schadstoffbelastung 

des Pegels 615 sank von ca. 5 mg BSS/l auf 0,53 mg BSS/l. 

Die Schadstoffbelastung der Abstromseite (Pegel 601 und 602) verringerte sich im Versuchsverlauf 

von 8,3 mg BSS/l auf ca. 0,25 mg BSS/l. Bei den Probenahmen am 30.03.93 

und 27.04.93 kam es zu einem deutlichen Anstieg der Schadstoffkonzentrationen auf Werte 

von 1–1,75 mg BSS/l. Abbildung 33 zeigt die Schadstoffkonzentrationen im An- und 

Abstrom des Feldes. 

10.01.94


BSS [mg/l] 

25 

20 

15 

10 

5 

2 

1,75 

1,50 

1,25 

1,00 

0,75 

0,50 

0,25 

0,00 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

Anstrom (Pegel 612 - 616) Abstrom (Pegel 601 und 602) 

Abbildung 33: BSS-Konzentrationen der An- und Abstrompegel 

Die BSS-Konzentrationen der beiden Abstrompegel zeigten eine im Versuchsverlauf abnehmende 

Belastung, doch konnten bei den Probenahmen im März, April und Juni 93 

stark erhöhte Schadstoffkonzentrationen nachgewiesen werden. Dieser Effekt trat, wenn 

auch in schwächerem Maße, gegen Versuchsende bei den Probenahmen im Dezember 93 

und Januar 94 auf. 

Monochlorbenzol dominiert die Schadstoffzusammensetzung der Abstrompegel und trägt 

mit einem Anteil von bis zu 80% zur Schadstoffbelastung bei. Die zeitweise erhöhten Abstromkonzentrationen 

wurden durch die erhöhten Konzentrationen von Monochlorbenzol 

verursacht. Dieses Chlorbenzolkongener tritt in der gutdurchlässigen Wasserschicht, der 

auch die beiden Abstrompegel zuzurechnen sind, üblicherweise in einem stabilen Anteil 

von ca. 5–10% auf. Es kann daher vermutet werden, daß die erhöhten Monochlorbenzolanteile 

in den beiden Abstrompegeln durch anaerobe Dechlorierungsprozesse im Aquifer 

verursacht wurden. In den Probenahmen von März bis Juli 1993 trug Monochlorbenzol 

mit Anteilen bis 80% zur Gesamtbelastung der Abstrompegel bei. Abbildung 34 zeigt die 

gemittelten BSS- und Monochlorbenzolkonzentrationen der beiden Abstrompegel und die 

prozentualen Anteile von Monochlorbenzol bezogen auf die BSS-Konzentrationen. 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94


Konzentration [mg/l] 

8,30 

2,00 

1,80 

1,60 

1,40 

1,20 

1,00 

0,80 

0,60 

0,40 

0,20 

0,00 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

BSS [mg/l] Monochlorbenzol [mg/] ∑ Monochlorbenzol / ∑ BSS [%] 

Abbildung 34: BSS- und Monochlorbenzolkonzentrationen der Abstrompegel 

3.4.1.3 Schadstoffzusammensetzung der Multilevelpegel 

Aufgrund der vertikalen Schichtung des Feldes in mehr und weniger gut hydraulisch zugängliche 

Wasserschichten, wird im nachfolgenden die versuchsbedingte Veränderung der 

Schadstoffzusammensetzung tiefendifferenziert dargestellt. Die Schadstoffzusammensetzung 

der hoch belasteten Multilevelpegel 506/3, 507/2 und 507/3 wurde gesondert dargestellt. 

Boehringer Spezifische Stoffe Die durchschnittliche Schadstoffzusammensetzung der 

„Boehringer Spezifischen Stoffe“ zu Versuchsbeginn kann mit ca. 90,4% Chlorbenzole, 

2,5% Chlorphenole, 4,1% BTEX-Aromaten und 2,9% Hexachlorcyclohexane angegeben 

werden. Dieses Verteilungsmuster konnte in allen Tiefen und Pegeln gefunden werden und 

blieb während des Versuches nahezu unverändert. In Abbildung 35 sind die Zusammensetzung 

und die Konzentrationen der BSS in den Multilevelpegeln dargestellt. 

0% 

∑ Monochlorbenzol / ∑ BSS [%]


60% 

70% 

80% 

90% 

00% 

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BSS [mg/l] 

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0,1 

1 

10 

100 

0 % 

20 m 

14 m (ohne 507/2) 

10 m (ohne 506/3 und 507/3) 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

60% 

70% 

80% 

90% 

00% 

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BSS [mg/l] 

0,01 

0,1 

1 

10 

100 

0 % 

10 m, Pegel 506/3 10 m, Pegel 507/3 14 m, Pegel 507/2 

∑ CB / ∑ BSS [%] 

�� 

�� ∑ HCH / ∑ BSS [%] 

∑ CP / ∑ BSS [%] 

∑ BTXE / ∑ BSS [%] ∑ BSS [mg/l] 

Abbildung 35: Zusammensetzung und Konzentration der Boehringer Spezifischen 

Schadstoffe in den Multilevelpegeln während des Versuches


Chlorbenzole Die Zusammensetzung der Chlorbenzole zeigte eine deutliche tiefenbezogene 

Variation. In 10 m Tiefe dominierten Monochlorbenzol und die Dichlorbenzole mit 

ca. 50–95% die Chlorbenzole. Die Trichlorbenzole hatten zu Versuchsbeginn einen Anteil 

von ca. 15%. Im weiteren Versuchsverlauf stieg der Anteil der Trichlorbenzole bis auf 50% 

an. Auffallend in dieser Tiefe war der hohe Monochlorbenzolanteil zwischen 25–80%. Die 

Monochlorbenzolanteile dieser Schicht sanken während des Versuches von durchschnittlich 

50% auf ca. 30%. In diesem Zusammenhang ist es notwendig zu erwähnen, daß die 

Monochlorbenzolanalysen vom 01.12.92, 20.01.93 und 02.03.93 fehlerhaft waren und es 

dadurch zu methodischen Minderbefunden kam. Höher als dreifach substituierte Chlorbenzole 

konnten in 10 m Tiefe nur in geringen Anteilen unter 1% nachgewiesen werden. 

In 14 m Tiefe wurde zu Versuchsbeginn die Chlorbenzolzusammensetzung von den Dichlorbenzolen 

mit einem Anteil von ca. 60% bestimmt. Der Anteil des Monochlorbenzols 

ist mit ca. 10% deutlich geringer als in 10 m Tiefe, stieg jedoch während des Versuchs 

bis 40% an. Die Trichlorbenzole konnten in dieser Wassertiefe mit einem Anteil von ca. 

20–30% nachgewiesen werden. Tetra- bis hexasubstituierte Chlorbenzole wurden in dieser 

Schicht nur in geringen Anteilen von ca. 1% gefunden. 

In der gut durchlässigen Wasserschicht in 20 m Tiefe blieb während des Versuches die 

Zusammensetzung der Chlorbenzole konstant. Es wurden Anteile von ca. 5–10% Monochlorbenzol, 

20% Dichlorbenzole und 70% Trichlorbenzole vorgefunden. Im Gegensatz 

zu den anderen beiden Schichten ist in dieser Tiefe der Anteil des Monochlorbenzols und 

der Dichlorbenzolisomere mit zusammen 30% deutlich geringer. Tetra-, Penta- und Hexachlorbenzole 

konnten, verglichen mit den anderen Tiefen, in einem leicht erhöhten Anteil 

von ca. 2% vorgefunden werden. 

Die hochbelasteten Pegel 506/3, 507/3 und 507/2 zeigten, verglichen mit den anderen Pegeln 

ihrer Tiefe, unterschiedliche Chlorbenzolzusammensetzungen. In diesen drei Pegeln 

konnte Monochlorbenzol zu ca. 10%, Dichlorbenzole zu ca. 30% und die Trichlorbenzole 

zu ca. 70% nachgewiesen werden. 

Für alle betrachteten Pegel gilt, daß die Chlorbenzole fast quantitativ durch Monochlorbenzol 

und Di- und Trichlorbenzole bestimmt wurden; höher substituierte Chlorbenzole 

wurden nur in Anteilen von maximal 2% nachgewiesen. In Abbildung 36 sind die Kongenerenmuster 

und die Konzentrationen der Chlorbenzole in den Multilevelpegeln dargestellt.


00% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

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60% 

50% 

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30% 

20% 

10% 

0% 

10 m (ohne 506/3 und 507/3) 

10 m, Pegel 506/3 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

14 m (ohne 507/2) 

10 m, Pegel 507/3 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20 m 

14 m, Pegel 507/2 

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�� 20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

100 

10 

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0,1 

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0,001 

100 

10 

1 

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0,01 

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�� ∑ MCB / ∑ CB [%] 

∑ DCB / ∑ CB [%] 

∑ TCB / ∑ CB [%] 

�� 

∑ tet-hexCB / ∑ CB [%] ∑ CB [mg/l] 

Abbildung 36: Zusammensetzung und Konzentration der Chlorbenzole in den Multilevelpegeln 

während des Versuches 

Summe Chlorbenzole [mg/l] 

Summe Chlorbenzole [mg/l]


Chlorphenole In 10 m Tiefe dominierten die monosubstituierten Chlorphenole mit ca. 

50% die Zusammensetzung der Chlorphenole. Der Anteil der Dichlorphenole betrug im 

Mittel 30% und der der Trichlorphenole ca. 15%. Tetra- und pentasubstituierte Chlorphenole 

treten nur vereinzelt mit Anteilen bis 15% auf. 

Auffallend bei der Zusammensetzung der Chlorphenole in 14 m Tiefe ist, daß, verglichen 

mit der 10 m Schicht, der Anteil der Mono- und Trichlorphenole zugunsten der Dichlorphenole 

gesunken ist. Monochlorphenole konnten mit ca. 16%, Dichlorphenole mit ca. 

74% und Trichlorphenole mit ca. 9% Anteil nachgewiesen werden. Im Versuchsverlauf 

stieg der Anteil der monosubstituierten Chlorphenole bis auf 40% an. 

In 20 m Tiefe konnten keine Monochlorphenole nachgewiesen werden, der Anteil der 

Trichlorphenole ist mit 40–60% gegenüber den anderen beiden Schichten deutlich erhöht. 

Während des Versuches sank der Anteil der Dichlorphenole von ca. 60% auf 20%, um in 

den letzten beiden Probenahmen wieder auf Werte von 85% bzw. 48% anzusteigen. 

Die Pegel 506/3, 507/3 und 507/2 zeigten auch in der Zusammensetzung der Chlorphenole 

auffallende Ähnlichkeit. Im Gegensatz zu den anderen Pegeln ihrer Tiefe ist bei diesen 

drei Pegeln der Mono- und Dichlorphenolanteil deutlich geringer und beträgt nur zwischen 

20–40%. Weiterhin sind mit 10–30% die Anteile der tetra- und pentasubstituierten 

Chlorphenole - verglichen mit den anderen Pegeln in 10 m und 14 m Tiefe - deutlich höher. 

Das Verteilungsmuster der Chlorphenole in den Pegeln 506/3, 507/3 und 507/2 blieb 

während des Versuches unverändert. In Abbildung 37 sind die Kongenerenmuster und die 

Konzentrationen der Chlorphenole in den Multilevelpegeln dargestellt.


100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

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30% 

20% 

10% 

0% 

10 m (ohne 506/3 und 507/3) 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

14 m (ohne 507/2) 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20 m 


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20.01.92 

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27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

10 

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10 

1 

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0,01 

0,001 

0,0001 

�� ∑ MCP / ∑ CP [%] 

∑ DCP / ∑ CP [%] 

∑ TCP / ∑ CP [%] 

�� 

∑ TetCP / ∑ CP [%] ∑ PCP / ∑ CP [%] 

∑ CP [mg/l] 

Abbildung 37: Zusammensetzung und Konzentration der Chlorphenole in den Multilevelpegeln 

während des Versuches 

Summe Chlorphenole [mg/l] 

Summe Chlorphenole [mg/l]


Hexachlorcyclohexane Die Hexachlorcyclohexane lagen in allen Tiefen in ähnlicher 

Verteilung vor. Lediglich in 14 m Tiefe war, verglichen mit den beiden anderen Tiefen, der 

Anteil des ɛ-HCH mit ca. 40–50% deutlich höher. Der Anteil von α-HCH betrug ca. 30% 

und der von β-HCH ca. 3–5%. Das Zielprodukt γ-HCH konnte nur in Anteilen von ca. 2% 

gefunden werden, der Anteil von δ-HCH betrug ca. 20%. 

Die drei Pegel 506/3, 507/3 und 507/2 zeigten auch bei der Zusammensetzung der Hexachlorcyclohexane 

deutliche Unterschiede zu den anderen Pegeln. So ist der Anteil von 

α-HCH mit ca. 60% doppelt so hoch wie bei den anderen Pegeln. Weiterhin ist der Anteil 

von ɛ-HCH mit ca. 3% deutlich geringer. Wie schon bei den anderen betrachteten Kontaminantengruppen 

zeigten die drei Pegel auch bei Hexachlorcyclohexanen auffallende 

Ähnlichkeiten. 

In Abbildung 38 sind die Isomerenmuster und die Konzentrationen der Hexachlorcyclohexane 

in den Multilevelpegeln dargestellt.


100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

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0% 

10 m (ohne 506/3 und 507/3) 14 m (ohne 507/2) 20 m 


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20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.92 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0,0001 

�� ∑ α-HCH / ∑ HCH [%] 

∑ β-HCH / ∑ HCH [%] 

∑ γ-HCH / ∑ HCH [%] 

�� 

∑ δ-HCH / ∑ HCH [%] ∑ ε-HCH / ∑ HCH [%] 

∑ HCH [mg/l] 

Abbildung 38: Zusammensetzung und Konzentration der Hexachlorcyclohexane in den 

Multilevelpegeln während des Versuches 

Summe Hexachlorcyclohexane [mg/l] 

Summe Hexachlorcyclohexane [mg/l]


3.4.1.4 Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen 

Die sechs Entnahmebrunnen (201–206) des Vorführtestfeldes wurden während des Versuches 

viermal auf Dioxine und Furane analysiert. Bei der Stillstandsbeprobung wurden 

aus Kostengründen die 5 schwach belasteten Entnahmebrunnen (201, 202, 203, 204 und 

206) zu einer Sammelprobe vereinigt und daraus die PCDF/PCDD-Konzentrationen bestimmt. 

Die Entnahmebrunnen 201 bis 204 waren im Vergleich zu den Brunnen 205 und 

206 vergleichsweise gering belastet. Die mittleren Dioxin- und Furankonzentrationen der 

Entnahmebrunnen 201 bis 204 lagen bei der Nullbeprobung bei ca. 1,2 ng/l. Zu Beginn 

der aeroben Phase waren die Konzentrationen um ca. 75% auf 0,34 ng/l gesunken. Ob 

durch den aeroben Versuchsbetrieb eine weitere Reduktion erreicht werden konnte, kann 

aufgrund der hohen analytischen Nachweisgrenze bei den Probenahmen von Dezember 

93 und Januar 94 nicht beurteilt werden. In Wasserproben des Entnahmebrunnen 206 

konnten bei der Ausgangsbeprobung (Januar 92 ) Dioxin- und Furankonzentrationen von 

12,5 ng/l nachgewiesen werden. Durch den Versuchsbetrieb wurden die Konzentrationen 

deutlich reduziert; bei der Stillstandsbeprobung (Januar 1994) konnten nur noch Werte 

um 1,2 ng Dioxine/Furane/l analysiert werden. Die Dioxinkonzentrationen des Entnahmebrunnes 

205 betrugen während des gesamten Versuches zwischen 300–400 ng/l. Bei 

der Stillstandsbeprobung (Januar 94) konnte eine deutliche Konzentrationserhöhung um 

Faktor 8 (2721 ng/l) nachgewiesen werden. Die Furankonzentrationen dieses Brunnens 

reduzierten sich im Versuchsverlauf zwar von 120 ng/l auf 49 ng/l, doch konnten bei der 

Stillstandsbeprobung um Faktor 10 (513 ng/l) erhöhte Furankonzentrationen analysiert 

werden. Tabelle 24 zeigt die Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen 

während des Versuches. 

Tabelle 24: Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen 

Brunnen 201 Brunnen 202 Brunnen 203 Brunnen 204 Brunnen 205 Brunnen 206 

∑ Dio ∑ Fur ∑ Dio ∑ Fur ∑ Dio ∑ Fur ∑ Dio ∑ Fur ∑ Dio ∑ Fur ∑ Dio ∑ Fur 

[ng/l] [ng/l] [ng/l] [ng/l] [ng/l] [ng/l] 

20.01.92 0,29 0,16 0,69 1,1 0,62 1,21 0,38 0,39 310 120 8,07 4,42 

07.10.92 0,11 0,11 0,17 0,26 0,15 0,17 0,20 0,21 301 76 2,18 0,81 

06.12.93 0,88


3.4.1.5 Schadstoffkonzentrationen vor und nach Versuch in allen Pegeln und Brunnen 

Durch den Versuchsbetrieb konnten deutliche Schadstoffabreicherungen im Spülkreislauf 

erzielt werden. Für das Grundwasser wurden keine expliziten Sanierungswerte genannt; 

für die beiden Abstrompegel (601 und 602) wurde von der Umweltbehörde Hamburg ein 

Sanierungswunschwert von 100 µg BSS/l festgelegt (FREIE UND HANSESTADT HAM- 

BURG 1991). Die Schadstoffkonzentrationen der Außenpegel blieben während des Versuches 

nahezu unverändert. Nur in den Außenpegeln 615 und 617 sanken im Versuchsverlauf 

die Schadstoffkonzentrationen auf Werte zwischen 0,18–0,52 mg BSS/l ab. Da 

in diesen Pegeln im späteren Versuchsverlauf zunehmend aerobe Verhältnisse anzutreffen 

waren, ist es wahrscheinlich, daß diese Brunnen vom Spülbetrieb des Feldes erreicht 

wurden. In den beiden abstromseitigen Entnahmebrunnen 202 und 203 konnten zu Versuchsende 

Schadstoffkonzentrationen im Bereich des Sanierungswertes von 0,1 mg BSS/l 

nachgewiesen werden. Die anstromseitigen Entnahmebrunnen 204–206 sowie der Entnahmebrunnen 

201 hatten bei der Abschlußbeprobung noch Schadstoffgehalte im Bereich von 

1–6 mg BSS/l. Die Schadstoffkonzentrationen der beiden Abstrompegel (Pegel 601 und 

602) und der Innenpegel (603–611) sanken im Versuchsverlauf auf Werte im Bereich des 

Sanierungszieles von 0,1 mg BSS/l. Dies gilt auch uneingeschränkt für die in 20 m Tiefe 

liegenden Pegel. In 14 m Tiefe blieb der Pegel 507/2 stark belastet, die anderen Pegel 

dieser Tiefe konnten auf Schadstoffkonzentrationen von 0,053–0,56 mg BSS/l abgereinigt 

werden. Die Schadstoffkonzentrationen der oberflächennahen Pegel 501/3–505/3 wurden 

durch den Versuchsbetrieb auf Werte von ca. 0,1–0,4 mg BSS/l reduziert. Der Pegel 508/3 

wies bei der Abschlußbeprobung noch Schadstoffgehalte von ca. 1,7 mg BSS/l auf. Die 

beiden Pegel 506/3 und 507/3 blieben während des Versuchs auf konstant hohem Schadstoffniveau 

von ca. 30 mg BSS/l. In Abbildung 39 sind die Schadstoffgehalte aller Pegel 

und Brunnen vor und nach dem Versuchs dargestellt.


Pegel außerhalb 

des Spülkreislaufes 

Brunnen und Pegel innerhalb des Spülkreislaufes 

Sanierungszielwert (0,1 mg BSS/l) 

60 

10 1 0,1 0,01 

Schadstoffkonzentration [mg BSS/l] 

612 

613 

614 

615 

616 

617 

618 

601 

602 

201 

202 

203 

204 

205 

206 

603 

604 

605 

606 

607 

608 

609 

610 

611 

501/1 

502/1 

503/1 

504/1 

505/1 

506/1 

507/1 

508/1 

501/2 

502/2 

503/2 

504/2 

505/2 

506/2 

507/2 

508/2 

501/3 

502/3 

503/3 

504/3 

505/3 

506/3 

507/3 

508/3 

Anfangsbeprobung (Jan. 92) Endbeprobung (Dez. 93) 


(Anstrom) 


(Abstrom) 

Entnahmebrunnen 



(20 m Tiefe) 


(14 m Tiefe) 


(10 m Tiefe) 

Abbildung 39: Schadstoffkonzentrationen aller Brunnen und Pegel vor und nach Versuch


3.4.2 Chemisch-physikalische und Anorganische Parameter 

Die chemisch-physikalischen und anorganischen Parameter werden in den nachfolgenden 

Unterkapiteln in den verschiedenen Tiefen des Feldes und im Grundwasseran- und abstrom 

dargestellt. 

3.4.2.1 Chemisch-physikalische Parameter der Multilevelpegel 

Sauerstoff Da bei der Nullbeprobung (Januar 1992) Sauerstoffkonzentrationen um 

0,1 mg O2/l gemessen wurden, kann der Grundwasserleiter zu Versuchsbeginn als reduziert 

angesehen werden. In der gut durchlässigen Wasserschicht in 20 m Tiefe konnten im 

Dezember 1992 durchschnittliche Sauerstoffkonzentrationen von 6 mg O2/l nachgewiesen 

werden. Diese Schicht konnte daher acht Wochen nach Beginn der Sauerstoffdosierung 

aerobisiert werden. Im weiteren Versuchsverlauf erhöhten sich die Sauerstoffkonzentrationen 

in dieser Tiefe bis auf ca. 30 mg O2/l. In 14 m Tiefe wurden von Dezember 92 

bis April 93 mittlere Sauerstoffgehalte von 5 mg O2/l nachgewiesen; anschließend stiegen 

die Konzentrationen bis auf 15 mg O2/l an. In 10 m Tiefe konnte nur gelegentlich gelöster 

Sauerstoff in geringen Konzentrationen nachgewiesen werden. Diese Wasserschicht 

konnte daher nicht dauerhaft mit gelöstem Sauerstoff versorgt werden. 

Leitfähigkeit Die Leitfähigkeit stieg in allen drei Tiefen des Feldes im Versuchszeitraum 

von durchschnittlich 1300 µS/cm (September 1992) auf 1500 µS/cm (Juni 93) an. Im Zeitraum 

von Juli 1992 bis Dezember 1992 erhöhte sich die Leitfähigkeit weiter und erreichte 

bei der Abschlußbeprobung (06.12.93) schließlich Maximalwerte um 1900 µS/cm. 

pH-Wert Die pH-Werte im Grundwasser schwankten in allen drei Tiefen zwischen Werten 

von 7 und 6,5. Von Ende März 1993 bis zur Probenahme am 13.09.93 sanken die 

pH-Werte in allen Tiefen um ca. 0,3 Einheiten, danach zeigten sie ansteigende Tendenz 

Redoxpotential Das Redoxpotential stieg in 20 m Tiefe von ca. 60 mV auf Werte von 

350 mV (Juli 1993) an und blieb bis zur Abschlußbeprobung (06.12.93) auf diesem Niveau. 

In 10 m und 14 m entwickelten sich die Redoxspannung ähnlich, doch wurden geringere 

Redoxspannungen als in 20 m Tiefe gemessen. Der Anstieg der Redoxpotentiale 

folgte weitgehend der Entwicklung der Sauerstoffkonzentrationen. Da das Redoxpotential 

jedoch erst mehrere Stunden nach der Probenahme bestimmt werden konnte, führte dies zu 

Beeinträchtigungen der Meßgüte (Hölting 1992). In Abbildung 40 sind die Sauerstoffkonzentrationen, 

die Leitfähigkeit, die pH-Werte und die Redoxspannung der Multilevelpegel 

dargestellt.




pH-Wert 

Redoxspannung [mVl] 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1900 

1700 

1500 

1300 

1100 

900 

7,0 

6,9 

6,8 

6,7 

6,6 

6,5 

6,4 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

20 m Tiefe 14 m Tiefe 10 m Tiefe 

Abbildung 40: Sauerstoffkonzentrationen, Leitfähigkeit, pH-Werte und Redoxspannung 

der Multilevelpegel 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94


3.4.2.2 Chemisch-physikalische Parameter der An- und Abstrompegel 

Sauerstoff In den Abstrompegeln des Feldes wurden von Dezember 1991 bis April 93 

relativ konstante Sauerstoffkonzentrationen von ca. 7 mg O2/l gemessen. Danach stiegen 

die Sauerstoffgehalte an und erreichten Werte um 30 mg O2/l; in den letzten beiden Probenahmen 

sanken die Sauerstoffgehalte im Abstrom bis auf Werte um 5 mg O2/l ab. Im 

Anstrom des Feldes wurde im Dezember 92 und Januar 93 Sauerstoff in Konzentrationen 

um 5 mg O2/l gemessen, im weiteren Versuchsverlauf blieb der Anstrom anaerob. Ab Juli 

1993 stiegen die Sauerstoffkonzentrationen im Anstrom auf 7 mg O2/l und sanken bis 

Versuchsende auf Werte um 1,5 mg O2/l ab. 

Leitfähigkeit Wurden bei der Nullbeprobung im An- und Abstrombereich noch nahezu 

gleiche Werte für die Leitfähigkeit um 1200 µS/cm gemessen, stieg während des Versuches 

die Leitfähigkeit der Abstromseite an und lag immer deutlich höher als die der 

Anstromseite. Zu Versuchsende war im Abstrombereich die Leitfähigkeit bis auf Werte 

um 1900 µS/cm angestiegen. 

pH-Wert Die pH-Werte der An- und Abstromseite schwankten um den Wert 7; tendenziell 

lag der pH-Wert der Abstromseite etwas höher als der des Anstromes. 

Redoxpotentia Die Redoxspannung im Abstrom erhöhte sich von 0 mV (08.09.92) bis 

auf Potentiale von ca. 390 mV (12.07.93). Im weiteren Versuchsverlauf verringerte sich 

das Redoxpotential auf Werte um 200 mV. Auch im Anstrom erhöhte sich das Redoxpotential 

von 0 mV auf 150 mV. In Abbildung 41 sind die Sauerstoffkonzentrationen, die 

Leitfähigkeit, die pH-Werte und die Redoxspannung im An- und Abstrom des Feldes dargestellt.




pH-Wert 

Redoxspannung [mVl] 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

1900 

1700 

1500 

1300 

1100 

900 

7,0 

6,9 

6,8 

6,7 

6,6 

6,5 

6,4 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

Anstrompegel Abstrompegel 

Abbildung 41: Sauerstoffkonzentrationen, Leitfähigkeit, pH-Werte und Redoxspannung 

der An- und Abstrompegel 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94


3.4.2.3 Anorganische Parameter der Multilevelpegel 

Ammonium In 20 m Tiefe gingen die Ammoniumkonzentrationen unmittelbar nach Beginn 

der Sauerstoffdosierung von 14 mg/l auf 0,5 mg/l zurück. In der mittleren Wasserschicht 

sanken die Ammoniumkonzentrationen von 16 auf 7 mg/l und verminderten sich 

im weiteren Versuchsablauf bis auf Werte von ca. 1 mg/l. In der obersten Wasserschicht 

blieben die Ammoniumkonzentrationen bis März 93 auf einem relativ gleichbleibenden 

Niveau von ca. 18 mg/l und sanken anschließend auf Konzentrationen um 5 mg/l. 

Nitrat Während der anaeroben Phase konnte in keiner der drei Tiefen Nitrat nachgewiesen 

werden. Unmittelbar nach Beginn der Sauerstoffdosierung wurden in der untersten 

Wasserschicht Nitratkonzentrationen von ca. 10-15 mg/l gemessen, die über den gesamten 

Versuchsverlauf relativ unverändert blieben. In 14 m Tiefe konnte gegen Ende März 93 

in allen Pegeln Nitrat im Konzentrationsbereich um 6–9 mg NO3/l gefunden werden. In 

10 m Tiefe konnte nur gelegentlich Nitrat in Konzentrationen bis maximal 2,5 mg NO3/l 

nachgewiesen werden. 

Eisen Bei der Nullbeprobung wurde für Eisen eine tiefenbezogene Verteilung festgestellt. 

In der obersten wasserführenden Schicht betrugen die Eisenkonzentrationen im Mittel 

36 mg/l, in 14 m Tiefe wurden 16 mg/l und in 20 m Tiefe 9,7 mg/l gemessen. Während 

der anaeroben Phase reduzierten sich die Eisenwerte in 20 m Tiefe auf ca. 2,5 mg/l, nach 

Beginn der Sauerstoffdosierung sanken die Konzentrationen auf ca. 0,3 mg/l. In der mittleren 

wasserführenden Schicht blieben die Eisenwerte bis Anfang März 93 im Konzentrationsbereich 

von 9–15 mg/l. Danach sanken in den abstromseitigen Pegeln (501/2–504/2) 

die Eisenkonzentrationen auf ca. 1,2 mg/l, während die anstromseitigen Pegel (505/2– 

508/2) deutlich höhere Eisenkonzentrationen von ca. 6 mg/l aufwiesen. In der schlecht 

durchlässigen Schicht in 10 m Tiefe sanken die Eisengehalte im Versuchsverlauf von 

36 mg/l auf 15 mg/l. 

Mangan Bei der Bestandsaufnahme wurden in allen 3 Tiefen des Feldes Mangankonzentrationen 

von ca. 1–4 mg/l gemessen. In 20 m Tiefe sanken die Mangankonzentrationen 

von ca. 3 mg/l (20.01.92) auf 2 mg/l (20.01.93). Danach verminderten sich die Mangankonzentrationen 

innerhalb von sechs Wochen auf Werte um 0,6 mg/l und sanken bis zu 

Versuchsende auf Konzentrationen in den Bereich der analytischen Nachweisgrenze von 

0,05 mg/l ab. In 14 m Tiefe verminderten sich die Mangankonzentrationen von 2,1 mg/l 

(20.01.92) auf 1,6 mg/l (14.06.93). Danach sanken sie innerhalb von acht Wochen auf 

Konzentrationen von 0,75 mg/l ab. Gegen Versuchsende stiegen die Mangangehalte wieder 

auf ca. 1,5 mg/l an. In der obersten Wasserschicht in 10 m Tiefe sanken im Verlauf des 

Versuchs die Mangankonzentrationen von 3,3 mg/l stetig auf 1,4 mg/l ab.


Chlorid Bei der Bestandsaufnahme (20.01.92) zeigten die Chloridgehalte eine tiefenbezogene 

Verteilung. In 10 m Tiefe wurden 210 mg/l, in 14 m Tiefe 182 mg/l und in 20 m 

Tiefe ca. 149 mg/l analysiert. Durch den Spülbetrieb des Feldes vergleichmäßigten sich die 

Unterschiede, es konnten in allen Probenahmen bis 02.03.93 Konzentrationen zwischen 

200–220 mg/l gemessen werden, wobei die Chloridkonzentrationen in 10 m Tiefe mit 

durchschnittlich 220 mg/l etwas höher als in den beiden anderen Tiefen lag. Die erhöhten 

Chloridwerte der Probenahme vom 30.03.93 müssen, zumal nahezu alle Chloridbestimmungen 

dieser Beprobung den Wert „240“ aufwiesen, als Meßfehler gewertet werden. Im 

Zeitraum von April 93 bis zum Versuchsende veränderten sich die Chloridkonzentrationen 

nicht und blieben in allen drei Tiefen im Konzentrationsbereich von 210 mg/l. 

Abbildung 42 zeigt die Konzentrationen der genannten Ionen in den Multilevelpegeln.



Nitrat [mg/l] 

Eisen [mg/l] 

Mangan [mg/l] 


25 

20 

15 

10 

5 

0 

18 

15 

12 

9 

6 

3 

0 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

240 

220 

200 

180 

160 

140 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

20 m Tiefe 14 m Tiefe 10 m Tiefe 

Abbildung 42: Ammonium-, Nitrat-, Eisen-, Mangan- und Chloridkonzentrationen der 


27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94


ortho-Phosphat Durch die Zudosierung von Natriumhexametaphosphat konnte in 20 m 

Tiefe mit ca. 0,5 mg PO4-P/l eine ausreichende Konzentration dieses Nährstoffes sichergestellt 

werden. In 10 m und 14 m Tiefe konnten erst gegen Versuchsende Phosphatkonzentrationen 

von ca. 0,1–0,3 mg PO4-P/l nachgewiesen werden. 

Kalium und Natrium Die Kaliumkonzentrationen unterlagen im Versuchsverlauf keinerlei 

Veränderungen, in allen Pegeln konnten Werte zwischen 6,5 und 7 mg/l nachgewiesen 

werden. Die Konzentration der Natriumionen erhöhte sich während des Versuches in 

allen Tiefen des Feldes von ca. 100 mg/l auf ca. 300 mg/l. Diese Erhöhung ist auf den 

Einfluß der Natronlaugen-Dosierung innerhalb der Anlage zurückzuführen. 

Sulfat und Sulfid Sulfat konnte bei der Nullbeprobung in allen drei Tiefen des Feldes 

nachgewiesen werden. In 10 m Tiefe wurden Sulfatkonzentrationen von ca. 25 mg/l, in 

14 m Tiefe Konzentrationen von 38 mg/l und in 20 m Tiefe Werte von 140 mg/l gemessen. 

Nach Ende der anaeroben Phase erhöhten sich die Werte in der oberen und mittleren 

Schicht auf 96,6 bzw. 114 mg/l, während in 20 m Tiefe keine Zunahme der Sulfatgehalte 

nachgewiesen werden konnte. Dieser Effekt kann der vollständigen Durchmischung des 

Aquifers durch den Spülbetrieb zugeschrieben werden. Bei der nächsten Untersuchung 

der Proben auf Sulfat im Juli 1993 konnten in allen 3 Tiefen Sulfatkonzentrationen von 

ca. 300 mg/l gefunden werden, die bis Versuchsende auf diesem Niveau blieben. Sulfid 

konnte nur vereinzelt in Konzentrationen bis maximal 0,03 mg/l analysiert werden. 

Säure- und Basekapazität, Härte, freie Kohlensäure- und Hydrogencarbonatkonzentrationen 

Bei der Bestandsaufnahme im Januar 92 betrug die Gesamthärte des Wassers 

ca. 17,928,2 ◦ dH, wobei in der untersten Wasserschicht die Gesamthärte am geringsten 

war. Während des Versuches stieg die Gesamthärte, bedingt durch die steigenden Calciumkonzentrationen, 

von ca. 18 ◦ dH (07.10.92) bis auf Werte von ca. 21,5 ◦ dH. Das Wasser 

kann daher als „hart“ bezeichnet werden (HÖLTING 1992). 

Unter der Annahme, daß der Säuregehalt des Wassers ausschließlich durch den Gehalt 

an gelöster freier Kohlensäure bestimmt wird, kann aus der Basekapazität bei pH 8,2 die 

Konzentration der gelösten Kohlensäure berechnet werden. Aus der Säurekapazität bei 

pH 4,3 errechnet sich die Menge der Hydrogencarbonationen. Bei den durchschnittlichen 

pH-Werten von 6,7 können die Konzentrationen von Calciumhydroxiden und Carbonaten 

vernachlässigt werden (HÖLTING 1992). 

Bei der Nullbeprobung (20.01.92) wurden die höchsten Konzentrationen an freier Kohlensäure 

mit 113,8 mg/l in 10 m Tiefe gemessen; in 14 m Tiefe wurden 65,7 mg/l und in 20 m 

Tiefe 26,8 mg/l nachgewiesen. Bei der nächsten Beprobung (07.10.92) wurden in 14 und 

20 m Tiefe um ca. 50% geringere Konzentrationen gemessen, während sie in 20 m Tiefe


unverändert blieben. Im weiteren Versuch stieg der Gehalt an freier Kohlensäure an; bei 

der Stillstandsbeprobung wurden in 10 m Tiefe Konzentrationen von 108,3 mg/l, in 14 m 

Tiefe von 85,4 mg/l und in 20 m Tiefe von 67,1 mg/l bestimmt. 

Die Gehalte der Hydrogencarbonationen stiegen von durchschnittlich 350–380 mg/l 

(07.10.92) während des Versuches auf Werte von 407–452 mg/l (06.12.93) an. Bei der 

Probenahme vom 07.10.92 wurden mit 53,9 mg/l (10 m Tiefe), 26,9 mg/l (14 m Tiefe) und 

23,4 mg/l (20 m Tiefe) verglichen mit der Anfangsbeprobung geringere Konzentrationen 

vorgefunden. In 14 und 10 m Tiefe erhöhte sich die Konzentration der Hydrogencarbonationen 

auf Werte von ca. 450 mg/l (06.12.93). 

In Tabelle 25 sind die analysierten Säure- und Basekapazitäten, die Konzentrationen an 

freier Kohlensäure und Hydrogencarbonat und die Härte in den Multilevelpegeln dargestellt.


Tabelle 25: Säure- und Basekapazität, Härte, freie Kohlensäure und Hydrogencarbonatkonzentrationen 

der Multilevelpegel 

Calcium Calciumhärte Magnesiu Magnesiumhärte Gesamthärte 

[mg/l] [°dH] [mg/l] [°dH] [°dH] 

10 14 20 10 14 20 10 14 20 10 14 20 10 14 20 

20.01.92 152 99 96 21,3 13,8 13,4 29,3 19,0 19,1 6,7 4,4 4,4 28,1 18,2 17,9 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 107 90 94 14,9 12,6 13,1 21,5 20,4 21,0 4,9 4,7 4,8 19,9 17,4 18,0 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 101 105 109 14,2 14,7 15,3 19,6 20,5 20,8 4,5 4,7 4,8 18,7 19,5 20,1 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 113 118 119 15,8 16,5 16,7 21,3 21,3 20,8 4,9 4,9 4,8 20,7 21,4 21,5 

10.01.94 112 117 120 15,6 16,4 16,9 21,3 21,4 20,8 4,9 4,9 4,8 20,5 21,4 21,7 

Säurekapazität 

(KS4,3 ) 

Hydrogencarbonat 

Basekapazität 

(KB8,2 ) 

"freie Kohlensäure" 

Carbonathärte 

[mmol/l] [mg/l] [mmol/l] [mg/l] [°dH] 

10 14 20 10 14 20 10 14 20 10 14 20 10 14 20 

20.01.92 8,7 6,7 3,4 514 393 203 2,6 1,3 0,5 114 65,7 26,8 24,5 18,7 9,7 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 6,5 6,0 6,3 382 351 369 1,2 0,6 0,5 53,9 26,9 23,4 18,2 16,7 17,6 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 5,6 6,3 6,6 328 369 390 n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 15,6 17,6 18,6 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 6,9 7,5 7,7 407 443 452 n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 19,4 21,1 21,5 

10.01.94 6,7 7,3 7,0 393 428 412 2,5 1,9 1,5 108,3 85,4 67,1 18,7 20,4 19,6


3.4.2.4 Anorganische Parameter der An- und Abstrompegel 

Ammonium Die Ammoniumgehalte im Anstrom sanken von 17,4 mg/l (20.01.92) zunächst 

auf Werte um 7 mg/l (01.12.92). Danach stiegen sie bis in den Konzentrationsbereich 

von 35 mg/l (27.04.93) um dann zu Versuchsende wieder auf Konzentrationen von 

ca. 5 mg/l abzufallen. Im Abstrom verminderten sich die Ammoniumkonzentrationen von 

15 mg/l (20.01.92) auf 0–5 mg/l. 

Nitrat Im Anstrombereich des Feldes konnten gegen Versuchsende Nitratkonzentrationen 

von ca. 3–5 mg/l nachgewiesen werden. Diese Nitratkonzentrationen lassen sich vermutlich 

auf die erhöhten Sauerstoffwerte (Juli–Dezember 93) im Anstrombereich und die 

dadurch mögliche bakterielle Nitrifikation zurückführen. Im Abstrombereich kam es, abgesehen 

von den Probenahmen von April und Juni 93, zu einer stetigen Erhöhung der 

Nitratkonzentrationen. 

Eisen Im Anstrombereich des Feldes konnten stark schwankende Eisenkonzentrationen 

von 10–25 mg/l festgestellt werden. Der Verlauf der Eisenkonzentrationen während des 

Versuches zeigt auffallende Ähnlichkeit mit dem Verlauf der Ammoniumwerte. Die stark 

fallenden Eisenkonzentrationen im Anstrom von April 93 bis Oktober 93 können in Verbindung 

mit den hohen Sauerstoffgehalten durch Oxidation und Ausfällung der Eisenverbindungen 

erklärt werden. 

Im Abstrombereich verminderten sich die Eisenkonzentrationen von ca. 16 mg/l (20.01.93) 

stetig bis auf durchschnittliche Konzentrationen von 5 mg/l. 

Mangan Die Mangankonzentrationen der Anstromseite blieben während des Versuches 

auf konstantem Niveau von ca. 3 mg/l. Im Abstrombereich verringerten sich die Mangangehalte 

von anfänglich 2,4 mg/l bis auf Konzentrationen von ca. 0,5 mg/l. 

Chlorid Bei der Bestandsaufnahme wurden im Abstrom des Feldes Chloridkonzentrationen 

von 165 mg/l gemessen. Danach stiegen die Chloridwerte bis auf ca. 210 mg/l an 

und verblieben während des restlichen Versuches auf diesem Niveau. Die Anstromkonzentrationen 

lagen um ca. 10 mg/l unter denen des Abstromes; ab Juli 1993 sanken die 

Anstromkonzentrationen auf Werte um 180 mg/l ab. 

Abbildung 43 zeigt die Konzentrationen von Ammonium, Nitrat, Eisen, Mangan und Chlorid 

im An- und Abstrom des Feldes.



Nitrat [mg/l] 

Eisen [mg/l] 

Mangan [mg/l] 


40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

3,5 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

230 

220 

210 

200 

190 

180 

170 

160 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

Anstrompegel Abstrompegel 

Abbildung 43: Ammonium-, Nitrat-, Eisen-, Mangan- und Chloridkonzentrationen der 

An- und Abstrompegel 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94


3.4.3 Mikrobiologische Untersuchungen 

Während des Versuches wurden die Zelldichten ausgewählter Brunnen und Pegel (Tabelle 

5) bestimmt und stoffwechselphysiologisch sich unterscheidende Bakterien angereichert. 

Bestimmung der aeroben und fakultativ anaeroben Bakterien auf R2A-Agar In nahezu 

allen Brunnen des Feldes konnten bei der Nullbeprobung Zelldichten zwischen 10 3 – 

10 4 KBE/ml auf R2A-Agar nachgewiesen werden, lediglich in den hoch schadstoffbelasteten 

Außenbrunnen 612 und 613 wurden um Faktor 10 geringere Zelldichten gefunden. 

Während des weiteren Versuchsverlaufes kam es zu keinen signifikanten Veränderungen 

der suspendierten Bakterienzahlen; die Zelldichten bewegten sich weiterhin zwischen 

10 3 –10 4 KBE/ml. Es konnten keine tiefenbezogenen Unterschiede der Zelldichten festgestellt 

werden, auch nach der vierwöchigen Stillstandszeit kam es zu keinen Veränderung 

der Zellzahlen. Im Anhang (Anhang, Tabelle 12) sind die Zelldichten aller Brunnen und 

Pegel während des Versuches aufgeführt. 

Methylotrophe Bakterien Im Feld lag der Titer zwischen 0,5–0,005 ml, eine tiefenoder 

brunnenabhängige Verteilung kann nicht erkannt werden. Lediglich im Abstrombereich 

des Feldes (Brunnen 601 und 602) erhöhte sich der Titer im Verlauf des Versuches 

von 0,5 auf 0,005 ml. 

Desulfurikanten Im Feld konnte im Vergleich zur Nullbeprobung am Ende der anaeroben 

Phase ein Rückgang der Sulfatreduzierer beobachtet werden. Der durchschnittliche 

Titer lag zu Beginn der aeroben Phase bei 0,05 ml und sank bis Versuchsende auf 0,025 ml. 

Denitrifikanten Im Feld lag der durchschnittlich nachgewiesene Titer während des Versuches 

zwischen 0,5–0,05 ml. Bei der Stillstandsbeprobung konnte in nahezu allen untersuchten 

Brunnen deutliche Nachweise auf denitrifizierende Aktivitäten gefunden werden. 

Der Titer betrug bei dieser Beprobung 0,05 ml. Auffällig war, daß in nahezu allen Kulturröhrchen 

das zugesetzte Nitrat fast vollständig verschwunden war und das Zwischenprodukt 

Nitrit nachgewiesen werden konnte. 

Obligate und fakultative Anaerobier Bei der Nullbeprobung konnten die höchsten Titer 

für die obligaten und fakultativen Anaerobier mit 0,5-0,0005 ml bestimmt werden. 

Während des Versuches konnten weder im Feld noch in der Anlage Anaerobier angereichert 

werden, der durchschnittliche Titer lag bei 0,5–0,05 ml. Bei der Stillstandsbeprobung 

konnte, ähnlich wie bei den Denitrifikanten, ein im Vergleich zur vorigen Beprobung erhöhter 

Titer von durchschnittlich 0,005 ml nachgewiesen werden.



Durch die ökotoxikologischen Untersuchungen von Wasserproben des Testfeldes mit dem 

Leuchtbakterientest sollte überprüft werden, ob die im Leuchtbakterientest festgestellten 

toxischen Wirkungen mit den analysierten Schadstoffgehalten in Zusammenhang stehen. 

Weiterhin sollte geprüft werden, ob die zu erwartende Schadstoffabnahme im Grundwasser 

sich auch in einer Reduzierung der toxischen Wirkungen äußert. Bei der Bestandsaufnahme 

wurden in allen Entnahmebrunnen deutliche toxische Wirkungen nachgewiesen. 

Die GL20-Werte bewegten sich zwischen 4,79 bei Brunnen 203 und 12,15 bei Brunnen 

205. Im Versuchsverlauf konnten bei den Entnahmebrunnen 202, 203 und 204 in keiner 

Beprobung toxische Effekte mehr nachgewiesen werden. Im Entnahmebrunnen 201 konnten 

geringe GL20-Werte im Bereich von 2 gemessen werden. Wasserproben der Brunnen 

205 und 206 wiesen während des weiteren Versuches mit GL20-Werten von 2–8 deutliche 

Toxizitäten auf. Die nachfolgende Tabelle 26 zeigt die BSS-Konzentrationen der Entnahmebrunnen 

und die im Leuchtbakterientest gemessenen GL20-Werte. 

Tabelle 26: Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen der Entnahmebrunnen 

Brunnen 201 Brunnen 202 Brunnen 203 Brunnen 204 Brunnen 205 Brunnen 206 

GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS 

[mg/l [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] 

20.01.92 9,51 6,49 6,07 15,39 4,79 14,60 1,81 4,67 12,15 46,79 7,73 21,10 

08.09.92 

22.09.92 n.n. 0,24 n.n. 0,13 n.n. 1,02 n.n. 0,79 8,00 26,66 2,00 4,78 

07.10.92 3,00 5,47 n.n. 1,04 n.n. 1,37 n.n. 2,19 5,00 14,33 2,00 5,49 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 2,10 1,15 n.n. 0,34 n.n. 0,26 n.n. 1,13 3,39 5,69 1,92 4,45 

27.04.93 2,29 3,43 n.n. 0,34 n.n. 0,31 n.n. 1,32 4,77 8,41 2,28 4,01 

14.06.93 n.n. 2,51 n.n. 0,28 n.n. 0,35 n.n. 1,04 3,73 7,41 2,05 4,34 

12.07.93 1,83 2,20 n.n. 0,23 n.n. 0,23 n.n. 0,89 2,37 4,95 1,85 3,52 

16.08.93 1,92 1,78 n.n. 0,19 n.n. 0,16 n.n. 0,92 2,00 4,56 2,00 3,13 

13.09.93 1,80 1,98 n.n. 0,14 n.n. 0,16 n.n. 0,85 3,37 6,22 2,00 3,57 

25.10.93 2,28 1,59 n.n. 0,12 n.n. 0,13 n.n. 0,97 3,32 6,76 2,48 3,67 

06.12.93 1,74 1,44 n.n. 0,12 n.n. 0,18 n.n. 0,97 4,23 6,76 2,58 4,04 

10.01.94 n.n. 0,74 n.n. 0,28 n.n. 0,18 n.n. 1,83 8,55 55,38 5,04 9,70 

Legende: 



Die Abstrompegel 601 und 602 wiesen bei der Nullbeprobung mit GL20-Werten von 3,24– 

3,75 nur mäßige Toxizität auf. Entsprechend dem Rückgang der Schadstoffkonzentrationen 

nahm auch die Wirkung im Leuchtbakterientest ab. Der Abstrom des Feldes blieb 

während des Versuches untoxisch. Die gleichbleibend hohe Schadstoffbelastung der Anstrompegel 

612, 614 und 618 äußerte sich in einer hohen Toxizität. Beim Anstrompegel 

612 konnte bei mittleren Schadstoffkonzentrationen von 33,13 mg BSS/l ein durchschnittlicher 

GL20-Wert von 15,8 nachgewiesen werden. Der Anstrompegel 614 wies bei durchschnittlichen 

Schadstoffgehalten von 9,6 mg BSS/l eine mittleren GL20-Wert von 4,14 auf 

und der Pegel 618 bei durchschnittlichen BSS-Gehalten von 8,8 mg BSS/l einen GL20- 

Wert von 5,12. Die Schadstoffgehalte und GL20-Werte des Pegels 615 nahmen während 

des Versuches ab. Tabelle 27 zeigt die BSS-Konzentrationen der Entnahmebrunnen und 

die im Leuchtbakterientest gemessenen GL20-Werte. 

Tabelle 27: Lumineszenzhemmwerte und BSS-Konzentrationen der An- und Abstrompegel 

Abstrompegel Anstrompegel 

Pegel 601 Pegel 602 Pegel 612 Pegel 614 Pegel 615 Pegel 618 

GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS GL 20 BSS 

[mg/l [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] 

16.01.92 3,24 9,76 3,75 6,77 17,13 30,98 4,95 13,54 1,06 5,05 5,35 12,34 

08.09.92 

22.09.92 n.n. 1,87 n.n. 1,64 

07.10.92 n.n. 0,71 n.n. 0,14 

03.11.92 n.n. 0,40 n.n. 0,47 12,37 20,29 3,45 10,67 n.n. 1,91 7,59 10,46 

01.12.92 n.n. 0,25 n.n. 0,32 24,64 62,29 2,30 8,90 n.n. 1,28 10,10 6,25 

20.01.93 n.n. 0,16 n.n. 0,37 7,83 26,97 1,56 10,26 n.n. 1,33 2,00 7,32 

02.03.93 n.n. 0,11 n.n. 0,18 8,85 27,67 2,50 6,79 1,86 5,90 

30.03.93 n.n. 0,31 n.n. 3,11 10,22 24,17 3,73 9,39 n.n. 2,69 2,74 15,64 

27.04.93 n.n. 0,49 n.n. 1,51 12,01 32,68 3,71 9,23 3,21 1,19 4,53 9,62 

14.06.93 n.n. 0,18 n.n. 0,60 22,03 47,01 4,09 9,48 n.n. 1,00 6,14 8,33 

12.07.93 n.n. 0,09 n.n. 0,08 21,28 30,80 7,02 9,50 n.n. 0,53 8,68 7,71 

16.08.93 n.n. 0,11 n.n. 0,17 17,31 30,37 3,93 8,90 n.n. 0,35 6,40 7,64 

13.09.93 n.n. 0,07 n.n. 0,08 12,55 31,05 5,19 10,06 n.n. 0,43 3,89 7,83 

25.10.93 n.n. 0,07 n.n. 0,03 17,96 29,41 2,94 7,34 n.n. 0,44 3,30 7,29 

06.12.93 n.n. 0,13 n.n. 0,42 21,69 37,03 8,47 10,69 1,32 0,52 4,02 8,16 

10.01.94 n.n. 0,38 n.n. 0,72 

Legende: 



3.5 Laborversuche zum Abbau von Chloraromaten 

In mehreren Untersuchungen konnte erfolgreich die mikrobielle Abbaubarkeit der standortspezifischen 

Schadstoffe nachgewiesen werden (LANG et al. 1992, FEIDIEKER & DOTT 

1993, FEIDIEKER ET AL. 1994). Zur erneuten Überprüfung des Abbaupotentials wurde 

Batchversuche in zwei Varianten durchgeführt. 

3.5.1 Schadstoffabbau in gekühlten und ungekühlten Wasserproben 

Einer Mischprobe des Anlageneingangs wurden 10 Einzelproben entnommen. Die eine 

Hälfte der Proben wurde im Kühlschrank, die andere bei Raumtemperatur gelagert und 

nach 0, 1, 2, 4 und 10 Tagen gaschromatographisch auf Chlorbenzole und Hexachlorcyclohexane 

untersucht. 

Ungekühlte Proben veränderten sich gemäß den Versuchsergebnissen rasch in ihren Schadstoffgehalten. 

Nach zwei Tagen war die Chlorbenzolkonzentration auf 17,7% und nach 

4 Tagen auf 4,5% abgesunken. 1,2,3- und vor allem 1,3,5-TCB wurden - verglichen mit 

1,2,4-TCB - deutlich langsamer abgebaut. Nach 10 Tagen Inkubationszeit sanken die Konzentrationen 

von 1,3,5-TCB um ca. 53%. Bei gekühlten Proben kam es erst am 10. Tag 

zu einer Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen um ca. 19%. Nach Literaturangaben 

verringert sich bei einer Temperaturerniedrigung von 10 ◦ C die Stoffwechselaktivität der 

Mikroorganismen und damit der Abbau um etwa 75% (CORSEUIL & WEBER 1994). Als 

optimal für den Abbau von Chlorbenzolen werden Temperaturen um 30 ◦ C genannt, doch 

konnten auch bei 3 ◦ C noch dechlorierende Stoffwechselaktivitäten nachgewiesen werden 

(BEURSKENS et al. 1994). Abbildung 44 zeigt die Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen 

in Abhängigkeit von der Inkubationstemperatur.


Inkubationstemperatur 20 ◦ C 

Konzentration [% Anfangskonzentration] 

120% 

110% 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

Inkubationstemperatur 3 ◦ C 


120% 

110% 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

Lagerzeit [Tage] 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 


MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

tet-hexCB 

∑ Chlorbenzole 

MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

tet-hexCB 


C 0 [mg/l] 

0,601 

0,120 

0,171 

0,210 

0,204 

0,973 

0,068 

0,061 

2,410 

C 0 [mg/l] 

0,645 

0,122 

0,172 

0,215 

0,207 

1,020 

0,069 

0,061 

2,510 

Abbildung 44: Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen in ungekühlten und gekühlten 

Wasserproben


3.5.2 Schadstoffabbau in mikrobiell aktiven und gehemmten Wasserproben 

Einer Mischprobe des Anlageneingangs wurden 12 Einzelproben entnommen. Die eine 

Hälfte der Proben wurde durch Zugabe von 1% (w/v) Natriumazid biologisch inaktiviert, 

die andere Hälfte blieb unbehandelt (OLDENHUIS et al. 1989). Nach jeweils 0, 1, 2, 3, 

4 und 10 Tagen wurden die BSS Konzentrationen und die Gesamtzellzahl bestimmt. Die 

Ergebnisse des Azid-Abbau-Versuches entsprechen im wesentlichen den Ergebnissen des 

Temperaturversuches. Nach 3 Tagen ist bei den azidfreien Proben die Chlorbenzolkonzentration 

auf 3,7% des Ausgangswertes gesunken, während bei den azidhaltigen Proben 

erst nach 10 Tagen eine Restkonzentration von 48,3% des Ausgangswertes festgestellt 

wurde. Die Abbauraten der Komponenten Monochlorbenzol, 1,2,3-, 1,2,4- und 1,3,5-TCB 

waren bei den nicht gekühlten und azidfreien Proben im wesentlichen identisch. Bei den 

azidfreien Proben war 2 bis 3 Tagen Monochlorbenzol und 1,2,4-TCB nahezu vollständig 

abgebaut. Auch das einem aeroben Abbau als nicht zugänglich geltende 1,3,5-TCB 

konnte teilweise abgebaut werden.Die Abbildung 45 zeigt die Veränderungen der Chlorbenzolkonzentrationen 

in den beiden Varianten des Azid-Versuchs.


Mikrobiell ungehemmt (Inkubationstemperatur 20 ◦ C) 


120% 

110% 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 


Mikrobiell gehemmt (Inkubationstemperatur 20 ◦ C) 


120% 

110% 

100% 

90% 

80% 

70% 

60% 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 


MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

tet-hexCB 


MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

tet-hexCB 


C 0 [mg/l] 

2,900 

0,099 

0,137 

0,163 

0,165 

1,220 

0,055 

0,043 

4,782 

C 0 [mg/l] 

2,000 

0,093 

0,125 

0,149 

0,153 

1,030 

0,045 

0,036 

3,631 

Abbildung 45: Abnahme der Chlorbenzolkonzentrationen in mikrobiell aktiven und gehemmten 

Wasserproben


Durch die Kühlung der Proben auf 3 ◦ C konnte eine im Vergleich zur Azidzugabe stärkere 

Unterbindung des mikrobiellen Schadstoffabbaus erzielt werden. Die Zelldichten der 

mit Natriumazid behandelten Proben verringerten sich im Verlauf der 10 Tage Beobachtungszeit 

relativ langsam, so daß nur von einer geminderten Abbaufähigkeit ausgegangen 

werden kann. Durch die Azidzugabe konnte daher keine Sterilisation erreicht werden. 

Während die Zelldichten der unbehandelten „Kein Azid“ Variante im Beobachtungszeitraum 

von 2,65·10 4 auf 5,5·10 6 KBE/ml anstiegen, sanken die Zelldichten bei den mit 

Azid behandelten Wasserproben von 5·10 4 auf 1,3·10 2 KBE/ml. Die Schadstoffgehalte 

der unbehandelten Probe sanken innerhalb von 3 Tagen auf 7% der Ausgangskonzentration, 

während in den mikrobiell gehemmten Proben erst nach 10 Tagen eine Verringerung 

der Schadstoffbelastung auf 49% des Ausgangswertes beobachtet wurde. Bei Bestimmung 

der ökophysiologischen Gruppen konnten in den azidfreien Proben methylotrophe Bakterien 

und Denitrifikanten bis zu einem Titer von 0,05 ml und Anaerobier bis 0,5 ml nachgewiesen 

werden. In den mikrobiell gehemmten Varianten konnten in keiner Probe ökophysiologische 

Gruppen nachgewiesen. Der Zusammenhang zwischen der Abnahme der 

Schadstoffwerte und dem Anstieg der Zelldichten in den mikrobiell aktiven Versuchsvarianten 

lassen den Schluß auf erfolgten mikrobiellen Abbau zu. Die folgende Abbildung 46 

zeigt die Zelldichten und die BSS-Konzentrationen des „Azid“-Versuches. 

Zelldichte [KBE/ml] 

1,0E+07 

1,0E+06 

1,0E+05 

1,0E+04 

1,0E+03 

1,0E+02 

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 

Inkubationszeit [Tage] 

Zelldichte "Azid" [KBE/ml] Zelldichte "Kein Azid" [KBE/ml] 

BSS-Konzentration "Azid" [mg/l] BSS-Konzentration "Kein Azid" [mg/l] 

Abbildung 46: Zelldichten und BSS-Konzentrationen der Abbauvariante „Kein Azid vs. 

Azid“ 

5 

4 

3 

2 

1 

0 

BSS [mg/l]

Diskussion 134 

4 Diskussion 

Im Zuge der geplanten mikrobiologischen Sanierung des ersten Grundwasserleiters in 

Hamburg-Moorfleet sollte der in dieser Arbeit dokumentierte Feldversuch dazu dienen, 

die verfahrenstechnischen und mikrobiologischen Rahmenbedingungen einer in situ Sanierung 

zu klären. 

Das Verfahren bestand aus einer oberirdischen Wasseraufbereitungsanlage und einem unterirdischen 

Reaktionskörper. Das geförderte schadstoffbelastete Grundwasser wurde in 

der Wasseraufbereitungsanlage mikrobiell gereinigt und nach Nährstoffanreicherung wieder 

vollständig infiltriert. Durch diesen unterirdischen Spülkreislauf sollten die im Grundwasser 

gelösten Schadstoffe entfernt und die am Boden adsorbierten Schadstoffe mobilisiert 

werden. Durch die Nähr- und Sauerstoffzugabe in den Untergrund sollten die Milieubedingungen 

für den mikrobiellen in situ Abbau verbessert werden. 

4.1 Charakterisierung der Schadstoffsituation 

Vor Beginn des Versuches wurden im Rahmen einer umfangreichen analytischen Bestandsaufnahme 

Bodenproben aus dem Stau- und Grundwasserbereich des Vorführtestfeldes 

auf die Schadstoffparameter EOX und BSS untersucht. Die Schadstoffbelastung 

des Grundwassers wurde durch Beprobung aller Brunnen des Vorführtestfeldes auf die 

Parameter BSS und AOX festgestellt. Die Ergebnisse der Bestandsaufnahme können mit 

folgenden Aussagen beschrieben werden: 

a) Bodenproben aus dem Stauwasserbereich sind um Faktor 10–500 höher belastet als 

Bodenproben aus dem Grundwasserbereich. In der Aufschüttungsschicht betrugen 

die BSS-Konzentrationen bis 6775,5 mg BSS/kg, während im Bodenkörper des ersten 

Grundwasserleiters Maximalkonzentrationen bis 129,1 mg BSS/kg nachgewiesen 

wurden. 

b) Da das Stauwasser des Vorführtestfeldes nie auf BSS untersucht wurde, sind nur 

orientierende Angaben zur Schadstoffbelastung möglich. Aus den Schadstoffgehalten 

von Bodenproben aus dem Aufschüttungsbereich des Feldes in Verbindung mit 

den Sanierungsuntersuchungen des Stauwasserhorizontes kann jedoch abgeschätzt 

werden, daß das Stauwasser um Faktor 2 höher als das Grundwasser belastet war 

(FEIDIEKER & DOTT 1993). 

c) Im Grundwasser wurde eine durchschnittliche Schadstoffzusammensetzung von 

90,4% Chlorbenzole, 2,5% Chlorphenole, 4,1% BTEX-Aromaten und 2,9% Hexachlorcyclohexane 

vorgefunden.


d) Die Schadstoffbelastung des Grundwassers vor Versuchsbeginn zeigte einen vertikalen 

Gradienten. Von wenigen Ausnahmen abgesehen nahm die Schadstoffbelastung 

mit der Tiefe zu. In 20 m Tiefe betrug die durchschnittliche BSS-Konzentration 

14,7 mg/l, in 14 m Tiefe 6,6 mg/l und in der oberflächennahen Wasserschicht in 10 

m Tiefe ca. 2,5 mg/l. In den Grundwasserschichten in 10 m und 14 m Tiefe wurden 

bei drei Multilevelpegeln im Vergleich zu den anderen Brunnen dieser Schichten 

jedoch deutlich höhere Schadstoffkonzentrationen (bis zu ca. 50 mg/l BSS) nachgewiesen. 

4.1.1 Schadstoffbelastung und -verteilung im Grundwasser zu Beginn der Sanierung 

Im nachfolgenden wird die Schadstoffsituation im Grundwasser unter Berücksichtigung 

der ehemaligen Produktion der Fa. Boehringer dargestellt. Dabei wird weniger auf die absoluten 

Schadstoffkonzentrationen Bezug genommen, sondern vielmehr die Verteilung der 

einzelnen Kongenere und Isomere betrachtet. Angaben zur Art und Zusammensetzung von 

Produktionsabfällen und -abwässern liegen nur im begrenzten Umfang vor. Erst ab dem 

Jahr 1978 wurden die Sieleinleitungen der Fa. Boehringer stichprobenartig auf chlorierte 

Kohlenwasserstoffe untersucht. Die wenigen vorliegenden Analysen der Sieleinleitungen 

zeigen, daß tri- und tetrasubstituierte Chlorbenzole in Anteilen zwischen 52,5–86,7% 

die Gesamtschadstoffbelastung dominierten. In Tabelle 28 sind die Monatsfrachten der 

Sieleinleitungen und die prozentualen Anteile der jeweiligen Einzelschadstoffe dargestellt.


Tabelle 28: Schadstoffmuster und Schadstoffkonzentrationen der Sieleinleitungen 

(BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 1984) 

Januar bis September 81 April bis Dezember 82 September bis Oktober 83 

Monatsfracht Anteil Monatsfracht Anteil Monatsfracht Anteil 

[kg] [%] [kg] [%] [kg] [%] 

MCB n.b. n.b. 15 3,3 

∑ DCB n.b. n.b. 57 12,4 

∑ TCB 814,8 75,7 296,1 77,5 227,7 49,4 

∑ TetCB 67,9 6,3 35 9,2 14,2 3,1 

α-HCH 14,4 1,3 11,7 3,1 7,2 1,6 

β-HCH 4,1 0,4 2,9 0,8 1,8 0,4 

γ-HCH 45,2 4,2 14,6 3,8 3,3 0,7 

δ-HCH 6,1 0,6 5,9 1,5 3,1 0,7 

∑ DCP n.b. n.b. 9 2,0 

∑ TCP 80,2 7,5 8,8 2,3 47,4 10,3 

∑ TetCP 43,2 4,0 7,3 1,9 62,4 13,5 

∑ PCP n.b. n.b. 13 2,8 

Summe 1075,9 382,3 461,1 

Da nur in den Multilevelpegeln tiefenbezogene Probenahmen möglich sind, werden im 

wesentlichen die Schadstoffanalysen dieser Pegel diskutiert (SMITH et al. 1994a). Die 

Beobachtungspegel (601–618) sind über die gesamte Aquifertiefe verfiltert und erlauben 

daher keine tiefenbezogene Probenahme. Wasserproben aus diesen Pegeln sind Mischproben 

des gesamten Aquifers und entsprechend den Durchlässigkeiten der einzelnen Aquiferschichten 

zusammengesetzt (Kapitel 3.1.2, Abbildung 9). Die Schadstoffgehalte von 

Proben aus den Beobachtungspegeln werden von der gut durchlässigen Schicht in 20 m 

Tiefe bestimmt. 

Chlorbenzole Im Produktionsprozeß der Fa. Boehringer nahmen die Chlorbenzole eine 

Schlüsselstellung ein. Neben der Vermarktung von reinem 1,2,4-TCB wurden aus dieser 

Substanz zum einen 2,5-DCP und zum anderen 1,2,4,5-TetCB, ein Vorprodukt der 

T-Säure, synthetisiert. Neben dem eigentlichen Zielprodukt 1,2,4-TCB fielen auch die unerwünschten 

Isomere 1,2,3- und 1,3,5-TCB sowie 1,2,3,4- und 1,2,3,5-TetCB an. Monochlorbenzol 

und die drei Dichlorbenzole wurden nicht zielgerichtet produziert, fielen aber 

im Rahmen der Synthetisierung der Zielprodukte an. 

Die Chlorbenzole stellen im Grundwasser mit einem Massenanteil von 90–95% die bedeutsamste 

Schadstoffgruppe der Boehringer-Spezifischen-Schadstoffe dar. Dieser Anteil


wurde in allen drei betrachteten Tiefen gefunden und kann deshalb als typisch für das 

Schadstoffverteilungsmuster im ersten Grundwasserleiter gelten. 

Die Zusammensetzung der Chlorbenzole wies im Aquifer jedoch starke vertikale und horizontale 

Gradienten auf. Die Multilevelpegel 507/2, 506/3 und 507/3 unterschieden sich 

von allen anderen Brunnen ihrer Schicht sowohl in der Höhe der Schadstoffbelastung, 

als auch in der Art der Chlorbenzolzusammensetzung. Die Schadstoffzusammensetzung 

dieser Pegel kann daher als untypisch angesehen werden. 

In 10 m Tiefe betrugen die mittleren Chlorbenzolkonzentrationen 2,3 mg/l. Die gut wasserlöslichen 

Mono- und Dichlorbenzole stellten mit ca. 91% Massenanteil den Hauptbestandteil 

der Chlorbenzole dar; die Trichlorbenzole hatten einen Anteil von 3,3%. In der 

darunterliegenden Wasserlage in 14 m Tiefe dominierten erneut Monochlorbenzol und 

die Dichlorbenzole mit einem Massenanteil von zusammen 86%. Trichlorbenzole wurden 

in Anteilen von ca. 14% nachgewiesen. Die mittleren Chlorbenzolkonzentrationen dieser 

Wasserschicht betrugen ca. 6,1 mg CB/l. In 20 m Tiefe sind die Hauptkontaminanten die 

Trichlorbenzole mit 59% Massenanteil. Monochlorbenzol und die Dichlorbenzole erreichten 

in dieser Tiefe einen Anteil von 34% der Chlorbenzole. Die Chlorbenzolkonzentration 

dieser Schicht betrug ca. 14,1 mg CB/l. Tetra- und höher substituierte Chlorbenzole spielten 

in allen drei Tiefen keine Rolle, ihr Anteil an der Chlorbenzolbelastung überstieg nur 

selten 2%. In den Innen- und Außenbrunnen wurden ähnliche Schadstoffkonzentrationen 

und Kongenerenverteilungen wie in der Wasserschicht in 20 m Tiefe gefunden. 

Die Schadstoffzusammensetzung der Multilevelpegel 506/3, 507/3 und 507/2 war durch 

einen hohen Trichlorbenzolanteil von ca. 51% geprägt; Monochlorbenzol und die Dichlorbenzole 

hatten einen Anteil von ca. 40%. Im Gegensatz zu den anderen Multilevelpegeln 

konnten in diesen Brunnen auch tetra- und höher substituierte Chlorbenzolverbindungen 

in Anteilen bis zu 8% gefunden werden. 

Chlorphenole Das unmittelbare Vorprodukt bei der Herstellung von T-Säure ist 2,4,5- 

TCP. In einer weiteren Produktionslinie wurde aus 2,5-DCP das 2,5-Dichlor-4-Bromphenol 

synthetisiert. 2,4,5-TCP und 2,5-DCP sind daher als chlorphenolische Hauptkontaminanten 

anzusehen. Auch bei der Synthetisierung dieser beiden Phenole werden unerwünschte 

Stellungsisomere gebildet; so fielen bei der Aufreinigung der aus 1,2,4-TCB 

gebildeten Dichlorphenolatlauge 2,4- und 3,4-DCP an. In Abwasserproben der T-Säure- 

Produktion wurden tetra- und pentachlorierte, aber keine monochlorierten Phenole nachgewiesen. 

(BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 1984). Es ist 

daher anzunehmen, daß die Zwischen- und Zielprodukte der ehemaligen Produktion, also 

2,5-DCP und 2,4,5-TCP, im Grundwasser und Boden zu wesentlichen Anteilen die Chlorphenolbelastung 

bestimmen.


Der Massenanteil der Chlorphenole an den Boehringer-Spezifischen-Schadstoffen beträgt 

im Grundwasser ca. 2% und ist daher geringer als im Stauwasserhorizont, in dem die 

Chlorphenole ca. 10% der Schadstoffbelastung bildeten (FEIDIEKER & DOTT 1993). 

Chlorphenole konnten in allen drei Tiefen des Feldes in Maximalkonzentrationen von ca. 

0,2 mg CP/l nachgewiesen werden; in den Pegeln 506/3, 507/3 und 507/2 wurden Chlorphenolkonzentrationen 

von 1,6 mg CP/l analysiert. 

2,5-DCP wurde in Anteilen von ca. 20–40% in allen drei Tiefen des Feldes nachgewiesen, 

während das Zielprodukt 2,4,5-TCP in den oberen und mittleren Wasserschichten 

nur in einem Anteil unter 10% gefunden wurde. In der untersten Wasserschicht ist 2,4,5- 

TCP mit einem Massenanteil von 44% die Hauptkontaminante der Chlorphenole. In den 

oberen Wasserschichten konnten überwiegend Mono -und Dichlorphenole nachgewiesen 

werden, in 14 m Tiefe dominierten die Trichlorphenole mit ca. 70% Massenanteil, während 

in 20 m Tiefe die Chlorphenolbelastung ausschließlich durch di- und trisubstituierte 

Chlorphenole bestimmt wurde. In der untersten Schicht in 20 m Tiefe wurden monosubstituierten 

Chlorphenole nur in Anteilen unter 5% nachgewiesen. Weiterhin wurde 

in allen Grundwasserschichten vor allem 3,4-Dichlorphenol, ein Nebenprodukt der 2,5- 

Dichlorphenolherstellung, in wechselnden Anteilen analysiert. 

In den Multilevelpegeln 506/3, 507/3 und 507/2 fanden sich ähnelnde Chlorphenol-Kongenerenmuster, 

die zu 70–80% von Trichlorphenolen geprägt waren. 

Hexachlorcyclohexan Die Synthetisierung von γ-HCH (Lindan) war ein weiterer Produktionsschwerpunkt 

der Fa. Boehringer. Aus den restlichen Stellungsisomeren, Hauptbestandteil 

war das α-HCH, wurde nach thermischer Zersetzung 1,2,4-TCB gewonnen. 

Die HCH-Verunreinigungen des Bodens dürften hauptsächlich auf Verwehungen der bis 

1973 offen gelagerten HCH-Produktionsrückstände zurückzuführen sein. Bei Analysen 

des Oberbodens im Bereich der ehemaligen Lagerstätten wurden maximale α-HCH-Konzentrationen 

von 420 g/kg nachgewiesen. HCH-Analysen des Schwebstaubes im Umfeld 

des Werkgeländes ergaben eine durchschnittliche Isomerenzusammensetzung von ca. 

60% α-HCH, 4% β-HCH, 32% γ-HCH und 4% δ-HCH (BÜRGERSCHAFT DER FREIEN 

UND HANSESTADT HAMBURG 1984). Das α-HCH muß aufgrund vorgeschilderter Analysen 

im Boden und Wasser als die HCH-Hauptkontaminante angesehen werden. 

Diese Verteilung der HCH-Isomere konnte nur in Proben der Multilevelpegel 506/3, 507/3 

und 507/2 nachgewiesen werden, der α-HCH-Anteil beträgt in Wasserproben dieser Pegel 

ca. 60%. In allen anderen Multilevelpegeln fanden sich geringere α-HCH-Anteile; gleichzeitig 

konnten hohe Anteile von ɛ-HCH nachgewiesen werden. Die HCH-Konzentrationen 

im Grundwasser betrugen in allen drei Tiefen des Feldes meist unter 100 µg/l, in den drei 

Multilevelpegeln 506/3, 507/3 und 507/2 betrugen die HCH-Konzentrationen bis 2,8 mg/l.


4.1.2 Bewertung der vorgefunden Schadstoffsituation 

Die vertikale Migration von Schadstoffen aus dem Aufschüttungsbereich in den Grundwasserbereich 

des Werksgeländes wird neben den chemisch-physikalischen Eigenschaften 

der Schadstoffe von hydrogeologischen und geologischen Randbedingungen und stattfindenden 

mikrobiologischen Abbauprozessen beeinflußt (DOBBINS et al. 1992). Prinzipiell 

bestehen mehrere Möglichkeiten wie Schadstoffe, entweder gelöst oder in Form von 

Schadstoffphase, aus dem Stauwasserbeich in den Grundwasserleiter gelangen können. 

Abbildung 47 zeigte einen schematisierten Querschnitt durch den Aquifer und die in verschiedenen 

Wasserschichten angetroffene Zusammensetzung der Chlorbenzole. 

Aufschüttung 

Kleischicht 

Phase 

MCB 1% 

DCB 6% 

TCB 70% 

Anstrom 

MCB 9%, DCB 36 %, TCB 53 % 

Glimmerton 

A B C 

\parskip4pt 

vermutete vertikale 

Stauschicht 

Stauwasser (Feidieker 1993) 

MCB 10%, DCB 20 %, TCB 40 % 

Tiefe 10 m u. GOK 

MCB 70%, DCB 20 %, TCB 3 % 


MCB 18%, DCB 68 %, TCB 14 % 


MCB 5%, DCB 35 %, TCB 60 % 

Abbildung 47: Schematischer Schnitt durch das Vorführtestfeld und Verteilung der Chlorbenzolkongenere 

im Stau- und Grundwasser zu Versuchsbeginn 

A) Das Transportverhalten von Phase wird durch ihre Dichte gegenüber Wasser bestimmt. 

Da die Schadstoffphase zu ca. 60% aus Trichlorbenzolen besteht und deshalb 

schwerer als Wasser ist (Dichte ≈ 1,6 g/cm 3 ), hat sie die Neigung, nach Eingang 

in den Aquifer bis zur Sohle des Grundwasserleiters abzusinken (Anhang, Tabelle 

7). Aufgrund ihrer ausgeprägten Hydrophobie mischt sich die Phase nicht mit Wasser, 

wird durch die lokale Grundwasserströmung kaum beeinflußt und kann lokal im 

Aquifer bestehen bleiben (NICHOLLS 1991, PIVER 1993). 

B) Bei hydraulischer Verbundenheit von Stau- und Grundwasser kann das belastete 

Stauwasser ungehindert in den Untergrund eintreten und wird dort mit dem Grundwasserabstrom 

weiter verfrachtet.


C) Bei nicht durchstoßener Kleischicht sperrt diese aufgrund ihrer geringen Durchlässigkeit 

wirkungsvoll den Grundwasser- vom Stauwasserhorizont ab. Die vertikale 

Verfrachtung von Schadstoffen durch diese Schicht ist diffusionslimitiert. 

Das Schadstoffmuster in den drei beprobten Wasserschichten des Testfeldes läßt sich wie 

folgt beschreiben: 

A) In den oberen und mittleren Wasserschichten finden sich gegenüber den unteren 

Wasserschichten deutlich erhöhte Anteile des gut wasserlöslichen Monochlorbenzols 

und der Dichlorbenzole. Weiterhin konnten in diesen Schichten hohe Anteile 

der niedrig chlorierten Phenole angetroffen werden. 

B) 2 Multilevelpegel der oberen Schicht (506/3 und 507/3) und 1 Multilevelpegel der 

mittleren Schicht (507/2) zeigten eine Schadstoffzusammensetzung, die der des Stauwassers 

und der von Phase ähnelt. 

C) Die Schadstoffzusammensetzung in der untersten Grundwasserschicht ähnelt wiederum 

der des Stauwassers, der von Phase und der der oben genannten drei Multilevelpegel. 

Die eigentlichen Zielprodukte der Produktion - 2,4,5-T-Säure und γ-HCH - wurden im 

Untergrund nur in geringen Konzentrationen im Bereich der analytischen Nachweisgrenze 

nachgewiesen. Nach den vorliegenden Abwasseranalysen der Sieleinleitungen (1981– 

1983) lagen die T-Säure-Konzentrationen teilweise weit über den Chlorphenolkonzentrationen 

(BÜRGERSCHAFT DER FREIEN UND HANSESTADT HAMBURG 1984). Aufgrund 

der hohen Wasserlöslichkeit von T-Säure (ca. 270 mg/l) und der damit verbundenen Mobilität, 

können Verfrachtungsprozesse für die geringen T-Säure-Konzentrationen im Untergrund 

verantwortlich sein. Die Schadstoffzusammensetzung des Anstroms, der Pegel 

506/3, 507/2 und 507/3 und der unteren Wasserschicht in 20 m Tiefe glich der Zusammensetzung 

des Produktionsabwassers (Kapitel 4.1.1, Tabelle 28). Es ist daher anzunehmen, 

daß in diesen Wasserschichten keine umfassenden mikrobiellen Abbauprozesse aufgetreten 

sind. 

Das Schadstoffmuster der oberen und mittleren Wasserschichten deutet jedoch unter Berücksichtigung 

der anaeroben Abbauwege auf reduktive Dehalogenierung von höher chlorierten 

Schadstoffen hin. Der anaerobe Abbau von hoch chlorierten Chlorbenzolen ist 

in zahlreichen Veröffentlichungen beschrieben, dabei können je nach Grad des Abbaus 

Tri- oder Dichlorbenzole oder, als Endprodukt des anaeroben Abbaus, Monochlorbenzol 

entstehen (FATHEPURE & VOGEL 1991, HOLLIGER et al. 1992, RAMANAND et al. 

1993). Unter sulfatreduzierenden Bedingungen, wie sie auch in den oberen Wasserschichten 

anzutreffen waren, wurde beim Abbau von 1,2,4-TCB vor allem 1,2-DCB gefunden 

(YONEZAWA et al. 1994). Bei der Untersuchung von Sedimentproben aus dem Rhein


wurde aufgrund der Verschiebung der Kongenerenzusammensetzung der anaerobe Abbau 

von HCB wegen der gleichzeitigen Akkumulation von 1,2- und 1,3-DCB und 1,3,5-TCB 

vermutet (BEURSKENS et al. 1993). In den oberen und mittleren Wasserlagen wurden 

hohe Anteile von mono- und disubstituierten Chlorbenzolen und -phenolen angetroffen. 

Diese Verbindungen können bei anaerober Dechlorierung von Chloraromaten entstehen. 

Beim anaeroben Abbau von drei bis fünffach substituierten Chlorphenolen können einund 

zweifach substituierte Chlorphenole gebildet werden (LEE et al. 1991, KAFKEWITZ 

et al. 1992, FAHMY et al. 1994, FLORA et al. 1994). Auch der in den oberen und mittleren 

Wasserschichten deutlich erhöhte Anteil von ɛ-HCH deutet auf mikrobiellen Abbau 

hin. Dieses Isomer gilt als mikrobiell schlecht abbaubar und wird daher durch den Abbau 

der anderen Isomere relativ angereichert (STRAUBE 1991). Als weiteres Indiz für anaerobe 

Dechlorierungsprozesse können die bei der Bestandsaufnahme in stark belasteten Brunnen 

und Pegeln analysierten hohen Chloridkonzentrationen angesehen werden. In den Pegeln 

506 und 507 wurden bei der Nullbeprobung deutlich höhere Chloridkonzentrationen als in 

den anderen Pegeln nachgewiesen. 

Die Verteilung von Schadstoffen zwischen den Kompartimenten Wasser und Boden ist abhängig 

vom organischen Kohlenstoffgehalt des Bodens und dem schadstoffspezifischen 

Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizienten (KOW). Böden mit hohen Anteilen an organischem 

Kohlenstoff haben verstärkte Neigung, polare Substanzen zu adsorbieren. Dabei 

werden Substanzen mit geringer Wasserlöslichkeit und damit hoher Lipophilie, wie z. B. 

vier bis sechsfach chlorierte Benzole, stärker als die niedrig chlorierten Verbindungen adsorbiert. 

Die Gleichgewichtskonzentration eines Stoffes zwischen Boden und Wasser wird 

durch den Verteilungskoeffizienten Kd beschrieben, der von den KOC -Werten des Stoffes 

und dem organischen Kohlenstoffanteil (OC) des Bodens abgeleitet wird. Lipophile und 

unpolare Substanzen, wie z. B. Pentachlorbenzol, befinden sich zu größeren Anteilen am 

Kompartiment Boden, während sich polare Substanzen, wie Monochlorbenzol, bevorzugt 

in der Wasserphase befinden (WEBER et al. 1991). Die vorgefundene Schadstoffzusammensetzung 

im Aquifer kann deshalb durch die chemisch-physikalischen Eigenschaften 

der Schadstoffe und das damit verbundene Transportverhalten begründet werden. Aufgrund 

der höheren Wasserlöslichkeit von nieder chlorierten Verbindungen werden diese 

von der Grundwasserströmung im Vergleich zu höher chlorierten Verbindungen bevorzugt 

transportiert und können deshalb in einiger Entfernung vom Schadensherd selektiv angereichert 

vorgefunden werden. Bei Modellrechnungen, in denen der Transport von organischen 

Schadstoffen im Aquifer unter Variation des organischen Kohlenstoffgehaltes des 

Bodens und der Fließgeschwindigkeiten des Grundwassers modelliert wurde, konnten Verhältnisverschiebungen 

zwischen zwei verschieden gut sorbierenden Stoffen nachgewiesen 

werden (DAVIS et al. 1994a). Ähnliche Ergebnisse konnten in Feldversuchen gefunden 

werden (ROBERTS et al. 1986, KLECKA et al. 1990). Bevorzugte Sorption von höher 

chlorierten Chlorbenzolen wurde als ursächlich für die beobachtete Dominanz von nie-


derchlorierten Verbindungen im weiteren Grundwasserabstrom des Boehringer-Geländes 

angesehen (DOTT & JUNGE 1993). 

Anreicherungen von niedrig chlorierten Verbindungen im Grundwasser können weiterhin 

durch den diffusiven vertikalen Transport der Schadstoffe durch die Kleischicht verursacht 

werden. Hier werden die Verbindungen entsprechend ihrer Lipophilie selektiv adsorbiert. 

Die Bedeutung dieses Prozesses muß als gering eingeschätzt werden, da die Kleischicht 

bei Unversehrtheit nur geringe Schadstoffmengen passieren läßt und nach den wenigen 

vorliegenden Schadstoffanalysen nur schwach belastet war. 

Als charakteristisch für das Schadstoffmuster im Grundwasser können die überproportional 

hohen Anteile von mono- und disubstituierten Chlorphenolen und -benzolen in der 

oberen und mittleren Wasserschicht angesehen werden. Aufgrund der guten Wasserlöslichkeit 

von gering chlorierten Verbindungen wäre eine Verfrachtung dieser Stoffe in die 

tiefer gelegenen Wasserschichten oder in den Grundwasserabstrom zu vermuten gewesen. 

Dies war nicht der Fall, da in der untersten Wasserschicht ein gegenüber den anderen 

Schichten deutlich höherer Anteil von Trichlorbenzolen und Trichlorphenolen nachgewiesen 

wurde. Die in der untersten Wasserlage vorgefundene Zusammensetzung der Chlorbenzole 

ähnelt der Zusammensetzung von Schadstoffphase und der Zusammensetzung des 

Stauwassers. Schadstoffphase besteht zu ca. 7,5% aus Dichlorbenzolen, zu 77% aus Trichlorbenzolen, 

zu 10% aus Tetrachlorbenzolen und geringen Anteilen an Chlorphenolen. 

Stauwasser besteht zu 10% aus Monochlorbenzol, zu 20% aus Dichlorbenzolen und zu 

40% aus Trichlorbenzolen. 

Eine ungestörte vertikale Schadstoffmigration von Stauwasser oder Phase in das Grundwasser 

wird im Bereich der anstromseitigen Pegel 506 und 507 vermutet. Für diese Annahme 

spricht, daß die dort vorgefundenen Schadstoffkonzentrationen und Kongenerenverteilungen 

der des Stauwassers und der von Phase ähneln. Die vorgefundene Verteilung und 

Konzentration der Schadstoffe im Grundwasser - vor allem in 10 und 14 m Tiefe - kann 

nicht eindeutig mikrobiellen anaeroben Abbauprozessen zugeordnet werden. Zwar deutet 

das Schadstoffmuster dieser Tiefen (hohe Anteile von niederchlorierten Verbindungen, 

hohe Anteile von ɛ-HCH) auf anaerobe Abbauprozesse hin, doch kann die vorgefundene 

Schadstoffverteilung auch durch die chemisch-physikalischen Eigenschaften der Schadstoffe 

(Wasserlöslichkeit, KOC-Werte) und das damit verbundene Transport- und Adsorptionsverhalten 

verursacht worden sein. 

4.1.3 Bewertung der Untersuchungsmethoden 

AOX-Analysen Zur Feststellung und Beurteilung der chlororganischen Belastung des 

Grundwassers wurden die Wasserproben auf die Parameter AOX und BSS untersucht. 

Diese beiden Schadstoffparameter stehen normalerweise in einem engen Zusammenhang: 

Durch den AOX wird der chlororganische Anteil einer Probe erfaßt und über die BSS läßt


sich aus dem Chlorgehalt und der Konzentration jeder nachgewiesenen chlororganischen 

Einzelverbindung ein berechneter AOX-Wert bestimmen. Die Chloranteile aller Einzelsubstanzen 

der BSS befinden sich im Anhang (Anhang, Tabelle 6). Der gemessene AOX 

sollte mit dem berechneten AOX übereinstimmen. Ist der gemessene AOX-Wert höher als 

der berechnete Wert, können in der Probe chlororganische Verbindungen vorliegen, die 

nicht mit den gaschromatographischen Untersuchungen erfaßt wurden. Dies können beispielsweise 

chlororganische Metaboliten sein. Aus grundsätzlichen Erwägungen kann die 

berechnete AOX-Konzentration einer Probe jedoch nicht höher als die gemessenen AOX- 

Konzentration sein, denn dies würde bedeuten, daß beim thermischen Probenaufschluß 

(Verbrennungstemperatur = 950 ◦ C) der AOX-Bestimmung nicht alles organisch gebundene 

Chlor freigesetzt wird. 

Während des Versuches zeigte sich, daß die berechneten und gemessenen AOX-Konzentrationen 

in einem unbefriedigenden Zusammenhang standen. Die statistische Auswertung 

aller Wertepaare (n = 481) ergab zwischen diesen beiden Größen einen Korrelationskoeffizient 

(r 2 ) von 0,77. Bei berechneten AOX-Werte größer 0,1 mg Cl/l neigten die gemessenen 

AOX-Konzentrationen zu Minderbefunden. 

Nachstehende Abbildung 48 zeigt den gemessenen AOX und berechneten AOX bei allen 

auf diese beiden Parameter untersuchten Wasserproben. 

AOX [mg Cl/l] 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 481 

Berechneter AOX [mg Cl/l] 

Anzahl der Werte 

Abbildung 48: Gemessener und berechneter AOX 

Gemessener AOX [mg Cl/l] 

Als Ursache für die mangelnde Übereinstimmung des gemessenen AOX zu den aus BSS 

-Konzentrationen berechneten AOX-Gehalte können folgende Punkte benannt werden:


a) Die AOX-Bestimmung ist im Vergleich zur BSS-Analytik kein extraktives Verfahren. 

Bei der AOX-Analytik wird der Probenflasche ein Aliquot entnommen und dieses 

der Verbrennung zugeführt. Die an den Wandungen des Probengefäßes adsorbierten 

Trüb- und Schwebstoffe können möglicherweise unvollständig erfaßt werden 

und dadurch zu Minderbefunden führen. 

b) Da das Probengefäß vor Entnahme des Aliquots offen gerührt wird, besteht die Gefahr 

der Ausdampfung von chlororganische Substanzen. 

c) Werden die Wasserproben nicht unmittelbar nach der Probenahme analysiert, kann 

es in der Probe zu mikrobiellen Abbauvorgängen kommen. 

zu a) 

Ein weiterer Meßparameter für die Erfassung chlororganischer Anteile ist der EOX (extrahierbare 

organische Halogene). Bei dieser Methode wird, ähnlich wie bei der Probenvorbehandlung 

für die Gaschromatographie, der Probenflascheninhalt vollständig in ein Lösemittel 

überführt. An Trüb- und Schwebstoffe adsorbierte Schadstoffe werden daher mit erfaßt. 

Dieser Untersuchungsparameter wurde ab der Probenahme vom 30.03.93 eingeführt. 

Auch der neu in das Untersuchungsprogramm aufgenommene Parameter EOX konnte 

nicht als quantitativer Schadstoffparameter den Erfordernissen genügen. Die durchgeführte 

Korrelationsanalyse ergab einen Korrelationskoeffizient von 0,66 (n = 156) zwischen 

den gemessenen EOX-Konzentrationen und berechneten AOX-Konzentrationen. Nachstehende 

Abbildung 49 zeigt den berechneten AOX und den gemessenen EOX. 

AOX und EOX [mg Cl/l] 

100 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

0 25 50 75 100 125 156 

Berechneter AOX [mg Cl/l] 

Anzahl der Werte 

Abbildung 49: Berechneter AOX und gemessener EOX 

Gemessener EOX [mg Cl/l]


zu b) 

Eine Untersuchung von 5 Proben auf BSS und POX (purgeable (ausblasbare) organische 

Halogene) zeigte, daß der berechnete AOX dieser Proben vollständig als POX zu erfassen 

war. Dies bedeutet, daß das offene Rühren vor der Entnahme des Aliquot für die AOX- 

Messung zu methodischen Minderbefunden führen kann. Nachstehende Tabelle 29 zeigt 

die BSS-Gehalte, den berechneten AOX und die POX-Konzentrationen von fünf untersuchten 

Wasserproben. 

Tabelle 29: BSS- und POX-Vergleichsmessungen 

Proben- BSS berechneter AO POX 

nummer mg/l mg Cl/l mg Cl/l 

1 8,80 5,07 5,7 

2 20,59 11,88 12 

3 9,35 5,39 6,4 

4 12,32 7,18 9,7 

5 17,90 10,47 11 

zu c) 

Aufgrund der Vielzahl der zu untersuchenden Wasserproben pro Monat konnte zu Versuchsanfang 

nicht immer gewährleistet werden, daß die Proben noch am Tag der Probenahme 

analysiert wurden. Es wurden daher Abbauversuche durchgeführt, die klären sollten, 

inwieweit sich durch die laborbedingte Lagerung die Schadstoffgehalte der Proben 

verändern (Kapitel 3.5). 

Die durchgeführten Abbauversuche belegen die mikrobielle Abbauaktivität im Grundwasser; 

innerhalb von zwei Tagen reduzierten sich die Chlorbenzolkonzentrationen um ca. 

87%. Dieser rasche Abbau führt bei der Interpretation der AOX-Schadstoffanalysen zu 

Schwierigkeiten. Es ist anzunehmen, daß aufgrund zu langer Lagerung zwischen Probenahme 

und der analytischen Aufarbeitung die AOX-Proben einem mikrobiellen Abbau unterlagen. 

Als wesentliche Einflußfaktoren für den Schadstoffabbau können die Sauerstoffund 

Schadstoffgehalte der Probe, die Lagertemperatur und die Zeit zwischen Probenahme 

und Probenaufarbeitung gelten. Statistische Auswertungen der Unterschiede von gemessenem 

AOX zu berechnetem AOX ergaben, daß Proben mit einem Sauerstoffgehalt über 

3 mg/l einem verstärktem Schadstoffabbau unterlagen (HOLST 1994). Weiterhin konnte 

nachgewiesen werden, daß bei Proben, die innerhalb 8 Tagen nach der Probenahme analysiert 

wurden, die Minderbefunde geringer ausfielen als bei Proben, die erst nach 8 bis 20 

Tagen untersucht wurden.


4.2 Bewertung der Sanierungsmaßnahmen 

4.2.1 Betrieb der Wasseraufbereitungsanlage 

Das aus dem Vorführtestfeld abgepumpte Grundwasser wurde in einer dreistufigen Wasseraufbereitungsanlage 

behandelt. Die drei Behandlungsstufen (Enteisenung, mikrobiologisch 

abbauende Stufe und Aktivkohlefilter) waren als Festbettfilter ausgeführt und dienten 

dazu dem geförderten Wasser die Schadstoffe und gelöstes Eisen zu entziehen. Aufgrund 

des reduzierten Charakters des Grundwassers wurden Eisen(II)-Konzentrationen von ca. 

15 mg/l vorgefunden. Um funktionale Beeinträchtigungen der nachfolgenden aerob betriebenen 

Behandlungsstufen und der Infiltrationsbrunnen durch ausfallendes Eisenhydroxid 

zu vermeiden, mußte in der Enteisenungsstufe das gelöst vorliegende zweiwertige Eisen 

zunächst in unlösliches Eisenhydroxid überführt und abgeschieden werden. Aufgrund der 

mittleren Eisenkonzentrationen von 10–15 mg/l konnte auf eine vorgeschaltete Flockungsstufe 

verzichtet werden. Da der pH-Wert des Grundwassers bei 6,6 und damit nicht im für 

die Enteisenung optimalen Bereich von 7–7,5 lag, mußte Natronlauge zudosiert werden 

(CZEKALLA & WICHMANN 1994). 

Im ersten halben Jahr des Versuches funktionierte die Enteisenungsstufe zufriedenstellend, 

es wurden Eisenablaufkonzentrationen von ca. 0,3 mg/l erreicht. Ab März 1993 

kam es zu Erhöhungen der Ablaufwerte der Enteisenungsstufe; diese überstiegen aber 

nur selten Konzentrationen von 1 mg/l (Anhang, Tabelle 2). Die Ursache hierfür lag in 

der zunehmenden Verklumpung des Filterkieses der Enteisenungsfilter. Das Zusetzen der 

Enteisenungsfilter konnte trotz geänderter Rückspülungsbedingungen, wie Erhöhung der 

Wassermengen, erhöhte Anzahl von Rückspülungen und Verlängerung der Absetzzeiten, 

nicht verhindert werden, so daß schließlich der Filterinhalt eines Enteisenungsfilters ausgetauscht 

werden mußte. 

Die Wasseraufbereitungsanlage war ohne Entmanganung des Wassers konzipiert. Als Untergrenze 

für die Manganoxidation durch gelösten Sauerstoff werden Eh-Werte von 600– 

700 mV und pH-Werte von 7,6–7,8 angesehen (CZEKALLA & WICHMANN 1994). Eine 

Beschleunigung der Manganoxidation wird von unvollständig oxidierten und damit katalytisch 

wirkenden Manganoxiden verursacht. Die Bildung von katalytisch wirkenden 

Filterschichten ist jedoch nur bei Sauerstoffgehalten von 1–10 mg/l möglich. Da diese 

Bedingungen innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage nicht anzutreffen waren, konnte 

davon ausgegangen werden, daß während des Betriebes kein Mangan ausfallen und zu 

Funktionsstörungen der Biologie- und Aktivkohlestufe führen würde. Zu Versuchsende 

konnte jedoch in diesen beiden Stufen Manganfestlegung nachgewiesen werden. 

Das Hauptproblem beim Betrieb der Anlage und des Feldes waren die ab Dezember 1992 

festgestellten Druckerhöhungen in den beiden Infiltrationsbrunnen. Dadurch konnte nicht 

mehr die vorgesehene Infiltrationsmenge von 43,2 m 3 /h, sondern nur noch ca. 25–30 m 3 /h


erreicht werden. Da vermutet wurde, daß mikrobiologischer Bewuchs in der Filterschicht 

der Infiltrationsbrunnen hierfür verantwortlich war, wurden die beiden Brunnen periodisch 

mit 30%-iger und daher mikrobizid wirkender Wasserstoffperoxidlösung gespült. Diese 

Peroxidbehandlungen führten jedoch zu keiner dauerhaften Regenerierung der Infiltrationsbrunnen 

und mußten daher regelmäßig wiederholt werden. Bei den Peroxidbehandlungen 

zu Versuchsende blieben die Erfolge aus. 

Das Zusetzen der Brunnen kann durch mikrobielle Aktivität oder durch chemische Verockerung 

verursacht worden sein. Die mikrobiologische Verockerung wird durch Eisenund 

Manganbakterien verursacht, die zweiwertige Eisen- und Manganverbindungen aufnehmen 

und in Form von unlöslichen Verbindungen wieder ausscheiden. Die chemische 

Verockerung tritt vor allem in Mischzonen von sauerstoffund eisenhaltigem Wasser auf 

(HELLEKES 1992). Da diese Mischzonen im Umfeld der beiden Infiltrationsbrunnen auftraten, 

kann angenommen werden, daß die beobachteten Verockerungsprozesse nicht rein 

mikrobieller Natur waren, sondern durch chemische Oxidation von Eisen- und Manganverbindungen 

mitverursacht wurden (HÖLTING 1992). Bei der Behandlung von chemischen 

Brunnenverockerungen wurden bei anderen in situ Maßnahmen mit Säurebehandlungen 

dauerhaftere Erfolge erzielt (VIGELAHN 1994). Da die Wasseraufbereitungsanlage nur 

zu Versuchsende Mangan festlegte, kann der stetige Rückgang der Mangankonzentrationen 

im Grundwasser nur durch oxidierende mikrobielle in situ Prozesse verursacht worden 

sein. Für das Zusetzen der Infiltrationsbrunnen können daher die hohen Manganablaufwerte 

der Anlage in Verbindung mit der im Feld vorhandenen manganoxidierenden Mikroflora 

teilweise verantwortlich gemacht werden. Bei Anwesenheit einer Entmanganungsstufe innerhalb 

der Anlage können Verockerungserscheinungen der Brunnen vermindert werden. 

Eine weitere praktizierte Maßnahme zur Verhinderung von Verockerungserscheinungen 

ist die zeitlich versetzte Infiltration von Nährstoffen und Sauerstoff in den Untergrund 

(SEMPRINI et al. 1990). Dadurch wird vermieden, daß im näheren Umfeld der Infiltrationsbrunnen 

zugleich nährstoffreiche und sauerstoffhaltige Milieubedingungen auftreten. 

4.2.2 Auswirkungen der Nährstoffdosierung 

4.2.2.1 Grundwasser 

Aufgrund der Nährstoffarmut und der Anaerobiose vieler Grundwässer benötigen Bakterien 

für den aeroben Abbau von Schadstoffen im Untergrund neben Sauerstoff vor allem 

die Makroelemente Stickstoff und Phosphor. Als optimales Nährstoffangebot gilt 

ein Gewichtsverhältnis von Kohlenstoff : Stickstoff : Phosphor von ca. 300-100:15-10:1 

(MCGINNIS et al. 1994, RITTER & SCARBOROUGH 1995). Da Schadstoffe teilweise erst 

im Beisein eines weiteren Substrates, dem Cosubstrat, metabolisiert werden können, ist 

die Anwesenheit von nicht schadstoffspezifischer organischer Substanz von Bedeutung 

(OTTOW 1990, HENDRIKSEN et al. 1991, HENDRIKSEN et al. 1992).


Der Gehalt an gelöstem organischem Kohlenstoff im Grundwasser betrug ca. 30–50 mg/l. 

Daraus ergab sich ein Stickstoffbedarf von ca. 1–5 mg N/l; angesichts der hohen Ammoniumgehalte 

des Grundwasser von ca. 15 mg/l konnte von einem ausreichenden Stickstoffangebot 

ausgegangen werden. Da das Grundwasser zu Versuchsbeginn Phosphatgehalte 

unterhalb der Nachweisgrenze von 0,005 mg P/l aufwies, wurde mit Beginn der anaeroben 

Phase Phosphat in einer Konzentration von 1,5 mg P/l zudosiert (FREIE UND HANSE- 

STADT HAMBURG 1991). Durch die Dosierung konnten - in der gut durchlässigen Schicht 

- bis zum Ende der anaeroben Phase die Phosphatkonzentrationen bis auf 2 mg P/l erhöht 

werden. Aufgrund der schlechten hydraulischen Zugänglichkeit wurden die Wasserschichten 

in 10 m und 14 m Tiefe nur unzureichend mit Phosphat versorgt. Unmittelbar nach 

Beginn der Sauerstoffdosierung konnte ein starker Verbrauch von Phosphat bei gleichzeitiger 

umfassender Oxidation des Ammoniums zu Nitrat beobachtet werden. Im weiteren 

Versuchsverlauf sanken die Konzentrationen von Ammonium in den aerobisierten Grundwasserlagen 

stetig bis auf Werte von 1–3 mg/l ab, während die Nitratkonzentrationen auf 

stabilem Niveau blieben. 

Ortho-Phosphate fallen in Gegenwart von Eisen-, Magnesium- und Calciumionen aus 

und können deshalb nicht an den Schadensherd herangeführt werden (MORGAN & WAT- 

KINSON 1992, WILHELM et al. 1994). Neben der dadurch hervorgerufenen mangelnden 

Nährstoffversorgung sind darüber hinaus verringerte Durchlässigkeiten des Aquifers zu 

befürchten (MORGAN & WATKINSON 1992). Da der Aquifer des Vorführtestfeldes teilweise 

gut mit Sauerstoff versorgt werden konnte, ist anzunehmen, daß keine Veränderungen 

der Durchlässigkeit durch ausfallende Metallsalze aufgetreten sind. Bei Verwendung 

von Hexametaphosphat konnte in anderen Sanierungsfällen der Aquifer ausreichend mit 

Phosphor versorgt werden, im Vorführtestfeld gelang dies jedoch nur in den hydraulisch 

zugänglichen mittleren und unteren Wasserschichten (STEIOF 1993). 

4.2.2.2 Wasseraufbereitungsanlage 

In der Wasseraufbereitungsanlage wurde vor den Biologiestufen Hexametaphosphat in einer 

Konzentration von 1,5 mg P/l dosiert. Nach den Biologiestufen konnte eine Reduktion 

von 0,2–0,3 mg P/l und nach den Aktivkohlestufen eine weitere Verminderung der 

Phosphatkonzentrationen um ca. 0,1 mg P/l beobachtet werden. Die Ammoniumkonzentrationen 

wurden von der Enteisenungsstufe um ca. 0,7 mg/l und von der Biologiestufe um 

ca. 0,1 mg/l reduziert; teilweise stiegen aber nach Passage der einzelnen Verfahrensstufen 

die Ammoniumwerte wieder an. Dieses Phänomen kann auf die geringe Wachstumsgeschwindigkeit 

der nitrifzierenden Bakterienarten zurückgeführt werden. Das Rückspülen 

der Enteisenungsfilter führt zum Austrag von Biomasse, die Regenerierung der nitrifizierenden 

Bakterien geschieht langsamer als die der heterotrophen Bakterien (SCHLEGEL 

1992).


4.2.3 Auswirkung der Sauerstoffdosierung und Bilanzierung des Sauerstoffverbrauchs 

4.2.3.1 Wasseraufbereitungsanlage 

Die Betriebsweise der Wasseraufbereitungsanlage gliederte sich in eine sechswöchige anaerobe 

und eine nachfolgende 14-monatige aerobe Phase. Durch die anaerobe Betriebsweise 

sollte eine reduktive Dechlorierung der hochchlorierten Schadstoffe (tetra- bis hexasubstituierte 

Chlorbenzole und tetra- bis pentasubstituierte Chlorphenole) erreicht werden. 

Die dabei entstehenden gering chlorierten Produkte und Metabolite gelten als aerob leichter 

abbaubar. Da auch in der anaeroben Phase die Enteisenungsstufe aerob betrieben werden 

mußte, konnte nicht verhindert werden, daß im Zulauf der Biologiestufen Sauerstoffkonzentrationen 

von ca. 2 mg/l nachgewiesen werden konnte und deshalb keine strikten 

anaeroben Betriebsbedingungen in den Biologiestufen erreicht wurden. Als anaerob kann 

Wasser mit einer Sauerstoffkonzentration unter 2 mg/l angesehen werden (MCGINNIS et 

al. 1994). 

Unmittelbar nach Beginn der aeroben Betriebsphase am 07.10.92 wurde mit der Zudosierung 

von Sauerstoff in die Biologiestufen begonnen. Da die Biologiestufen über keine 

eigene Sauerstoffdosierung verfügten, wurden sie durch Überschußdosierung der Enteisenungsstufen 

versorgt. Die Sauerstoffkonzentrationen betrugen im Zulauf der Biologiestufe 

ab November 92 bis Versuchsende mindestens 20 mg O2/l. 

Da innerhalb der Enteisenung ca. 90% der Schadstoffe abgebaut wurden und die Biologiestufen 

auch enteisende Funktion hatten, erschien es notwendig, die Sauerstoffbilanz für 

beide Systeme zusammenzulegen und sie als gemeinsamen biologisch aktiven Komplex 

zu bilanzieren. Nach den Sauerstoffmessungen innerhalb der Anlage wurden in der bilanzierten 

aeroben Betriebsphase (07.10.92–13.12.93) vom biologischen Komplex 2650,8 kg 

Sauerstoff verbraucht. Als Sauerstoffkonkurrenten des aeroben Schadstoffabbaus können 

die chemische oder mikrobielle Oxidation von reduzierten anorganischen Verbindungen 

(Eisen, Mangan, Stickstoff und Schwefel) angesehen werden (WILHELM et al. 1994). 

Für die Oxidation dieser Stoffe wurden ca. 41,3% des eingesetzten Sauerstoffs benötigt, 

für den Schadstoffabbau wurden ca. 44% des Sauerstoffes verbraucht. Da die Ergebnisse 

der durchgeführten Sauerstoffbilanzen nicht über Gegenrechnungen des entstehenden 

CO2 abgesichert werden konnten, müssen die für den Schadstoffabbau berechneten Sauerstoffmengen 

als Maximalwerte angesehen werden (HUPE et al. 1993). 

4.2.3.2 Grundwasser 

Neben der Zudosierung von Luft oder reinem Sauerstoff zur Ermöglichung des aeroben 

Schadstoffabbaus können auch andere Sauerstoffquellen wie Wasserstoffperoxid, oder alternative 

Elektronenakteptoren, wie Nitrat oder Sulfat, verwendet werden (KINZELBACH 

et al. 1991, MORGAN & WATKINSON 1992, SCHLEGEL 1992, STEIOF 1993). Vorteile


dieser Elektronenakzeptoren sind die gegenüber Sauerstoff höheren Wasserlöslichkeiten 

und damit verbunden die Möglichkeit, in kürzerer Zeit mehr Sauerstoff in den Aquifer 

einzubringen. Da die bakterielle Nitrat- oder Sulfatatmung geringere energetische Ausbeuten 

liefert und unter denitrifizierenden oder sulfatreduzierenden Bedingungen teilweise 

keine Spaltung des aromatischen Ringes erreicht werden kann, kamen diese Elektronenakzeptoren 

nicht zur Anwendung (BELLER et al. 1992, DOBBINS et al. 1992, MORGAN 

& WATKINSON 1992). 

Wasserstoffperoxid wird durch bakterielle Enzyme (Katalase, Peroxidase) und in Gegenwart 

von katalytisch wirkenden Eisen- und Manganverbindungen in Wasser und Sauerstoff 

umgesetzt (RISS et al. 1991, WATTS et al. 1993). Aufgrund der raschen Zerfallsprozesse 

von Wasserstoffperoxid kann es nur im näheren Umfeld der Infiltrationsbrunnen wirksam 

werden (BATTERMANN & ZIPFEL 1994). Bei Einsatzkonzentrationen über 100 mg H2O2/l 

kann der sich bildende Sauerstoff im Wasser nicht mehr gelöst werden (Sättigungskonzentration 

ca. 40–50 mg O2/l), es kommt zur Blasenbildung und damit möglicherweise zur 

Verringerung der Durchlässigkeit des Aquifers. Der Einsatz von Wasserstoffperoxid wird 

darüber hinaus durch dessen bakterizide Wirkung, die im Konzentrationsbereich von ca. 

500 mg/l liegt, eingeschränkt (RISS et al. 1991, SCHLEGEL 1992). Die Sauerstoffversorgung 

des Aquifers wurde deshalb mit technischem Sauerstoff durchgeführt. 

Durch die Dosierung von technischem Sauerstoff in Konzentrationen um 40 mg/l konnte 

das Feld, gemäß den hydraulischen Zugänglichkeiten der einzelnen Schichten, weitgehend 

aerobisiert werden. Die oberste Wasserschicht in 10 m Tiefe konnte jedoch nicht dauerhaft 

mit gelöstem Sauerstoff versorgt werden. 

Im Grundwasser konnten mit zunehmenden Sauerstoffkonzentrationen erhöhte Sulfatkonzentrationen 

nachgewiesen werden. Die Sulfatkonzentrationen betrugen zu Beginn der 

aeroben Phase ca. 100 mg/l, neun Monate später konnten in allen Tiefen Sulfatkonzentrationen 

von ca. 300 mg/l nachgewiesen werden. Unter reduzierten Bedingungen liegt 

Schwefel teilweise in Form von unlöslichen Metallsulfiden vor, die unter aeroben Bedingungen 

durch chemische oder mikrobielle Prozesse in lösliche Sulfate überführt werden 

können (SCHRÖTER et al. 1990, SCHLEGEL 1992). Die bakterielle Oxidation von reduzierten 

Schwefelverbindungen wird vor allem durch Vertreter der Gattung Thiobacillus 

geleistet (SCHLEGEL 1992). Bei Anwesenheit von Eisensulfiden kann der oben geschilderte 

Prozeß nicht notwendigerweise durch Konzentrationserhöhungen von gebildeten lösliche 

Eisen(II)-Verbindungen nachgewiesen werden, da diese im aeroben Aquifer zeitgleich 

wieder ausgefällt werden. Ab Juli 1993 bis Versuchsende blieben im Versuchsfeld die Sulfatkonzentrationen 

auf konstantem Niveau von ca. 300 mg/l. Es kann deshalb davon ausgegangen 

werden, daß das Reservoir an reduzierten Schwefelverbindungen im Untergrund 

begrenzt war. Mit zunehmender Versuchsdauer ist anzunehmen, daß der Sauerstoffbedarf 

für die Oxidation von sulfidischen Verbindungen zurückgeht.


Die Auswirkung der Sauerstoffdosierung zeigte sich am rapiden Rückgang der Ammoniumkonzentrationen 

bei gleichzeitigem Anstieg der Nitratkonzentrationen. Unmittelbar 

nach Beginn der Sauerstoffdosierung war in den 20 m Pegeln ein Rückgang der Ammoniumkonzentration 

um 90% zu verzeichnen. In 14 m Tiefe konnte 8 Wochen nach Sauerstoffzugabe 

ein Rückgang der Ammoniumkonzentrationen um 50% beobachtet werden. 

In 10 m Tiefe konnten sechs Monate nach Beginn der Sauerstoffdosierung zwar verringerte 

Ammoniumkonzentrationen, aber kein Nitrat und kein Sauerstoff gefunden werden. 

Die Abnahme der Ammoniumwerte bei gleichzeitiger Zunahme der Nitratwerte wurde 

durch nitrifizierende bakterielle Prozesse verursacht. Die zweiphasige bakterielle Nitrifikation 

bildet unter aeroben Bedingungen aus Ammonium über das Zwischenprodukt Nitrit 

schließlich Nitrat (SCHLEGEL 1992). Da die Nitrifikation ein mikrobiologisch empfindlicher 

Prozeß ist, der auch als Toxizitätstest Verwendung findet, ist davon auszugehen, 

daß die mikrobiologische Aktivität im Grundwasser durch die anwesenden Schadstoffe 

nicht gehemmt wurde (STROTMANN & EGLSAER 1995). Der Rückgang der Ammoniumkonzentrationen 

in 10 m Tiefe kann aufgrund der dort herrschenden anaeroben Milieubedingungen 

nicht dem Prozeß der Nitrifikation zugeschrieben werden, sondern scheint 

vielmehr durch konkurrierende assimilatorische Stoffwechselvorgänge von heterotrophen 

Bakterien mitverursacht worden zu sein (OTTOW 1990, VERHAGEN et al. 1992). 

Nitrat konnte im Gegensatz zu Sulfat nicht in der obersten Wasserschicht nachgewiesen 

werden. Unter der Annahme, daß beide Anionen gleich beweglich sind und deshalb durch 

den Pumpbetrieb gleichmäßig im Feld hätten verteilt werden müssen, muß in der obersten 

Wasserschicht eine Reduktion von Nitrat stattgefunden haben. Die Abwesenheit von 

Nitrat in der obersten Schicht kann durch den bakteriellen Prozeß der dissimilatorischen 

Nitratreduktion („Nitrat-Atmung“) verursacht worden sein (ROBERTSON & TIEDJE 1987, 

PEDERSEN et al. 1990, SMITH et al. 1994a). Denitrifizierende Bakterien reduzieren Nitrat 

in Abwesenheit von Sauerstoff über die Zwischenprodukte Nitrit (NO − 2 ) und Distickstoffoxid 

(N2O) zu Stickstoff (N2). Nitratreduzierende Bakterien sind fakultativ anaerob, 

die Induzierung des für die Denitrifikation notwendigen Enzymsystems findet unter anaeroben 

Bedingungen oder bei Anwesenheit von Nitrat statt (SCHLEGEL 1992). Für die 

Denitrifikation von 1 mol Nitrat werden ca. 1,25 mol organischen Kohlenstoffs umgesetzt 

(TRUDELL et al. 1986). Als Kohlenstoffquellen können gelöster organischer Kohlenstoff 

(DOC), die Kohlenstoffraktion des Bodens oder schadstoffspezifischer Kohlenstoff genutzt 

werden (TRUDELL et al. 1986). Denitrifizierende bakterielle Prozesse, wie sie in 

den obersten Wasserschichten des Aquifers höchstwahrscheinlich aufgetreten sind, tragen 

wesentlich dazu bei, den Kohlenstoffvorrat und damit das Schadstoffreservoir des Bodens 

und Aquifers zu vermindern. 

Trotz der versauernden mikrobiellen Prozesse, wie Bildung von Kohlensäure und Oxidation 

von reduzierten Schwefel- und Stickstoffverbindungen, blieb der pH-Wert des Grundwassers 

während des Versuches relativ konstant bei 6,5–6,7 (SOMMER 1984). Das Grundwasser 

kann deshalb als gut gepuffert angesehen werden.


Durch die Sauerstoffzugabe konnte im Feld eine Festlegung von gelöstem Eisen und Mangan 

erreicht werden. Da in der Anlage nur in den beiden letzten Probenahmen eine Manganfestlegung 

stattfand, ist der stetige Rückgang der Mangankonzentrationen im Grundwasser 

überwiegend auf manganoxidierende mikrobielle in situ Prozesse zurückzuführen. 

Der Rückgang der Eisenkonzentrationen im Feld wurde durch den Spülbetrieb der Anlage 

und durch Fällungsprozessse im Feld herbeigeführt. 

In den Aquifer wurden im gesamten Versuchszeitraum 11475 kg Sauerstoff infiltriert, wovon 

über die Entnahmebrunnen wieder 4412 kg entnommen wurden; im Feld verblieben 

daher 7062 kg Sauerstoff. Im Gegensatz zur Wasseraufbereitungsanlage wurde ein Großteil 

des eingebrachten Sauerstoffes zur Oxidation von Sulfid verbraucht. Durchgeführte 

numerische Modellrechnungen ergaben, daß ein Großteil des im Feld verbrauchten Sauerstoffs, 

nämlich ca. 63,9%, zur Oxidation von reduzierten Schwefelverbindungen verwandt 

wurden. Die Ammonium- und Eisenoxidation trug nur mit jeweils 5% zum Sauerstoffverbrauch 

des Feldes bei (KINZELBACH et al. 1994). Mit zunehmender Versuchsdauer wurde 

ein immer höherer Anteil des infiltrierten Sauerstoffes wieder entnommen und konnte deshalb 

nicht genutzt werden. Dafür verantwortlich ist die vertikale Verteilung der Durchlässigkeiten 

im Feld. Da in diesen beiden hydraulisch gut erreichbaren Schichten deutliche 

hydraulische Schadstoffabreicherungen (Ausnahme Pegel 507/2) erreicht werden konnten 

und im Versuchsverlauf die Konzentrationen an oxidierbaren anorganischen Stoffen, wie 

Eisen, Mangan und Ammonium, stark abnahmen, konnte in diesen Schichten aufgrund 

von Substratmangel und Mangel an reduzierten anorganischen Verbindungen keine weitere 

Sauerstoffzehrung erreicht werden. In der Literatur lassen sich nur begrenzt Aussagen 

zum Verbleib und der Nutzung von infiltriertem Sauerstoff finden. Bei von ROBERTS et al. 

(1990) durchgeführten Feldversuchen wurden ca. 60% des eingesetzten Sauerstoffs für die 

Schadstoffoxidation benötigt. Im Gegensatz zum Testfeld kann der von ihm untersuchte 

Aquifer aufgrund der nachgewiesenen Nitratkonzentrationen von ca. 10 mg/l als weniger 

reduziert angesehen werden. Bei Säulenversuchen im Labormaßstab wurden 69,9% des 

eingesetzten Sauerstoffs zur Schadstoffoxidation von p-Xylol umgesetzt (JENKINS et al. 

1993). 

4.3 Toxikologische Untersuchungen 

Die von Altlasten ausgehenden möglichen Gefährdungen für das aquatische Habitat können 

unter Verwendung von chemischen Methoden allein nicht erfaßt werden. Deshalb werden 

biologische Testverfahren eingesetzt, die zur Erkennung und Abschätzung von toxikologischen 

Wirkungen dienen sollten. Toxische Einwirkungen auf das aquatische Ökosystem 

können durch Untersuchungen an Fischen, Invertebraten und Bakterien erfaßt und 

bewertet werden. Dieses sind verbreitete und standardisierte Tests, die teilweise in die Umweltgesetzgebung 

(Chemikaliengesetz, Abwasserabgabengesetz) mitaufgenommen wurden. 

Durch sanierungsbegleitende toxikologische Untersuchungen des Grundwassers soll-


te geprüft werden, ob durch den Abbau der organischen Schadstoffe eine korrespondierende 

Abnahme der Schadwirkungen im Grundwasser festzustellen ist. 

Eine Gegenüberstellung der gemessenen Toxizität zu den Summenschadstoffgehalten 

(BSS) ist formal falsch, da die Toxizität einer Probe nicht ausschließlich von der Schadstoffkonzentration, 

sondern von den jeweiligen Toxizitäten und Konzentrationen der Einzelsubstanzen 

bestimmt wird. Darüber hinaus können sich in Schadstoffgemischen synergistische 

und antagonistische Effekte überlagern, so daß aus den toxischen Wirkungen 

der Einzelsubstanzen nicht notwendigerweise die toxische Wirkung eines Schadstoffgemisches 

abgeleitet werden kann (SÜSSMUTH et al. 1992). Bei toxikologischen Untersuchungen 

von Gemischen aus organischen Industriechemikalien wurde festgestellt, daß die 

Toxizität des Gemisches sich annähernd aus den addierten Toxizitäten der Einzelsubstanzen 

zusammensetzt (VAN STRAALEN 1993). 

Die Verteilung von Schadstoffkonzentrationen (Dosen) folgt selten einer Normalverteilung 

und ist meist linksseitig asymmetrisch verteilt (viele kleine Werte und wenige große 

Werte). Vor Dosis-Wirkungsbetrachtungen müssen deshalb die Werte durch Logarithmierung 

in eine Normalverteilung überführt werden (PFITZNER & VOUK 1979). 

4.3.1 Toxikologische Untersuchungen von Wasserproben 

Die Untersuchungsmethoden zur toxikologischen Bewertung von Wasser- und Abwasserproben 

mit dem Leuchtbakterientest und dem Daphnientest sind mit dem Erscheinen 

der entsprechenden DIN-Normen etabliert. Durch die Untersuchungen der Wasserproben 

mit dem Leuchtbakterientest sollte geprüft werden, ob die im Leuchtbakterientest festgestellten 

toxischen Wirkungen im Zusammenhang mit den analysierten Schadstoffgehalten 

der Wasserproben stehen. Weiterhin sollte überprüft werden, ob während des mikrobiellen 

Abbaus der Schadstoffe innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage toxische Intermediärprodukte 

gebildet wurden. Die Bildung von toxisch wirkenden Intermediärprodukten 

kann dann vermutet werden, wenn bei sinkenden Schadstoffgehalten kein korrespondierender 

Rückgang der Toxizität zu verzeichnen ist (SCHEIBEL et al. 1991, DECHEMA 

1995). 

Die Verminderung der Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser machte sich in einer 

dementsprechend reduzierten Toxizität bemerkbar. Nach Errichtung des Spülkreislaufes 

war in den Abstrombrunnen des Feldes keine toxische Wirkung mehr nachweisbar. Im 

Spülkreislauf konnten toxische Wirkungen nur bei den relativ hoch belasteten Pegel 507/2, 

507/3 und 506/3 sowie den Entnahmebrunnen 201, 205 und 206 festgestellt werden. Während 

des Versuches konnten bei den restlichen Brunnen und Pegeln im Grundwassertestfeld 

keine toxische Wirkungen nachgewiesen werden. Aufgrund der Tatsache, daß in 

den meisten Pegeln und Brunnen die Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser schon 

unmittelbar nach Beginn der aeroben Phase unterhalb der Ansprechkonzentrationen des


Leuchtbakterientestes von 2–3 mg BSS/l lagen, konnten nur noch bei einer relativ geringen 

Anzahl von Pegeln und Brunnen toxische Wirkungen nachgewiesen werden. In der 

Wasseraufbereitungsanlage konnte schon durch die Enteisenungsstufe eine vollständige 

Reduzierung toxischer Effekte erreicht werden. Keine der untersuchten Wasserproben aus 

dem Ablauf der Enteisenung, der Biologiestufe und des Aktivkohlefilters zeigten toxische 

Wirkung im Leuchtbakterientest. Der Metabolismus der chlororganischen Verbindungen 

in der Wasseraufbereitungsanlage führte nicht zur Bildung von toxischeren Substanzen. 

Als untoxisch können Wässer gelten, deren unverdünnte Proben im Leuchtbakterientest 

keine Wirkung zeigen (JEDLITSCHKA 1994). Danach können GL20-Werte unter 2 als untoxisch 

angesehen werden. 

Insgesamt wurden 262 Wasserproben toxikologisch untersucht. Bei 118 Wasserproben 

(mittlere BSS-Konzentration = 0,65 mg BSS/l, maximale BSS-Konzentration = 3,11 mg 

BSS/l) konnte im Leuchtbakterientest keine Wirkung festgestellt werden. Bei toxischen 

Grundwasserproben besteht mit einem Korrelationskoeffizienten von r 2 = 0,685 (n = 144) 

ein statistischer Zusammenhang zwischen den Schadstoffkonzentrationen und den ermittelten 

Toxizitäten. Der Leuchtbakterientest spricht bei Schadstoffkonzentrationen ab 2– 

3 mg BSS/l an; diese Empfindlichkeit entspricht ungefähr den EC50-Werten der Trichlorbenzole 

(KAISER & PALABRICA 1991). Verglichen mit den toxikologischen Untersuchungen 

von Bodenproben traten bei den Untersuchungen von Wasserproben falsch negative 

Testergebnisse in weit geringerem Maße auf. Dies ist darauf zurückzuführen, daß 

die Schadstoffe in Wasserproben gelöst und damit bioverfügbar vorliegen. Bei der Untersuchung 

von Bodeneluaten kann nicht vorausgesetzt werden, daß die Menge der wäßrig 

eluierten Schadstoffe mit der vom Boden extrahierten und analytisch bestimmten Schadstoffmenge 

in einem festen Zusammenhang steht. 

Der Sanierungswert für das Grundwasser (0,1 mg BSS/l) ist mit dem Leuchtbakterientest 

nicht detektierbar. Der Leuchtbakterientest ist deshalb nur bei höheren Schadstoffkonzentrationen 

als Begleittest zur chemischen Analytik einsetzbar. Als Vortest kann er jedoch 

schnelle Informationen zu toxischen Wirkungen und damit zu erwartenden Schadstoffkonzentrationen 

liefern. 

In Abbildung 50 sind die im Leuchtbakterientest erzielten toxischen Wirkungen und die 

BSS-Konzentrationen aufgetragen.


Gl 20 

30 

20 

10 

5 

4 

3 

2 

1 

0,6 

r 2 =0,685, n=144 

0,3 1 10 60 

BSS [mg/l] 

Proben mit Wirkung Proben ohne Wirkung 

Abbildung 50: Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser und erzielte Wirkungen im 

Leuchtbakterientest 

4.3.2 Toxikologische Untersuchungen von Extrakten aus Wasserproben 

Aufgrund der begrenzten Empfindlichkeit des Leuchtbakterientestes bei der toxikologischen 

Bewertung von Grundwasserproben wurden im späteren Versuchsverlauf Dichlormethanextrakte 

toxikologisch untersucht. Die Dichlormethanextrake stammten aus der 

Vorkonditionierung von Wasserproben für die GC-Analytik und haben, verglichen mit 

den Wasserproben, um Faktor 20 höhere Schadstoffkonzentrationen. Da Dichlormethan 

eine hohe Eigentoxizität besitzt (EC50 = 2,15 ml/l) konnten erst nach Lösemittelaustausch 

Toxizitätstests durchgeführt werden. Das Dichlormethan wurde durch DMSO, ein Lösemittel 

mit relativ geringer Eigentoxizität (EC50 = 58,4 ml/l), ausgetauscht (SCHIEWE et 

al. 1985). Die Schadstoffkonzentrationen der toxikologisch untersuchten DMSO-Extrakte 

übersteigen die der Wasserproben um den theoretisch erreichbaren Anreicherungsfaktor 

40. Aufgrund der wechselnden Dichlormethan-Einsatzmengen konnte jedoch praktisch 

nur eine durchschnittliche Anreicherung um den Faktor 14,57 erzielt werden. 

Durch die Untersuchungen der angereicherten Proben konnte entsprechend den erzielten 

Anreicherungsfaktoren auch die Empfindlichkeit des Lumineszenztestes gesteigert werden. 

Die statistische Auswertung von Schadstoffkonzentrationen und erzielten toxischen 

Wirkungen ergab einen Korrelationskoeffizienten von r 2 = 0,51. Dieser ist deutlich geringer 

als der bei der Untersuchung von Wasserproben erreichte Korrelationskoeffizient von 

r 2 = 0,685. Als Störgröße kann das aus Wasserproben möglicherweise mitextrahierte Sulfat 

gelten (JACOBS et al. 1991). JACOBS et al. (1991) fanden bei der Untersuchung von Ex-


trakten aus Bodenproben, daß in Anwesenheit von Schwefel teilweise höhere Toxizitäten 

nachgewiesen werden konnten und damit die toxischen Wirkungen des Extraktes überschätzt 

oder als „falsch positiv“ bewertet wurden. Dadurch verursachte Fehleinschätzungen 

der Toxizität können durch nachgeschaltete Wachstumstests oder durch Anwendung 

verschiedener Testsysteme eingegrenzt werden (PASTOROK & BECKER 1990, DECHE- 

MA 1995). In Abbildung 51 sind die im Leuchtbakterientest erzielten toxischen Wirkungen 

und die angereicherten BSS-Konzentrationen aufgetragen. 

Gl 20 

200 

100 

10 

1 

0,1 

0,1 1 10 100 1000 

BSS * Anreicherungsfaktor [mg/l] 

r 2 =0,51, n=87 


Abbildung 51: Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser und erzielte Wirkungen der 

angereicherten Wasserproben im Leuchtbakterientest 

4.3.3 Toxikologische Untersuchungen von Bodenproben 

Standardisierte toxikologische Testverfahren zur Untersuchung und Bewertung belasteter 

Böden in Form von DIN-Verfahren existieren derzeit noch nicht (STEINHÄUSER 1987, 

AHLF et al. 1993, DECHEMA 1995). 

Das von Böden ausgehende akute Toxizitätspotential für die aquatische Umwelt wird üblicherweise 

durch toxikologische Untersuchungen der wasserlöslichen Schadstoffraktion 

bestimmt. Dazu wird Boden in Anlehnung an die DIN 38414–S4 wäßrig extrahiert, damit 

die Schadstoffe desorbiert und das Eluat toxikologisch untersucht. Zur Erzielung höherer 

Extraktionsausbeuten werden auch Lösevermittler in geringen Konzentrationen wie 

DMSO (Dimethylsulfoxid) oder Ethanol eingesetzt (DUTKA & KWAN 1988, TRUE & 

HEYWARD 1990, DASAPPA & LOEHR 1991, SCHEIBEL et al. 1991). Darüber hinaus können 

Schadstoffe unter Verwendung starker Lösemittel wie Dichlormethan quantitativ vom


Boden desorbiert werden. Da diese Lösemittel eine hohe Eigentoxizität besitzen, müssen 

die Extrakte vor der Testdurchführung wieder in gering toxische Lösemittel (DMSO oder 

Ethanol) umextrahiert werden (SAMOILOFF et al. 1983, PASTOROK & BECKER 1990, 

TRUE & HEYWARD 1990, JACOBS et al. 1992). Durch die Desorption mit stärkeren Lösemitteln 

wird das längerfristige mögliche aquatische Gefährdungspotential erfaßt (LARSON 

1989). 

Von belasteten Böden ausgehende Beeinträchtigungen der gärtnerischen oder landwirtschaftlichen 

Nutzung können durch toxikologische Untersuchungen an terrestrischen Systemen 

bewertet werden (DECHEMA 1995). Dabei wird der belastete Boden mit Saatgut 

(wie Hafer, Bohnen, oder Stoppelrüben) bepflanzt und die Beeinträchtigungen des 

Pflanzenwachstums erfaßt. Mögliche Beeinträchtigungen der mikrobiellen Bodenbiozönose 

werden durch Stoffwechseluntersuchungen (wie Hemmung der substratinduzierten 

mikrobiellen Atmung oder Hemmung der Nitrifikation) erfaßt (DECHEMA 1995). 

Der Daphnientest zeigte bei der Untersuchung von Bodeneluaten der Anfangsbeprobung 

nur geringe Empfindlichkeit und wurde daher bei der Endbeprobung nicht mehr eingesetzt. 

Daphnien zeigten bei der Testung von Chlorbenzolen etwas geringere Toxizitäten 

als Leuchtbakterien und sind deshalb als unempfindlicher zu bezeichnen (KAISER et al. 

1984). Weiterhin begünstigen die Testbedingungen des Daphnientestes (24-stündige Exposition 

in offenen Bechergläsern) aerobe mikrobielle Abbauvorgänge und den Übergang 

von Schadstoffen in die Gasphase (Kapitel 4.1.3). Aufgrund des hohen arbeitstechnischen 

Aufwandes in Verbindung mit den geringen Empfindlichkeiten wurde daher auf die weitere 

Anwendung des Daphnientestes verzichtet. 

Die Gegenüberstellung der Summenschadstoffgehalte von Bodenproben und den erzielten 

Wirkungen im Leuchtbakterientest zeigt, daß hohe Schadstoffkonzentrationen im Boden 

nicht notwendig zu einer toxischen Wirkung führen. Bei der Anfangsbeprobung erwiesen 

sich mehrere hoch belastete Bodenproben aus dem Aufschüttungsbereich und der Kleischicht 

als untoxisch. Die Bodenproben 508 (Tiefe 1 m u. GOK, BSS = 1409 mg/kg), 612 

(Tiefe 0,5 und 2,6 m u. GOK, BSS = 108,4 und 195,1 mg/kg) und 501 (Tiefe 21,6 m u. 

GOK, BSS = 129,1 mg/kg) zeigten keine Wirkung im Leuchtbakterientest. Bodenproben 

aus schadstoffhaltigen, tieferen Bodenschichten zeigten teilweise toxische Wirkungen. 

Bei der Abschlußbeprobung wurden ausschließlich in den oberen Bodenschichten 

des Grundwasserleiters (ca. 10–13 m u. GOK) toxische Wirkungen festgestellt. Die höchsten 

Toxizitäten der Abschlußbeprobung wurden jedoch bei unbelasteten Bodenproben des 

Bohrkernes 502 nachgewiesen. Der durch den Sanierungsbetrieb durchspülte Bodenkörper 

unterhalb 13 m u. GOK erwies sich bei der Abschlußbeprobung als untoxisch. 

Die Tatsache, daß belastete Proben nicht unbedingt eine positive Reaktion im Lumineszenztest 

zeigten, kann teilweise auf die Art der Desorption zurückgeführt werden. Bei der 

angewandten Methode (250 g Boden in einem Liter Desorptionslösung) konnte vermutlich 

keine umfassende Desorption der am Boden adsorbierten Schadstoffe erreicht werden.


Die Schadstoffkonzentrationen im toxikologisch untersuchten Eluat hängen von der Wasserlöslichkeit 

der Schadstoffe, den Bodeneigenschaften und den Schadstoffkonzentrationen 

im Boden ab. Da auch bei hochbelasteten Bodenproben die Schadstoffkonzentrationen 

im Eluat nicht höher als die Sättigungskonzentration sein können, ist ein Zusammenhang 

zwischen der (hohen) Schadstoffkonzentration im Boden und der toxikologischen Wirkung 

des Eluats nicht zu erwarten. Dies zeigt sich exemplarisch bei den Bodenproben 

508 und 612 der Anfangsbeprobung. Die Proben 508 (Tiefe 1 m u. GOK) und 612 (Tiefe 

0,5 m u. GOK) enthielten zu 99% bzw. 88% HCH-Isomere und zeigten daher ein - verglichen 

mit anderen Bodenproben - untypisches Schadstoffmuster. Die Wasserlöslichkeit 

der HCH-Isomere bewegt sich im Bereich von 0,2 mg/l für β-HCH bis 15,7 mg/l für δ- 

HCH. Die Leuchtbakterientoxizität für γ-HCH wird mit einem EC50-Wert von 5,67 mg/l 

angegeben und liegt damit im Bereich der Löslichkeit (BUTTE et al. 1991). Selbst bei 

einer (angenommenen) vollständigen Desorption der HCH-Isomere vom Boden sind bei 

diesen Proben daher nur geringe toxische Wirkungen im Eluat zu erwarten. Die Toxität des 

Eluats wird weiterhin durch mitextrahierte organische Substanzen wie Humin- oder Fulvosäuren 

beeinflußt (JOHNSON & AMY 1995). Dadurch kann die Wasserlöslichkeit und 

damit die Toxizität der Schadstoffe durch Komplexierungsvorgänge erhöht werden. (LEE 

et al. 1993). Bei Untersuchungen zur Toxizität von Chlorphenolen wurden in huminstoffhaltigen 

Proben höhere Toxizitäten als in huminstoffreien Proben ermittelt (KUKONNEN 

& OIKARI 1987, OIKARI et al. 1992). Andererseits werden Schadstoffe durch die organische 

Substanz des Bodens verstärkt adsorbiert und sind deshalb schlechter bioverfügbar 

(BOLLAG & MYERS 1992). Eine weitere Ursache für „falsch positive“ Ergebnisse des 

Lumineszenztestes kann in der nicht schadstoffbedingten Reduktion der Biolumineszenz 

gesehen werden. Es ist bekannt, daß die Lichtemission von Leuchtbakterien in Anwesenheit 

von leicht abbaubarer organischer Nährstoffe gehemmt wird und damit „falsch 

positive“ Testergebnisse auftreten (ZETTLER & ZIESMANN 1991, DECHEMA 1995). 

Zur Überprüfung solch zweifelhafter Testergebnisse wird daher vorgeschlagen, einen anschließenden 

Wachstumshemmtest mit Vibrio fischeri durchzuführen (DECHEMA 1995). 

Die durchgeführten Untersuchungen von Bodenproben zeigen, daß zwischen den Schadstoffgehalten 

im Boden und den Toxizitäten des wäßrigen Eluats kein statistischer Zusammenhang 

besteht. Das vom Bodenkörper des Testfeldes ausgehende akute Gefährdungspotential 

muß nach den toxikologischen Befunden als gering eingeschätzt werden. Nach 

der Sanierung konnten nur in den oberen Bodenschichten des Testfeldes toxische Wirkungen 

nachgewiesen werden, während sämtliche untersuchten Proben aus dem tieferen 

Bodenbereich untoxisch waren. Als untoxisch können Böden angesehen werden, deren 

Eluattoxizität (Herstellung des Eluats in Anlehnung an DIN 38414-S4) unter einem GL20- 

Wert von 2 liegt (DECHEMA 1995). 

In Abbildung 52 sind die Schadstoffgehalte der Bodenproben, die erzielten Hemmwirkungen 

im Leuchtbakterientest und der Korrelationskoeffizient dargestellt.



200 

100 

50 

40 

30 

20 

10 

4 

Anfangsbeprobung Abschlußbeprobung 

0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 

BSS [mg/kg] 

r 2 = 0,26, n = 9 

0,01 0,1 1 10 100 1000 10000 

BSS [mg/kg] 


r 2 = 0,09, n = 7 

Abbildung 52: Schadstoffkonzentrationen in Bodenproben und erzielte Hemmwirkungen 

im Leuchtbakterientest (Anfangs- und Abschlußbeprobung) 

4.4 Mikrobiologische Untersuchungen 

Im Zuge der mikrobiologischen Untersuchungen wurden die Zelldichten von Grundwasserund 

Bodenproben unter Verwendung fester Nährböden erfaßt. Als Nährmedium wurde 

R2A Agar eingesetzt; durch dieses Nährmedium kann im Vergleich zu anderen Medien 

ein höherer Anteil der im Wasser suspendierten Bakterien erfaßt werden (FEIDIEKER 

1993). Sich stoffwechselphysiologisch unterscheidende Mikroorganismen wurden unter 

Verwendung selektiv wirkender Flüssigmedien angereichert. 

Wasserproben Im Grundwasser des Vorführtestfeldes konnten zu Versuchsbeginn Zelldichten 

von ca. 10 4 KBE/ml nachgewiesen werden. Lediglich in einigen hoch belasteten 

Brunnen (Brunnen 506/3, 507/2, 612 und 613) waren die Zelldichten mit ca. 10 2 – 

10 3 KBE/ml etwas geringer. Während des Versuchsbetriebes kam es im Grundwasser zu 

keiner Erhöhung der Zelldichten. In der Wasseraufbereitungsanlage waren in den Abläufen 

der einzelnen Verfahrensstufen die Zelldichten mit 10 4 –10 5 KBE/ml im Vergleich zum 

Vorführtestfeld leicht erhöht. In den Filtermaterialien der Biologiestufen konnten Zelldichten 

bis 10 8 –10 9 KBE/g TS nachgewiesen werden.


Sulfatreduzierende Bakterien konnten bei der Nullbeprobung vermehrt angetroffen werden 

(maximaler Titer 0,0005 ml), im weiteren Versuchsverlauf und insbesondere nach Aerobisierung 

konnten nur noch vereinzelt Sulfatreduzierer (maximaler Titer 0,5 ml) nachgewiesen 

werden. Diese Beobachtung steht in Übereinstimmung mit der obligaten Anaerobiose 

der sulfatreduzierenden Bakterien (Schlegel 1992). Fakultativ anaerobe Bakterien traten 

im Versuchsverlauf in einem maximalen Titer von 0,05 ml auf. Denitrifikanten konnten 

vereinzelt während des Versuches mit einem Titer von 0,05 ml nachgewiesen werden; erst 

bei der Stillstandsbeprobung traten denitrifizierende Bakterien in nahezu allen Pegeln mit 

einem Titer von 0,005 ml auf. 

Die Anreicherung von schadstoffabbauenden Bakterien kann mit Medien erfolgen, in die 

das Schadstoffsubstrat als Kohlenstoffquelle zugegeben wird (RISS et al. 1991, STEIOF 

1993). Aus Gründen des Arbeitsschutzes verbot sich dieses Vorgehen bei der in Hamburg 

angetroffenen Schadstoffpalette; stattdessen wurde leicht metabolisierbares Methanol als 

Kohlenstoffquelle eingesetzt. C1-Verwerter oder methylotrophe Bakterien wurden während 

des Versuches in wechselnden Titern von 0,5–0,0005 ml gefunden. Ein Zusammenhang 

zwischen den Zelldichten der methylotrophen Bakterien und den Schadstoffgehalten 

im Grundwasser war nicht zu erkennen. 

Bodenproben Im Rahmen der quantitativen mikrobiologischen Untersuchung von Bodenproben 

der Anfangsbeprobung wurden stark schwankende Zelldichten von � NG bis 

10 6 KBE/g nachgewiesen. Die geringsten Zelldichten (bis maximal 10 3 KBE/g) wurden in 

den Bohrkernen 507 und 612 nachgewiesen. Da in Wasserproben (Schadstoffkonzentrationen 

ca. 20–30 mg BSS/l) dieser Brunnen ebenfalls nur geringe Zelldichten nachgewiesen 

werden konnten, kann davon ausgegangen werden, daß die Biozönose im lokalen Umfeld 

der Brunnen 507 und 612 durch die hohen Schadstoffkonzentrationen beeinträchtigt war. 

Die nachgewiesenen Zelldichten der Abschlußbeprobung lagen in den Bohrkernen 501 

und 502 bei durchschnittlich 5·10 4 KBE/g; im Bohrkern 506 wurden Zelldichten von ca. 

4,1·10 6 KBE/g gefunden. Die Zelldichten der Abschlußbeprobung lagen damit um Faktor 

10 (Kern 502) bzw. um Faktor 500 (Kern 506) über denen der Anfangsbeprobung. Lediglich 

in Kern 501 konnten bei der Abschlußbeprobung geringere Zelldichten nachgewiesen 

wiesen. Da die Bodenproben dieses Kernes bei der Anfangsbeprobung erst nach 11 Tagen 

Lagerzeit mikrobiologisch untersucht werden konnten, kann eine Zellvermehrung während 

dieser Zeit nicht ausgeschlossen werden. Aufgrund der gestiegenen Zelldichten in 

den Kernen 502 und 506 kann gefolgert werden, daß sich während der Sanierung die Zahl 

der am Boden immobilisierten Bakterien erhöht hat. Bei der Anfangsbeprobung wurden 

in den untersuchten Bohrkernen stark wechselnde Zelldichten vorgefunden, während bei 

der Abschlußbeprobung relativ konstante Zelldichten über den gesamten Tiefenbereich 

vorgefunden wurden. Durch den Sanierungsbetrieb kam es daher zu einer Vergleichmäßigung 

der Zelldichten. Die auf R2A-Agar nachgewiesenen Zelldichten der Abschluß-


bodenproben von ca. 10 4 –10 6 KBE/g entsprachen in der Größenordnung den bei anderen 

Sanierungsvorhaben berichteten Zelldichten (KÄMPFER et al. 1991, KÄMPFER et al. 

1993). Einschränkend muß jedoch hinzugefügt werden, daß die Bestimmung von Zelldichten 

methodischen Schwankungen unterliegt und daher nur bedingt Vergleiche zu anderen 

Standorten möglich sind (DOTT 1991). 

Der Nachweis auf Sulfatreduzierer war meist negativ und steht in Einklang mit den aeroben 

(mittlere und tiefe Bodenschichten) und mikroaeroben (obere Bodenschicht) Milieubedingungen 

im Testfeld. Der gelegentliche Nachweis von obligat anaeroben Sulfatreduzierern 

in aeroben Schichten läßt sich durch die Anwesenheit von anaeroben Mikromilieus 

erklären (PEDERSEN et al. 1990, KÄMPFER et al. 1993). 

Zu Versuchsende konnten vermehrt methylotrophe und vor allem nitratreduzierende Bakterien 

nachgewiesen werden. Nitratreduzierer konnten bei der Abschlußbeprobung vor allem 

im Tiefenbereich bis 18 m u. GOK in Titern bis 0,0005 ml gefunden werden. Der 

Nachweis in den aeroben tieferen Bodenschichten war hingegen meist negativ. Da in den 

oberen Wasserschichten im Gegensatz zu den anderen Schichten kein Nitrat nachzuweisen 

war, kann die Abwesenheit von Nitrat auf Stoffwechselaktivitäten von denitrifizierenden 

Bakterien zurückgeführt werden (PEDERSEN et al. 1990). 

4.5 Schadstoffreduktion und Bilanzierung 

4.5.1 Schadstoffreduktion in der Wasseraufbereitungsanlage 

Durch den Betrieb der oberirdischen Wasseraufbereitungsanlage sollte ein möglichst umfassender 

biologischer Abbau der chloraromatischen Verbindungen erreicht werden. Dies 

bezog sich vor allem auf die Chlorbenzole, da diese als Hauptkontaminanten der Boehringer-Spezifischen-Schadstoffe 

einem Massenanteil von 94% entsprachen. Da nur in der 

aeroben Betriebsphase alle Verfahrensstufen der Wasseraufbereitungsanlage auf BSS analysiert 

wurden, wird im folgenden auf die Analysenergebnisse dieser Betriebsphase Bezug 

genommen. 

Chlorbenzole Monochlorbenzol und sämtliche disubstituierten Chlorbenzole wurden 

von den Enteisenungs- und Biologiestufen, nachfolgend als biologischer Komplex bezeichnet, 

mit einem Wirkungsgrad von ca. 99% abgebaut. Diese niederchlorierten Verbindungen 

konnten schon in der Enteisenungsstufe zu ca. 90% entfernt werden. Ähnliche Ergebnisse 

wurden auch von NISHINO et al. (1994) berichtet; in einer aerob betriebenen Pilotanlage 

konnten die Konzentrationen von Monochlorbenzol, 1,2- und 1,3-Dichlorbenzol 

zu ca. 90% reduziert werden. Der aerobe Abbau dieser drei Substanzen konnte mit ebenfalls 

hohen Abbauraten von HAIGLER et al. (1992) nachgewiesen werden. Der Abbau von


p-Dichlorbenzol unter Verwendung einer Reinkultur konnte ebenfalls gezeigt werden (DE 

BONT et al. 1986, SPAIN & NISHNINO 1987). 

Die drei- bis fünffach chlorierten Benzole konnten in den Biologiestufen erst nach einer 

achtwöchigen aeroben Adaptationsphase zu ca. 90% abgebaut werden. Eine Adaptationszeit 

war bei den Enteisenungsstufen nicht festzustellen, was auf die Milieubedingungen 

der anaeroben Phase zurückzuführen war. Zur Sicherstellung der Enteisenung mußten die 

Enteisenungsstufen auch während der anaeroben Betriebsphase aerob betrieben werden, 

die Milieubedingungen in den Biologiestufen müssen aufgrund der geringen Sauerstoffkonzentrationen 

zwischen 0–3 mg/l als anaerob bis mikroaerophil bezeichnet werden. 

Durch den Milieuwechsel von anaerob bis mikroaerob auf strikt aerob waren daher in 

der biologischen Stufe Adaptationsvorgänge zu erwarten. 

In der Enteisenungsstufe konnte 1,2,4-TCB zu hohen Anteilen abgebaut werden, die Konzentrationen 

der beiden Isomere 1,2,3- und 1,3,5-TCB wurden nur um 65% und 15,9% 

reduziert. Nach Adaptation der Biologiestufen konnte durch den biologischen Komplex 

ein Abbauwirkungsgrad von 90–99% für diese Isomere erreicht werden. MARINUCCI und 

BARTHA (1979) stellten bei aeroben Abbauuntersuchungen in Bodenproben fest, daß die 

Abbauraten von 1,2,4-TCB im Vergleich zu 1,2,3-TCB etwa um Faktor 2–3 höher waren. 

Mit Anreicherungskulturen von der Deponie Hamburg-Georgswerder wurde ein gegenüber 

1,2,3-TCB bevorzugter aerober Abbau von 1,2,4-TCB festgestellt, 1,3,5-TCB persistierte 

unter aeroben Bedingungen (SANDER et al. 1991). Der aerobe Abbau von 1,3,5- 

TCB wurde bis jetzt noch nicht beschrieben, die anaerobe Dechlorierung von 1,3,5-TCB 

konnte nach einer sechsmonatigen Adaptationszeit in Bodensäulen bis jetzt nur von BOS- 

MA et al. (1988) nachgewiesen werden. 

Die Konzentrationen der tetrachlorierten Benzole und von Pentachlorbenzol wurden in 

der Enteisenungsstufe um ca. 55% reduziert. Erst durch die nachfolgenden Biologiestufen 

wurde ein Gesamtabbaugrad von über 90% erreicht. Für Hexachlorbenzol wurden Abbaugrade 

von 83% erreicht. Hoch chlorierte Kongenere gelten anaerob als leichter abbaubar, 

jedoch konnten in sequentiellen anaerob-aeroben Reaktorversuchen auch für HCB aerobe 

Reduktionsraten von 18% gefunden werden (FATHEPURE & VOGEL 1991). Unter aeroben 

Bedingungen kaum abbaubar gelten aller vier- bis sechsfach substituierten Chlorbenzole 

mit Ausnahme des 1,2,4,5-Tetrachlorbenzol (BEURSKENS et al. 1993). Da bei der angewandten 

GC-Analytik nicht zwischen 1,2,4,5- und 1,2,3,5- Tetrachlorbenzol unterschieden 

werden konnte, wurden diese beiden Isomere als 1,2,(3/4),5-Tetrachlorbenzol gemeinsam 

erfaßt. 

Hexachlorcyclohexane Die Hexachlorcyclohexane α- und γ-HCH wurden von der Enteisenungsstufe 

zu ca. 70% eliminiert; durch die nachfolgende Biologiestufe wurde ein 

Gesamtabbaugrad von 98% erreicht. δ-HCH wurde in der Enteisenungsstufe zu ca. 16,5% 

abgebaut; durch die anschließende Biologiestufe wurde ein Abbaugrad von ca. 93% er-


reicht. Die Konzentrationen von β- und ɛ-HCH konnten durch den biologischen Komplex 

nur um ca. 10 bzw. 25% reduziert werden; diese Isomere sind mikrobiell schlecht abbaubar 

(STRAUBE 1991). Die innerhalb der Aufbereitungsanlage beobachteten Abbauraten 

für die massenmäßig bedeutsamsten Isomere α- und γ-HCH stimmen mit Literaturangaben 

überein. So wurden für vier untersuchte HCH-Isomere folgende Reihenfolge der Abbaugeschwindigkeiten 

festgestellt: γ-HCH � α-HCH � β-HCH = δ-HCH (BEURSKENS 

et al. 1991, STRAUBE 1991). Es wird vermutet, daß die mikrobielle Persistenz von β- 

HCH in der räumlichen Anordnung der Chlor- und Wasserstoffatome begründet liegt, beim 

β-Isomer befinden sich im Gegensatz zu allen anderen Isomeren sämtliche Chloratome 

in äquatorialer Stellung (BEURSKENS et al. 1991). Diese Annahme wird von BUSER & 

MÜLLER (1995) mitgetragen; nach ihren Untersuchungen nahm die mikrobielle Abbaubarkeit 

der Hexachlorcyclohexane mit der Zahl der axial angeordneten Chloratome zu. 

Chlorphenole Der biologische Abbau der Chlorphenole innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

ist vollständig. Lediglich 2- und 4-Monochlorphenol konnten in der Enteisenungsstufe 

nur zu ca. 31,4- bzw. 70% abgebaut werden, durch die nachfolgenden Biologiestufen 

konnte ein Abbauwirkungsgrad von 95,6 bzw. 99,3% erreicht werden. Die Konzentrationen 

der massenmäßig bedeutsamsten Chlorphenole, 2,(4/5)-DCP, 3,4-DCP und 

2,4,5-TCP, konnten durchweg zu mehr als 99% reduziert werden. 

Der geringe Reduktionsgrad der Monochlorphenole kann zum einen auf deren schlechte 

biologische Abbaubarkeit zurückgeführt werden, zum anderen ist es jedoch möglich, 

daß sich die niedrigchlorierten Phenole durch den Abbau bzw. die Dechlorierung der 

höher chlorierten Phenole temporär anreicherten (PUHAKKA et al. 1991). Die Akkumulation 

von niedrigchlorierten Chlorphenolkongeneren wurde von mehreren Autoren beschrieben. 

In anaeroben Versuchsreaktoren, die teilweise mit relativ hohen 2,4,6-TCP- 

Eingangskonzentrationen betrieben wurden (150 mg/l), wurde die Akkumulation von 4- 

MCP beobachtet (FLORA et al. 1994, PERKINS et al. 1994). In von MADSEN & AMAND 

(1992) durchgeführten Versuchen gelang der Nachweis der sequentiellen Freisetzung von 

2,4-DCP und 4-MCP beim Abbau von 2,4,6-TCP. Eine Akkumulation von 4-MCP durch 

den anaeroben Abbau von 2,4,6-Trichlorphenol konnte auch beim Betreiben eines anaerobaeroben 

Reaktors beobachtet werden (FAHMY et al. 1994). Von DE BONT et al. wurde 

angenommen, daß beim aeroben Abbau von 1,3-DCB als mögliche Intermediärprodukte 

Monochlorphenole entstehen können (DE BONT et al. 1986). Eine temporäre Akkumulation 

von 4-MCP wurde beim aeroben Abbau von Monochlorbenzol beobachtet (BURBACK 

& PERRY 1993). 

Die von der Wasseraufbereitungsanlage erreichten Reduktionsgrade stehen mit Literaturergebnissen 

in Übereinstimmung. Von der Aufbereitungsanlage wurden auch die Konzentrationen 

des einem aeroben Abbau als schlecht zugänglich geltenden 1,3,5-Trichlorbenzols 

deutlich verringert. Die BSS-Ablaufwerte der Biologiestufen blieben während der


aeroben Phase, nach einer Adaptationszeit von 2 Monaten, in 9 von 11 Beprobungen unterhalb 

des behördlich geforderten Zielwertes für den Ablauf der Aktivkohle von 25 µg BSS/l. 

Nur im Juni und Juli 1993 kam es zu einer Überschreitung dieses Wertes. Die Ursachen 

hierfür sind nicht bekannt. Zwar fand unmittelbar vor der Probenahme im Juni eine Rückspülung 

der Biologiefilter statt, doch hatten Rückspülungen in der Vergangenheit keinen 

Einfluß auf die Leistungsfähigkeit der Biologiefilter gehabt. 

Weitere Abbauhinweise Der mikrobielle Abbau der BSS innerhalb der Anlage konnte 

zunächst über die Konzentrationsabnahme der untersuchten Substanzen belegt werden. 

Der vollständige Abbau kann jedoch nicht ausschließlich über die Abnahme oder das 

Verschwinden der Schadstoffe nachgewiesen werden. Chlororganische Schadstoffe können 

erst dann als vollständig abgebaut oder mineralisiert gelten, wenn die Endprodukte 

der Mineralisation, CO2 und Chlorid, in stöchiometrischen Mengen nachgewiesen werden 

können (MÄKINEN et al. 1993). 

Der übliche methodische Nachweis der Mineralisation von Chlororganika über die entsprechende 

Chloridfreisetzung war aufgrund der hohen Hintergrundkonzentration an anorganischem 

Chlorid nicht möglich. Die Schadstoffkonzentrationen im Zulauf der Wasseraufbereitungsanlage 

betrugen ca. 3,4 mg BSS/l. Die bei vollständiger Mineralisation zu 

erwartende Chloridfreisetzung von 1,9 mg Cl/l kann bei den Hintergrundkonzentrationen 

von ca. 200 mg/l meßtechnisch nicht erfaßt werden. Tatsächlich konnten bei keiner Beprobung 

im Ablauf der Wasseraufbereitungsanlage höhere Chloridkonzentrationen als im 

Zulauf gemessen werden. 

Die Notwendigkeit von umfassender Dechlorierungsaktivität innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage 

läßt sich jedoch durch die Ergebnisse der chemischen Analytik der Aktivkohlefilterbetten 

ableiten. Aufgrund der Tatsache, daß die analysierten EOX-Konzentrationen 

des Filterinhaltes der Aktivkohlestufe zu ca. 87% (Kapitel 3.3.2.3) aus den zugeflossenen 

BSS-Konzentrationen erklärt werden können, müssen die Schadstoffe durch 

die Wasseraufbereitungsanlage zu hohen Anteilen dechloriert worden sein. Aufgrund der 

dargestellten Minderbefunde (Kapitel 4.1.3) der AOX-Werte bezüglich der analysierten 

BSS-Konzentrationen, dient dieser chlororganische Summenparameter nur eingeschränkt 

zum Nachweis der Dechlorierung. Trotz der Inkonsistenz der gemessenen AOX-Werte 

- so wurden im Anlageneingang bei BSS-Konzentrationen von ca. 4 mg BSS/l teilweise 

nur AOX-Konzentrationen von ca. 0,1 mg Cl/l gemessen - kann geschlossen werden, daß 

zwischen 89,1–99,4% des in den Schadstoffen gebundenen Chlors freigesetzt wurde und 

daher eine fast vollständige Dechlorierung stattfand. 

In Abbildung 53 sind die berechneten AOX-Konzentrationen im Anlageneingang und die 

berechneten und gemessenen AOX-Konzentrationen und EOX-Konzentrationen im Ablauf 

der Biologiestufen dargestellt. Der ab der Probenahme vom 30.03.93 eingeführte 

Schadstoffsummenparameter EOX war bis auf den Wert vom 25.10.93 immer unterhalb


der analytischen Nachweisgrenze von 0,02 mg Cl/l; die Nachweisgrenze am 30.03.93 war 

0,2 mg Cl/l. Die Nachweisgrenzen der EOX-Bestimmung wurden als reale Meßwerte angesehen. 

Die Differenz von analysierten EOX- und AOX-Konzentrationen im Ablauf der 

Biologiestufen zu den berechneten AOX-Konzentrationen im Anlageneingang zeigt, daß 

mikrobiell verursachte Dechlorierung stattgefunden haben muß. 

AOX und EOX [mg Cl/l] 

10 

1 

0,1 

0,01 

0,001 

06.08.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

AOX-Konzentrationen im Anlageneingang (berechnet) 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

AOX- und EOX-Konzentrationen im Ablauf der Biologiestufen 

AOX (aus BSS berechnet) AOX (analysiert) EOX (analysiert) 

Abbildung 53: Berechnete AOX-Konzentrationen im Anlageneingang und berechnete 

und analysierte AOX- und EOX-Konzentrationen im Ablauf der Biologiestufen 

Die Dechlorierung innerhalb der Wasseraufbereitungsanlage kann aufgrund der hohen 

Hintergrundkonzentration an Chlorid nicht über eine Konzentrationserhöhung am Anlagenausgang, 

sondern nur über eine Erhöhung der Chloridkonzentrationen im Anlageneingang 

nachgewiesen werden. Diese Tatsache erklärt sich aus der hydraulischen Auslegung 

des Testfeldes. Aufgrund der hohen Entnahmerate der Anlage wurde das gesamte Wasservolumen 

des Feldes durchschnittlich einmal in 10 Tagen umgewälzt (KINZELBACH et al. 

1994). Durch die von oben nach unten zunehmende Durchlässigkeit wurde der Wasserkörper 

der unteren Schicht entsprechend häufiger ausgetauscht. Für die untere gut durchlässige 

Wasserschicht werden Aufenthaltszeiten von 111 h oder ca. 4,5 Tage angegeben 

(KINZELBACH et al. 1993). Aufgrund der nachgewiesenen Dechlorierung innerhalb der 

Wasseraufbereitungsanlage hätte sich daher die Chloridkonzentration in den Multilevelpegeln 

in 20 m Tiefe, in den Entnahmebrunnen oder im Anlageneingang zwischen 2 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93


Probenahmen um ca. 6–10 mg/l Chlorid erhöhen müssen. Im Zulauf der Wasseraufbereitungsanlage 

kam es während des gesamten Versuches jedoch zu keiner Erhöhung der 

Chloridkonzentrationen. 

Es müssen daher in der Anlage oder im Grundwasserleiter chloridfestsetzende Prozesse 

wirksam geworden sein. Vorstellbar wäre eine Chloridaufnahme durch die auf den Filterbetten 

immobilisierten Bakterien. Diese Möglichkeit kann jedoch verworfen werden, da 

Abschätzungen mit dem durchschnittlichen Chloridgehalt einer Bakterienzelle in Verbindung 

mit den festgestellten Zelldichten nur einen Bruchteil dieses Effektes erklären konnten 

(DOTT 1991). Als weitere Chloridsenke wären Komplexierungsvorgänge des Chlorides 

innerhalb der Enteisenungsstufe vorstellbar. Bei pH-Werten unterhalb von pH 6–7 

kann die Oberfläche von Eisenhydroxiden positiv werden und es dadurch zur Adsorption 

von Anionen kommen (MATTSON 1929, GISI et al. 1990, WILD 1995). Diese Bindung 

ist elektrostatischer Natur, die Ionen sind leicht austauschbar und werden desorbiert, sobald 

der pH-Wert wieder ansteigt und damit die positive Ladung verlorengeht (GISI et 

al. 1990). Da der Schlamm der Enteisenungsstufe jedoch nicht auf anorganisches Chlorid 

analysiert wurde, bleibt diese Möglichkeit hypothetisch. Der oben geschilderte Prozeß 

der möglichen Adsorption von Chloridionen an der Oberfläche von Eisenhydroxiden kann 

auch im Vorführtestfeld stattgefunden haben. 

Chloridionen gelten im Untergrund als mobil und werden von der negativ geladenen Bodenoberfläche 

nicht ausgetauscht. Aus diesem Grunde wird Chlorid oft als Markierungssubstanz 

bei Tracerversuchen eingesetzt (HÖLTING 1992, KÄSS 1994). Unter bestimmten 

geologischen Verhältnissen kann jedoch die Beweglichkeit des Chloridions im Untergrund 

eingeschränkt sein. In Gesteinsfolgen eingeschaltete Tongesteinslagen können aufgrund 

ihrer negativen Oberflächenladung die Beweglichkeit von Anionen hemmen (HÖLTING 

1992). Da der gutdurchlässige Bodenkörper des Testfeldes überwiegend aus Sanden und 

Kiesen bestand und nach den geologischen Ansprachen keine Tonlagen auftraten, dürfte 

der vorgeschilderte Prozeß einer möglichen Retardation von Anionen bedeutungslos gewesen 

sein. Der Abbau der chlororganischen Schadstoffe in der Anlage konnte nicht über 

eine Freisetzung von Chloridionen abgesichert werden. Die beschriebenen Möglichkeiten 

unter denen Chlorid sorptiv und reversibel gebunden wird, müssen - bei den Bodenbeprobungen 

wurden keine Bestimmungen von Chlorid vorgenommen - daher als hypothetisch 

betrachtet werden. 

Schadstoffbilanz Für die Schadstoffbilanzierung der Wasseraufbereitungsanlage wurde 

als Betrachtungszeitraum die gesamte Betriebszeit vom 15.06.92–13.12.93 gewählt. Eine 

Beschränkung auf die eigentliche Versuchsphase (22.08.92–13.12.93) erschien nicht sinnvoll, 

da die Filterbetten schon vor der Betriebsphase mit Schadstoffen beladen wurden. 

Dies bezieht sich vor allem auf die Aktivkohlefilter, die aufgrund der noch unzureichen-


den mikrobiellen Adaptation der abbauenden Stufen vor Versuchsbeginn überproportional 

stark mit Schadstoffen beladen wurden. 

Im Betriebszeitraum wurden dem Grundwasser ca. 1703 kg BSS entzogen. Davon wurden 

1428 kg oder 83% in den Enteisenungs- und Biologiestufen abgebaut. Im Filtermaterial 

dieser beiden Stufen waren ca. 0,08 kg Schadstoffe festgelegt, über den Enteisenungsschlamm 

wurden weitere 0,27 kg Schadstoffe ausgetragen. Ähnlich geringe Schadstoffbelastungen 

des Schlamms wurden auch bei anderen Reaktoren festgestellt (SALKINOJA- 

SALONEN et al. 1983, CZEKALLA & WICHMANN 1994). 

In die Aktivkohlefilter wurden 273,2 kg BSS eingetragen, jedoch konnten bei der abschließenden 

Analytik der Filterbetten nur 47,3 kg BSS nachgewiesen werden. Da die 

Aktivkohlefilter hohe, den Biologiestufen vergleichbare mikrobielle Besiedlungsdichten 

aufwiesen, und darüber hinaus Sauerstoffzehrung stattfand, kann von einem zumindest 

teilweisen Abbau der adsorbierten Schadstoffe ausgegangen werden (LIN et al. 1991, 

SCHÄFER 1994a). Die Adsorptionsfähigkeit von Aktivkohle kann zwar durch bakteriellen 

Bewuchs und die dadurch verursachte Veränderung der hydraulischen Durchströmung des 

Filters verringert werden. Doch wird nach Adaptation des mikrobiologischen Bewuchses 

die Leistungsfähigkeit des Aktivkohlefilters primär durch mikrobiellen Abbau bestimmt 

(SCHÄFER 1994a). Es ist anzunehmen, daß im weiteren Versuchsverlauf ein Teil der adsorbierten 

Schadstoffe desorbierte und abgebaut wurde (FLORA et al. 1991, VOICE et al. 

1992, SCHÄFER 1994a). Der über den gesamten Betriebsverlauf erreichte biologische Abbauwirkungsgrad 

von 83% (s. o.) kann sich dadurch auf Werte bis maximal 97% erhöhen 

und damit dem Wirkungsgrad der späten aeroben Versuchsphase entsprechen. Der Verzicht 

auf die Aktivkohlefiltration ist daher bei einer adaptierten biologischen Stufe möglich. 

Der Abbauwirkungsgrad der mikrobiellen Stufen steigerte sich im Versuchsverlauf zunehmend; 

ab November 1992 wurden ca. 94,1% der zugeführten Schadstoffe mikrobiell 

abgebaut. Der Wirkungsgrad erhöhte sich im weiteren Versuchsverlauf bis auf Werte von 

ca. 99%. Lediglich bei der Probenahme im Juni 1993 konnte ein vergleichsweise geringer 

Abbauwirkungsgrad von 93,1% erreicht werden. Nach Adaptation der mikrobiologischen 

Stufen wurden von der Wasseraufbereitungsanlage die zugeführten Schadstoffe nahezu 

vollständig eliminiert. Die Adaptationszeit wurde auch von anderen Autoren beschrieben. 

So berichteten REINEKE & KNACKMUSS (1984), daß 9 Monate Inkubationszeit zur Adaptation 

von Benzolabbauern benötigt wurden. Ein auf 1,3-DCB als einziger Kohlenstoffund 

Energiequelle wachsender Alcaligenes sp. wurde nach sechs Monaten selektiver Anreicherung 

nachgewiesen und der Nachweis eines 1,2-DCB-Abbauers gelang erst nach 

vierzehn Monaten (DE BONT et al. 1986, HAIGLER et al. 1988). Dagegen konnte unter 

Verwendung von standorteigenen Populationen schon nach einer Adaptationszeit von 4–6 

Tagen der vollständige Abbau von disubstituierten Chlorbenzolen nachgewiesen werden 

(NISHINO et al. 1994).


4.5.2 Schadstoffreduktion im Grundwasser 

Der Grundwasserleiter wurde während des Versuches insgesamt achtzehn Beprobungen 

unterzogen. Der vorgesehene vierwöchige Beprobungsrhythmus konnte aufgrund von Anlagestillständen 

nicht immer eingehalten werden. Vom 10.–13.12.1993 wurden sämtliche 

Brunnen und Pegel des Feldes im Rahmen der Abschlußbeprobung beprobt, anschließend 

die Wasseraufbereitungsanlage abgeschaltet und das Feld dem schadstoffbelasteten Anstrom 

überlassen. Vom 10.–13.01.1994 fand die sogenannte Stillstandsbeprobung statt. 

Die Ergebnisse dieser Probenahme sollten dazu dienen, die Schadstoffrücklösung aus dem 

Boden in die Wasserphase zu erfassen und zu bewerten. Die Dauer der Stillstandszeit 

wurde so bemessen, daß einerseits durch den schadstoffbeladenen Anstrom nicht das gesamte 

Feld wieder rekontaminiert werden konnte und zum anderen ausreichend Zeit für 

die Nachlösung der Schadstoffe in die Wasserphase vorhanden war. Laboruntersuchungen 

zur Desorptionskinetik von höherchlorierten Chlorbenzolen (Tetra- bis Hexachlorbenzole) 

zeigten, daß nach ca. 20 Tagen ca. 60–80% der adsorbierten Schadstoffmassen in die Wasserphase 

überführt wurden (KOELMANS et al. 1993). Bei Untersuchungen zum Desorptionsverhalten 

von polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen wurde festgestellt, 

daß ein hoher Anteil irreversibel in die Bodenmatrix eingebunden waren (MAHRO et al. 

1993). 

Bewertung der erzielten Schadstoffreduktion im Grundwasser 

Die Beurteilung der durch den Sanierungsbetrieb erreichten Schadstoffreduktionen im 

Grundwasser unter Berücksichtigung der Nachlösung während der Stillstandszeit, folgte 

einem einfachen Bewertungsmodell, welches nachstehenden Kriterien genügte. 

Reduktion 

Der Quotient aus den Schadstoffkonzentrationen der End- und Anfangsbeprobung gibt an, 

um wieviel Prozent die Schadstoffbelastung des jeweiligen Brunnens oder Pegels während 

des Versuchsbetriebes gesenkt werden konnte. Reduktionen unterhalb von 90% werden als 

ungenügend eingestuft und sind in Tabelle 30 grau hinterlegt. 

In 10 m Tiefe konnten die Pegel 501/3 und 505/3 auf ca. 10% der Ausgangsbelastung reduziert 

werden, die Schadstoffkonzentrationen der übrigen Pegel der gleichen Tiefe wurden 

in schwächerem Maße reduziert. Auffallend in dieser Schicht sind die beiden Pegel 506/3 

und 507/3, deren Schadstoffbelastung während des Versuchsbetriebes nur um 30,8 bzw. 

53,6% reduziert werden konnte. Die Schadstoffkonzentrationen der Grundwasserschicht 

in 14 m Tiefe konnten deutlich verringert werden. Die Pegel 501/2–505/2 und 508/2 konnten 

teilweise weit über 90% reduziert werden, während die Schadstoffkonzentration von 

Pegel 506/2 um 86,8% und die von Pegel 507/2 nur um 35,6% vermindert werden konn-


ten. In der gut durchlässigen Wasserschicht in 20 m Tiefe konnten in allen Multilevelpegel 

Schadstoffreduktionen von ca. 99% erreicht werden. Diese hohe Schadstoffverminderung 

konnte auch in den voll verfilterten Kontrollbrunnen 601 und 602, sowie in den Innenbrunnen 

603–611 erreicht werden. Die abstromseitigen Entnahmebrunnen 201–203 konnten, 

mit Ausnahme von Brunnen 201, zu ca. 99% abgereinigt werden, während die Schadstoffkonzentrationen 

der anstromseitigen Entnahmebrunnen in deutlich geringerem Maß 

zurückgingen. 

Rücklösung 

Dieser Wert gibt an, um welchen Faktor sich die Schadstoffkonzentration zwischen der 

End- und der Stillstandsbeprobung verändert hat. Werte unter 1 bedeuten, daß die Stillstandskonzentration 

geringer als die Endkonzentration ist und daher keine Schadstoffrücklösung 

aufgetreten ist. Bei Werten über 1 ist die bei der Stillstandsbeprobung analysierte 

Schadstoffkonzentration höher als die der Endbeprobung; es hat daher Schadstoffrücklösung 

oder Schadstoffnachfuhr stattgefunden. Die Rücklösung wird dann als relevant erachtet, 

wenn die ermittelten Werte höher als drei sind. Diese Werte wurden in Tabelle 30 

ebenfalls grau hinterlegt. 

Eine Rücklösung von Schadstoffen, also höhere Schadstoffkonzentrationen bei der Stillstandsbeprobung 

im Vergleich zur Endbeprobung, konnte nur bei einer relativ beschränkten 

Anzahl von anstromseitigen Brunnen beobachtet werden. Da das Feld zwischen Endund 

Stillstandsbeprobung dem schadstoffbelasteten Anstrom ausgesetzt war, ist die beobachtete 

Erhöhung der Schadstoffgehalte dieser Brunnen nicht auf Rücklösung von Schadstoffen, 

sondern auf Rekontamination durch den schadstoffhaltigen Anstrom zurückzuführen. 

Davon betroffen waren die Entnahmebrunnen 204–206, sowie die in 20 m Tiefe 

liegenden Pegel 506 und 508. Bei allen anderen Brunnen wurde eine Konzentrationserhöhung 

durch die Rücklösung um den maximalen Faktor 2,9 beobachtet. Dies deutet darauf 

hin, daß keine nennenswerte Rücklöseprozesse aufgetreten sind und daher der Bodenkörper 

des Feldes als relativ unbelastet gelten kann. 

Sanierungsbewertung 

Die Schadstoffkonzentrationen der Stillstandsbeprobung wurden durch Division mit dem 

Sanierungswunschwert von 100 µg BSS/l normiert. Die Schadstoffkonzentration von 

100 µg BSS/l gilt als Sanierungswert für die beiden Abstrombrunnen 601 und 602; er 

wurde im nachfolgenden auf die Bewertung aller Feldbrunnen angewandt (FREIE UND 

HANSESTADT HAMBURG 1991). Werte kleiner oder gleich 1 bedeuten, daß dieser Sanierungswunschwert 

erreicht oder unterschritten wurde und deshalb die jeweiligen Brunnen 

als saniert angesehen werden können. Die Überschreitung des Wunschwertes um den gewählten 

Faktor 10 bedeutet, daß bei diesen Brunnen in absehbarer Zeit eine Sanierung


als nicht möglich erscheint. Als saniert oder potentiell sanierbar können Brunnen angesehen 

werden, bei denen durch den Versuchsbetrieb eine deutliche Reduzierung der Schadstoffgehalte 

erreicht werden konnte und die nicht durch Rücklöseprozesse rekontaminiert 

wurden. 

Die durch den Begriff „Reduktion“ beschriebenen Veränderungen der Schadstoffkonzentrationen 

werden im wesentlichen durch die hydraulischen Zugänglichkeiten der einzelnen 

Wasserschichten bestimmt. Die untere und mittlere durchlässige Wasserschicht, ausgenommen 

Brunnen 507/2, konnten auf Konzentrationen von 0,01–0,56 mg BSS/l abgereinigt 

werden. Die Schadstoffkonzentrationen der oberen schlecht zugänglichen Wasserschicht 

konnten, ausgenommen Pegel 507/3 und 506/3, auf Werte von 0,12–1,55 mg BSS/l 

vermindert werden. Die Schadstoffkonzentrationen der Pegel 506/3, 507/3 und 507/2 konnten 

während des Versuches zwar leicht vermindert werden, blieben aber auf einem hohen 

Niveau von ca. 19 - 40 mg BSS/l. Ursache hierfür ist die vertikale Verteilung der kf-Werte 

des Feldes, die daraus resultierende hydraulische Unzugänglichkeit und damit verbunden 

eine unzureichende Versorgung mit Nährstoffen und Sauerstoff. Eine weitere Ursache für 

die unveränderten Schadstoffgehalte der Brunnen 506 und 507 während des Versuches 

kann im Zustrom von Schadstoffen aus dem Stauwasserbereich durch die Kleischicht liegen. 

Die Schadstoffzusammensetzung der hochbelasteten Pegel 506/3, 507/3 und 507/2 

unterschied sich zwar wesentlich von der Schadstoffzusammensetzung der anderen Pegel 

ihrer Schichttiefe, ähnelte sich jedoch untereinander stark. Vermutlich wurden diese Pegel 

daher von einer gemeinsamen Schadstoffquelle gespeist. Als nicht sanierbar müssen 

die Pegel 506/3, 506/2, 507/3, 507/2 und die Entnahmebrunnen 205 bis 206 angesehen 

werden. Alle übrigen Brunnen und Pegel können als sanierbar gelten; dies bezieht sich 

auch auf die in 20 m Tiefe liegenden Multilevelpegel der Anstromseite. Die bei der Stillstandsbeprobung 

in diesen Pegeln nachgewiesenen erhöhten Schadstoffkonzentrationen 

wurden nicht durch Desorption von Schadstoffen aus dem Bodenmaterial, sondern durch 

den schadstoffbelasteten Anstrom verursacht. 

In Tabelle 30 sind alle für die Sanierungsbewertung relevanten Schadstoffkonzentrationen 

dargestellt.


Tabelle 30: Sanierungsbewertung aller Brunnen innerhalb des Vorführtestfeldes 

Brunnengruppe Brunnen 

Pegel 

Anfangskonzentration 

Endkonzentration 

Stillstandskonzentration 

Reduktion Rücklösung 


C A C E C S 1-C E /C A C S /C E C S /100 µg/l 

[mg BSS/l] [mg BSS/l] [mg BSS/l] [%] 

Entnahmebrunnen 201 6,49 1,44 0,74 77,7 0,5 7,4 

Abstrom 202 15,39 0,12 0,28 99,2 2,2 2,8 

203 14,60 0,18 0,18 98,8 1,0 1,8 

Zustrom 204 4,67 0,97 1,83 79,1 1,9 18,3 

205 46,79 6,76 55,38 85,6 8,2 553,8 

206 21,11 4,04 9,70 80,9 2,4 97,0 

Multilevelpegel, 10 501/3 1,47 0,12 0,12 92,1 1,0 1,2 

Abstrom 502/3 0,75 0,27 0,35 63,8 1,3 3,5 

503/3 1,36 0,43 0,54 68,7 1,3 5,4 

504/3 1,59 0,26 0,15 83,5 0,6 1,5 

Zustrom 505/3 2,16 0,18 0,39 91,6 2,1 3,9 

506/3 55,11 25,58 29,89 53,6 1,2 298,9 

507/3 56,46 39,10 39,74 30,8 1,0 397,4 

508/3 7,87 1,72 1,55 78,1 0,9 15,5 


Abstrom 502/2 5,73 0,04 0,09 99,4 2,4 0,9 

503/2 9,85 0,06 0,11 99,4 1,9 1,1 

504/2 12,04 0,05 0,02 99,6 0,4 0,2 

Zustrom 505/2 2,87 0,05 0,08 98,1 1,4 0,8 

506/2 4,27 0,56 1,19 86,8 2,1 11,9 

507/2 30,74 19,79 19,22 35,6 1,0 192,2 

508/2 7,32 0,30 0,80 95,8 2,6 8,0 


Abstrom 502/1 15,79 0,02 0,05 99,9 2,1 0,5 

503/1 18,79 0,01 0,01 99,9 1,1 0,1 

504/1 19,11 0,04 0,02 99,8 0,5 0,2 

Zustrom 505/1 7,28 0,04 0,06 99,4 1,4 0,6 

506/1 12,55 0,03 2,34 99,7 71,6 23,4 

507/1 20,16 0,25 0,54 98,8 2,2 5,4 

508/1 17,21 0,02 5,73 99,9 279,4 57,3 

Kontrollpegel 601 9,76 0,13 0,38 98,7 2,9 3,8 

602 6,77 0,42 0,72 93,7 1,7 7,2 

Innenpegel 603 8,37 0,03 0,05 99,6 1,7 0,5 

Abstrom 604 10,38 0,09 0,06 99,1 0,7 0,6 

605 14,72 0,04 0,05 99,7 1,2 0,5 

606 15,67 0,03 0,03 99,8 1,0 0,3 

Zustrom 607 14,93 0,24 0,20 98,4 0,8 2,0 

608 6,64 0,07 0,04 99,0 0,6 0,4 

609 14,07 0,91 0,47 93,5 0,5 4,7 

610 21,89 0,31 0,20 98,6 0,6 2,0 

611 15,22 0,12 0,12 99,2 1,0 1,2 

Legende: 

C A = Schadstoffkonzentration der Anfangsbeprobung (Januar 1992) 

C E = Schadstoffkonzentration der Endbeprobung (Dezember 1993) 

C S = Schadstoffkonzentration der Stillstandsbeprobung (Januar 1994) 

= schwer oder nicht sanierbare Brunnen/Pegel


Dioxine und Furane 

Die Dioxin- und Furankonzentrationen im Vorführtestfeld wurden viermal während des 

Versuchs in Wasserproben aus den sechs Entnahmebrunnen bestimmt. Da die Dioxin/ 

Furan-Analytik kostenintensiv ist, wurden nach vorheriger Rücksprache mit der Hamburger 

Umweltbehörde bei der Stillstandsbeprobung im Januar 1994 nur der Entnahmebrunnen 

205 und eine Mischprobe der restlichen 5 Brunnen analysiert. Da bei den letzten beiden 

Beprobungen (Dezember 93 und Januar 94) die analytische Nachweisgrenze gegenüber 

den anfänglichen Beprobungen (Januar 92 und Oktober 92) deutlich verändert war, 

ist dadurch die Beurteilung der Schadstoffreduktion durch den Versuchsbetrieb erschwert. 

Die Nachweisgrenze für Dioxine veränderte sich von � 0,001–0,01 ng/l auf � 0,3–0,8 ng/l 

und für Furane von � 0,001–0,01 ng/l auf � 0,3–1,2 ng/l. 

Durch den Versuchsbetrieb konnte keine bzw. nur eine geringe Reduktion der Dioxinund 

Furankonzentrationen erreicht werden. Im belasteten Entnahmebrunnen 205 blieben 

die Dioxin/Furan-Konzentration während des Versuchs auf konstant hohem Niveau (ca. 

400 ng/l). Bei der Stillstandsbeprobung erhöhten sich die Konzentrationen dieses Brunnens 

um Faktor 8 auf Werte von ca. 3234 ng/l. In diesem Brunnen erhöhten sich auch 

die BSS-Konzentrationen von 7,76 mg/l (Abschlußbeprobung 06.12.93) auf 55,38 mg/l 

(Stillstandsbeprobung 10.01.94) um den gleichen Faktor 8. Dioxine und Furane sind aufgrund 

ihrer geringen Wasserlöslichkeit und ihrer hohe KOW-Werte im Aquifer wenig mobil 

und werden im Boden sorptiv gebunden (HÖLTING 1992). Die Dioxinkonzentrationen 

des Entnahmebrunnens 205 (Kapitel 3.4.1.4, Tabelle 24) lagen um Faktor 100–1000 

über den Konzentrationen der abstromseitigen Entnahmebrunnen 201–203. Dies läßt sich 

durch die geringe Mobilität dieser Verbindungen erklären. Die im Bereich der Löslichkeit 

liegenden hohen Dioxin- und Furankonzentrationen des Brunnens 205 deuten auf eine 

Schadstoffquelle im lokalen Umfeld dieses Brunnens hin. Ein Vergleich der Dioxin- und 

Furanzusammensetzung von abgepumpter Trichlorbenzolphase und Brunnen 205 (Werte 

Januar 94) zeigt, daß die Dioxin/Furan-Isomerenverteilung dieser beiden Proben ähnlich 

ist. 

Nachweis der in situ Schadstoffreduzierung im Wasser 

Die Quantifizierung des biogenen in situ Schadstoffabbaus ist aus prinzipiellen Gründen 

erschwert, da exakte schadstoffbezogene Bilanzen im Untergrund nicht durchführbar 

sind. Nur als abschätzbar gelten die am Bodenmaterial adsorbierten Schadstoffmassen vor 

und nach Versuch, die über das Grundwasser zu- und abfließenden Schadstoffmengen sowie 

die Kinetik der Adsorptions- und Desorptionsprozesse zwischen Boden und Wasser 

(PAVLOSTATHIS & KENDRICK 1991). Prinzipiell unbekannt ist die Höhe der Nachlösung 

von Schadstoffen aus dem Stauwasserhorizont. Der in situ Schadstoffabbau ist daher nur 

über Reaktionsprodukte des mikrobiellen Abbaus quantifizierbar.


Methoden zum Nachweis schadstoffbezogener mikrobieller Abbauaktivität 

Als Nachweis für Dechlorierung von chlororganischen Schadstoffen gilt die Freisetzung 

von Chlorid. Bei dieser meist im Labormaßstab angewandten Methode werden, unter Verwendung 

von chloridfreien Nährmedien, die aus der Degradation stammenden Chloridionen 

auf die Menge des eingesetzten Schadstoffsubstrates bezogen und damit der Abbau 

qualifiziert und quantifiziert (REINEKE & KNACKMUSS 1984, SCHRAA et al. 1986, SAN- 

DER et al. 1991, BRUNSBACH & REINEKE 1993, OH & BARTHA 1994). 

Als Nachweis biogener Abbauaktivität kann die selektive Abnahme von mikrobiologisch 

leicht abbaubaren oder die relative Anreicherung von schlecht oder nicht abbaubaren Schadstoffen 

gelten. Weiterhin gilt das Auftreten von abbau- oder substanzspezifischen Metaboliten 

und Reaktionsprodukten als Nachweis für schadstoffbezogene mikrobielle Aktivität 

(MADSEN 1991). Bei Sanierung von Mineralölverunreinigungen konnten Abreicherungen 

von biologisch leicht abbaubaren C-18-Alkanen im Vergleich zu schwerer abbaubaren verzweigten 

Alkanen, wie Pristan, festgestellt und damit mikrobieller Abbau nachgewiesen 

werden (PRITCHARD & COSTA 1991). 

Bei mikrobiellem Abbau von radioaktiv markierten Substraten kann das bei der Oxidation 

der Substrate entstehende 14CO2 oder die Inkorporation von 14C in die Bakterienmasse 

als Abbaunachweis gewertet werden (MARINUCCI & BARTHA 1979, HAIGLER et al. 

1988, FATHEPURE & VOGEL 1991, MADSEN 1991). Dieses Verfahren ist allerdings nur 

im Labormaßstab anwendbar. Ein Einbringen von größeren Mengen radioaktiv markierter 

Schadstoffe in den Untergrund und damit die vorsätzliche Kontamination des Grundwassers 

dürfte in der Sanierungspraxis nicht genehmigungsfähig sein. 

Ein weiterer Nachweis mikrobieller Prozesse kann über den selektiven mikrobiellen Abbau 

von Stereoisomeren geführt werden (MADSEN 1991). Das α-Hexachlorcyclohexan ist 

das einzige HCH-Isomer, welches in zwei optisch aktiven Formen vorliegt. Da die Produktion 

von α-HCH unspezifisch ist (Verhältnis von (+)-α-HCH zu (-)-α-HCH =1), das (+)α-HCH 

jedoch im Gegensatz zum (-)-α-HCH mikrobiell bevorzugt abgebaut wird, sind 

in Umweltproben angetroffene Verhältnisverschiebungen zwischen diesen beiden optisch 

aktiven Isomeren auf biotische Effekte zurückzuführen (FALLER et al. 1991, PFAFFEN- 

BERGER et al. 1994, FALCONER et al. 1995, BUSER & Müller 1995). Da bei der angewandten 

GC-Analytik nicht zwischen den optisch aktiven Isomeren unterschieden werden 

konnte, konnte diese Methode nicht angewandt werden. 

Chloridfreisetzung 

Während des Versuches kam es zu keinen signifikanten Erhöhungen der Chloridkonzentrationen 

im Grundwasser. Die Chloridfreisetzung aus dem mikrobiellen in situ Abbau 

kann meßtechnisch nur dann erfaßt werden, wenn diese ca. 10% (= 20 mg/l Chlorid) der 

Hintergrundbelastung beträgt. Dies impliziert, daß im Grundwasser ausreichend gelöstes


Schadstoffsubstrat vorhanden sein muß, um Dechlorierungsprozesse analytisch zu bemerken. 

Weiterhin muß die Aufenthaltszeit des infiltrierten Wassers im Grundwasserleiter so 

bemessen sein, daß die Dechlorierungsprozesse im Feld und nicht in der Wasseraufbereitungsanlage 

stattfinden. Die Schadstoffkonzentrationen im Feld lagen zu Beginn der aeroben 

Phase in nahezu allen Brunnen auf einem sehr niedrigen Niveau. In allen drei Tiefen 

des Feldes betrugen die Schadstoffkonzentrationen ca. 1 mg/l, nur in 3 Multilevelpegeln in 

den oberen und mittleren Schichten lagen die BSS-Konzentrationen zwischen 20–50 mg/l. 

Die gelösten Schadstoffe im Umfeld dieser Pegel wurden wahrscheinlich überwiegend von 

den benachbarten Entnahmebrunnen 205 und 206 erfaßt und somit die Dechloirierung und 

der Abbau in die Wasseraufbereitungsanlage verlagert. Da das Wasser-volumen des Feldes 

ca. 30 mal ausgetauscht wurde, ist bei Schadstoffkonzentrationen von durchschnittlich 

1 mg/l eine Erhöhung der Chloridkonzentration im Grundwasser von unter 20 mg/l zu 

erwarten. Diese Erhöhung ist aufgrund der hohen Hintergrundbelastung statistisch nicht 

signifikant nachweisbar. 

Nachweis des in situ Abbaus durch relative Anreicherungen von schlecht abbaubaren 

Schadstoffen 

Aus dem Schadstoffspektrum der BSS können aufgrund der Ergebnisse der Wasseraufbereitungsanlage 

in Verbindung mit den Batchversuchen mehrere Schadstoffe als nicht oder 

schlecht biologisch abbaubar angesehen werden. So konnte 1,3,5-TCB erst nach monatelanger 

Adaptationszeit in den Biologiestufen der WAA eliminiert werden und muß deshalb 

als schlecht abbaubar angesehen werden, während 1,2,4-TCB schon in der Enteisenungsstufe 

mit hohen Wirkungsgraden eliminiert wurde und als leicht abbaubar gelten kann 

(OLDENHUIS et al. 1989, SANDER et al. 1991). Die betrachteten Isomere sind wasserlöslich 

im Bereich von ca. 15 mg/l und haben ähnliche Octanol/Wasser-Verteilungskoeffizienten. 

Für 1,2,4-TCB wird ein KOW-Wert von 3,88 und für 1,3,5-TCB ein KOW-Wert von 

4,22 angegeben (CHESSELLS et al. 1991, YALKOWSKY et al. 1994). 

Die Verteilung 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB konnte im Stauwasser und im Grundwasser in einem 

stabilen Verhältnis von � 6% angetroffen werden. Bei der Nullbeprobung konnte bei allen 

Brunnen (n = 49) des Testfeldes für das Verhältnis 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB ein Mittelwert 

von 5,4% festgestellt werden. In den vom Spülbetrieb unbeeinflußten Anstrombrunnen 

(612–616) lag während des ganzen Versuches das Verhältnis von 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB 

nahezu konstant bei 5%. Die Auswertung aller Schadstoffanalysen der Jahre 1987 bis 1992 

(n = 109) der innerhalb und außerhalb des Werksgeländes liegenden Grundwasserbrunnen 

ergab ein mittleres 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB-Verhältnis von 5,1% (DOTT & JUNGE 1993). 

Im Stauwassertestfeld wurde ein mittleres 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB-Verhältnis von 3,47% 

(n=55) festgestellt (FEIDIEKER 1994). Die Isomere 1,2,4-TCB und 1,3,5-TCB liegen offenbar 

in einem relativ konstanten Verhältnis vor und eignen sich daher zum Nachweis 

mikrobieller schadstoffbezogener Effekte. Im Vorführtestfeld können Verhältnisbetrach-


tungen durchgeführt werden, da das infiltrierte Wasser der Behandlungsanlage als nahezu 

schadstoffrei gelten kann und demzufolge Veränderungen des Kongenerenmusters im 

Grundwasserleiter ausschließlich durch biogene in situ Prozesse verursacht werden. 

Verhältnisverschiebungen 1,3,5-TCB/1,2,4-TCB 

Alle vom Feld- und Spülbetrieb beeinflußten Brunnen der Pegel zeigten eine im Versuchsverlauf 

zunehmende Überhöhung von 1,3,5-TCB; auf der Abstromseite konnten 1,3,5- 

TCB/1,2,4-TCB-Relationen bis ca. 20% nachgewiesen werden. Auf der vom Spül- und 

Feldbetrieb unbeeinflußten Anstromfront blieb das betrachtete Verhältnis bei 5%. Bei den 

abstromseitigen Entnahmebrunnen 203–204 konnten zu Versuchsende 1,3,5-TCB/1,2,4- 

TCB Verhältnisse von ca. 15% nachgewiesen werden, während die anstromseitigen Brunnen 

ein Verhältnis von ca. 5,7% aufwiesen. In Abbildung 54 ist die Relation 1,3,5-TCB/ 

1,2,4-TCB in allen wesentlichen Brunnengruppen dargestellt. 

1,3,5-TCB/1,2,4-TCB 

30% 

25% 

20% 

15% 

10% 

5% 

0% 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

44% 

06.12.93 

10.01.94 

Abstrompegel 

MLP 20 m 

MLP 14 m 

MLP 10 m 

Innenpegel 


Anstrompegel 

Abbildung 54: Verhältnis von 1,3,5-TCB zu 1,2,4-TCB in verschiedenen Brunnengruppen 

Verhältnisverschiebungen Hexachlorcyclohexane 

Insgesamt 8 stereoisomere Modifikationen mit verschiedenen chemischen und physikalischen 

Eigenschaften sind bekannt (MATOLCSY et al. 1988, BUTTE et al. 1991). Im 

Grundwasser traten nur die Isomere α bis ɛ-HCH auf, die Isomere β- und ɛ-HCH gel-


ten als mikrobiologisch nicht oder schwer abbaubar (Tabelle 14) und können deshalb bei 

Überhöhung als Indiz für mikrobiologischen in situ Abbau herangezogen werden. 

Da β-HCH nur in geringen Konzentrationen und im Bereich der analytischen Nachweisgrenze 

im Grundwasser vorlag, konnte eine Verhältnisbetrachtung β-HCH/Summe HCH 

nicht durchgeführt werden. Der Anteil der ɛ-Isomere im Abstrombereich des Feldes erhöhte 

sich im Versuchsverlauf von anfänglich 8–13% bis auf Werte von 48%. Nachfolgende 

Abbildung 55 zeigt das Verhältnis ɛ-HCH/Summe HCH. 

e-HCH/Summe HCH 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

MLP 14 m 

Abstrompegel 

Innenpegel 


MLP 10 m 

MLP 20 m 

Anstrompegel 

Abbildung 55: Verhältnis von ɛ-HCH zu Summe HCH in verschiedenen Brunnengruppen 

4.5.2.1 Verhältnisverschiebungen 4-MCP/Summe Chlorphenole 

Aufgrund der durchgeführten Abbauversuche und den Ergebnissen der WAA, in denen 

beim aeroben Abbau der Chlorphenole eine temporäre Anhäufung von monochlorierten 

Chlorphenolen und vor allem von 4-MCP beobachtet wurde, wurde das Verhältnis 4- 

MCP/Summe CP in allen Brunnengruppen untersucht. Der anaerobe Abbau von Chlorphenolen 

kann durch die Anhäufung des Zwischenproduktes 4-MCP inhibiert werden (KONG 

et al. 1994, PUHAKKA et al. 1994). Eine Akkumulation von 4-MCP wurde ebenfalls von 

Kafkewitz und Fahmy gefunden (KAFKEWITZ et al. 1992, FAHMY et al. 1994). 

Die relative Akkumulation von 4-MCP, erfaßt über die Relation 4-MCP/Summe CP, konnte 

in nahezu allen Brunnengruppen nachgewiesen werden. Im Anstrombereich konnte keine 

Veränderung dieses Verhältnisses festgestellt werden. Für diesen Parameter konnte in 

allen vom Feldbetrieb beeinflußten Brunnengruppen eine relative Akkumulation von 4-


MCP beobachtet werden. Das Zwischenprodukt 4-MCP wurde im Feld relativ angereichert; 

dies läßt auf schadstoffbezogene in situ Effekte schließen (MADSEN 1991). Wiederum 

konnte für dieses Verhältnis in den Abstrombrunnen 601 und 602 die deutlichste 

Überhöhung nachgewiesen werden. Nachfolgende Abbildung 56 zeigt die Relation 

4-MCP/Summe Chlorphenole. 

4-MCP/Summe CP 

50% 

40% 

30% 

20% 

10% 

0% 

20.01.92 

08.09.92 

22.09.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94 

Abstrompegel 

Innenpegel 


MLP 10 m 

MLP 14 m 

MLP 20 m 

Anstrompegel 

Abbildung 56: Verhältnis von 4-MCP zu Summe CP in verschiedenen Brunnengruppen 

4.5.3 Schadstoffreduktion im Boden 

Die Beprobung des Bodenmaterials vor und nach dem Versuch sollte dazu dienen, die 

durch den Sanierungsbetrieb verursachten Veränderungen in den Schadstoffgehalten des 

Bodenmaterials zu erkennen und zu bewerten. 

Der Nachweis eines in situ Abbaus von am Bodenmaterial adsorbierten Schadstoffen ist 

in der Praxis nur begrenzt möglich. Daher wird der Abbau meist im Labormaßstab nachgewiesen, 

da die Versuchsbedingungen und Rahmenparameter besser kontrolliert werden 

können. In Bodensäulen oder Boden-Wasser-Suspensionen kann die Mineralisierung von 

zudosierten, radioaktiv markierten Schadstoffen über die Entwicklung von 14 CO2 qualifiziert 

werden (MARINUCCI & BARTHA 1979, OLDENHUIS et al. 1989). Einen verstärkten 

Praxisbezug haben Abbauversuche im Lysimetermaßstab, in denen ungestörte Bodenproben 

unter Freilandbedingungen inkubiert werden und die Schadstofftransformations und 

-verteilungsprozesse im Boden durch Analyse der entstehenden radioaktiven Metabolite 

verfolgt werden können (FÜHR 1985).


Aus positiven Abbauergebnissen im Labormaßstab resultiert nicht notwendigerweise der 

Abbau von Xenobiotioka in der natürlichen Umwelt (ZEHNDER 1991). Neben den grundlegenden 

Erfordernissen für mikrobiologischen Abbau, wie Anwesenheit von aktiven abbauenden 

Bakterien, ausreichender Substrat- und Nährstoffversorgung, kommt in der Praxis 

vor allem der Bioverfügbarkeit der Schadstoffe eine entscheidende Bedeutung zu 

(KNEZOVICH & HARRISON 1987, DOTT 1991). Da in Laborversuchen die Schadstoffe 

meist unmittelbar vor Versuchsbeginn zugegeben werden, können die Veränderungen, die 

Schadstoffe bei ihrer teilweise jahrelangen Exposition in der Umwelt erfahren, nur unzureichend 

erfaßt werden (BOLLAG et al. 1992, DOBBINS et al. 1992, DEC & BOLLAG 

1994). 

Schadstoffe sorbieren bevorzugt an organischen Bodenkolloiden. Die physikalische Sorption 

von Schadstoffen wird durch die hohe spezifische Oberfläche von Huminstoffen ermöglicht. 

Daneben können aufgrund der wechselnd hydrophoben und hydrophilen Bereiche 

und der Vielzahl der funktionellen Gruppen (z.B. Carboxyl, Hydroxyl, Carbonyl) von 

Humin- und Fulvosäuren Schadstoffe eine Reihe von Bindungen eingehen (OTTOW 1990, 

BOLLAG et al. 1992). Da die Anlagerung von Schadstoffen an das humose Bodenmaterial 

neben physikalischen (van der Waals’sche Bindung) auch chemische Interaktionsmöglichkeiten 

(Wasserstoffbrücken, Ion-Dipol-Bindungen, kovalente Bindungen) miteinbezieht, 

können diese Bindungen als schwach bis stark und teilweise auch als irreversibel bezeichnet 

werden (SENESI & CHEN 1989, OTTOW 1990). Bei längerer Aufenthaltszeit von Xenobiotika 

im Boden kann es zur Einbindung oder Anlagerung der Schadstoffe an Polysaccharide, 

Peptide oder polymere Huminsäuren kommen (FEDERLE & PASTWA 1988). 

Untersuchungen zum Abbauverhalten von PAK in Böden ergaben, daß mit zunehmendem 

Gehalt an organischer Bodensubstanz auch der Anteil der fest gebundenen und mit organischen 

Lösemitteln nicht extrahierbaren Schadstoffe anstieg (MAHRO et al. 1993). Da zum 

Teil die Schadstoffe kovalent an Humusbestandteile des Bodens gebunden werden, wird 

daher die Mobilität und die Bioverfügbarkeit und damit das Gefährdungspotential und 

die Toxizität dieser Stoffe stark eingeschränkt (BOLLAG et al. 1992, BOLLAG & MYERS 

1992). 

Analysierte Schadstoffkonzentrationen vor und nach Versuch 

Die mittlere Bodenbelastung verringerte sich während des Versuches von anfangs ca. 

14,9 mg BSS/kg auf 3,9 mg BSS/kg. Aufgrund der starken Streuung der Analysedaten 

kann aus dieser Differenz der Mittelwerte nicht auf eine Schadstoffabreicherung im Boden 

geschlossen werden. Die Heterogenität der vorgefundenen Schadstoffverteilung zeigt sich 

exemplarisch an den Schadstoffgehalten der Brunnen 501 und 506. So konnten beispielsweise 

bei Bohrung 501 im Tiefenbereich von 10–20 m u. GOK Schadstoffabreicherungen 

nachgewiesen werden, während bei Bohrung 506 in 10 bis 15 m Tiefe nach dem Versuch 

stark erhöhte Schadstoffwerte angefunden wurden. Vermutlich kam es durch den Spülbe-


trieb im Bereich des in der Wasserphase hoch belasteten Brunnens 506 (BSS-Gehalte im 

Wasser ca. 30–40 mg/l) zu Remobilisierungs- und Verlagerungsprozessen der Schadstoffe. 

Abbildung 57 zeigt die Schadstoffkonzentrationen der Bohrkerne 501 und 506 vor und 

nach Versuch. 

Tiefe [m u. GOK] 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

Bohrkern 501 Bohrkern 506 

0 20 40 60 80 100 120 140 

BSS [mg/kg] 

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 

BSS [mg/kg] 

Anfangsbeprobung Abschlußbeprobung 

Abbildung 57: BSS-Konzentrationen von Bohrkern 501 und 506 vor und nach Versuch 

Die mittleren Schadstoffkonzentrationen im Boden verringerten sich von 14,91 mg BSS/kg 

auf 3,98 mg BSS/kg. Die Zusammensetzung der BSS zeigte keine Veränderungen. Die beobachtete 

relative Abnahme von Hexachlorcylohexanen und Chlorphenolen muß eher dem 

Schwankungsbereich der Meßwerte zugeschrieben werden. In Tabelle 31 sind die gemittelten 

Schadstoffkonzentrationen und die mittleren prozentualen Anteile der Chorbenzole, 

Chlorphenole, BTEX-Aromaten und Hexachlorcyclohexane aufgeführt.


Tabelle 31: BSS-Konzentrationen und Verteilung der Schadstoffgruppen im Boden vor 

und nach Versuch 

Anfangsbeprobung (n=20) Endbeprobung (n=36) 

Konzentration Anteil Konzentration Anteil 

[mg/kg] [%] [mg/kg] [%] 

Chlorbenzole 13,28 89,07 3,79 95,23 

Chlorphenole 0,70 4,69 0,05 1,28 

Hexachlorcyclohexane 0,93 6,24 0,11 2,81 

BTEX-Aromaten n.b. n. b. 0,03 0,68 

Summe BSS 14,91 100,00 3,98 100,00 

Quantitative Betrachtungen sind aufgrund der heterogenen Schadstoffverteilung im Boden 

nur bedingt geeignet, durch mikrobielle oder hydraulische Prozesse verursachte Schadstoffabreicherungen 

zu erfassen. Mikrobielle Abbauvorgänge lassen sich im anaeroben Milieu 

durch Anreicherung von niederchlorierten Verbindungen bei gleichzeitiger Verringerung 

der höher chlorierten Kongenere erkennen. Aufgrund von unzureichenden Austausch- und 

Gleichgewichtsvorgängen können auch in aeroben Grundwasserlagen anaerobe Mikromilieus 

bestehen (PEDERSEN et al. 1990). Beim aeroben Abbau von höher chlorierten 

Chlorbenzolen kommt es im Gegensatz zu den anaeroben Abbaurouten zu keiner temporären 

Anreicherung von niederchlorierten Verbindungen (MARINUCCI & BARTHA 1979, 

REINEKE & KNACKMUSS 1984, SANDER et al. 1991, NISHINO et al. 1992). Aufgrund 

von aeroben Abbauprozessen sollten sich im Bodenmaterial schlecht abbaubare Substanzen, 

wie 1,3,5-TCB oder vier- bis sechsfach substituierte Chlorbenzole, relativ anreichern. 

Rein hydraulische Vorgänge, also Desorptionsprozesse von Schadstoffen, äußern sich in 

einer relativen Abreicherung der gering chlorierten und gut wasserlöslichen Substanzen, 

wie Monochlorbenzol und Dichlorbenzole. 

Die gemittelte Chlorbenzolkongenerenverteilung zeigt, daß der relative Anteil von Monochlorbenzol 

und den Dichlorbenzolen gegenüber der Anfangsbeprobung leicht erhöht ist. 

Gleichzeitig nahmen die Anteile der drei- und mehrfach chlorierten Chlorbenzolverbindungen 

geringfügig ab. Diese Veränderung des Kongenerenmusters deutet auf anaerobe 

mikrobielle Prozesse hin, aber die beobachteten Veränderungen der Kongenerenverteilung 

können auch der Heterogenität des Bodens und der Schadstoffverteilung zugeschrieben 

werden. Tabelle 32 zeigt das mittlere Kongenerenmuster der Chlorbenzole im Boden vor 

und nach Versuch.


Tabelle 32: Verteilung der Chlorbenzolkongenere im Boden vor und nach Versuch 

Anfangsbeprobung (n=20) Endbeprobung (n=36) 

Konzentration Anteil Konzentration Anteil 

[mg/kg] [%] [mg/kg] [%] 

MCB 0,09 0,68 0,17 4,62 

1,2-DCB 0,30 2,26 0,19 4,89 

1,3-DCB 0,39 2,94 0,22 5,85 

1,4-DCB 0,66 4,93 0,34 8,84 

1,2,3-TCB 1,61 12,12 0,31 8,13 

1,2,4-TCB 8,98 67,58 2,39 62,91 

1,3,5-TCB 0,43 3,20 0,08 2,23 

1,2,3,4-TetCB 0,53 3,95 0,05 1,37 

1,2,(3/4),5-TetCB 0,27 2,00 0,04 1,14 

PCB 0,05 0,34 0,001 0,03 

HCB


Tabelle 33: Abschätzung der am Boden adsorbierten Schadstoffmasse vor und nach Versuch 

abgeschätzte EOX-Konzen- 10 mg Cl/kg 

trationen 

≈19,2 mg CB/kg 

Versuchsbeginn Versuchsende 

Konzentration Schadstoffmasse Konzentration Schadstoffmasse 

1054,9 kg CB n. b. 

berechnete CB-Bodenwerte 19,18 mg CB/kg 1053,8 kg CB 6,45 mg CB/kg 354,9 kg CB 

analysierte CB-Bodenwerte 13,28 mg CB/kg 729,6 kg CB 3,79 mg CB/kg 208,2 kg CB 

Die in Tabelle 33 aufgeführten Schadstoffkonzentrationen und -massen indizieren, daß 

durch den Versuchsbetrieb Schadstoffabreicherungen im Boden erzielt wurden. Es muß 

jedoch einschränkend angemerkt werden, daß Bodenproben aus prinzipiellen Gründen 

keinen repräsentativen Charakter haben (heterogene Schadstoffverteilung und heterogener 

Aufbau des Bodens) und deshalb nur orientierende Aussagen zur tatsächlichen Schadstoffbelastung 

im Boden erlauben (VAN DER ZEE & BOESTEN 1991). Grundsätzlich kann 

die Aussagekraft von Bodenbeprobungen durch eine hohe Probenzahl verbessert werden. 

Da die Schadstoffkonzentrationen in Bodenproben jedoch stark streuen (Variationskoeffizient 

der Anfangsbeprobung war 208%), benötigt man für statistisch gesicherte Aussagen 

zur erfolgten Schadstoffabreicherung eine unrealistisch hohe Probenzahl (BOSMAN 1993, 

KLEIJN & LEENARS 1993). 

EOX-Abschätzung 

Die meisten schadstoffbezogenen Analysen (n = 180) liegen für die EOX-Werte vor. Die 

überwiegende Anzahl der Bodenproben wies EOX-Konzentrationen unterhalb der analytischen 

Nachweisgrenze von ca. 19 mg Cl/kg auf. Die durchschnittliche EOX-Konzentration 

des Bodenkörpers wurde deshalb auf die halbe Nachweisgrenze von 10 mg Cl/kg abgeschätzt. 

Um auch Konzentrationsangaben unterhalb der analytischen Nachweisgrenze in 

statistische Berechnungen miteinzubeziehen, werden diese Meßwerte häufig auf die halbe 

Nachweisgrenze abgeschätzt (KRAUSE et al. 1989, SCHLEYER & KERNDORFF 1992). 

Diese Schätzung ist jedoch nur dann als exakt anzusehen, wenn die Verteilung der Meßwerte, 

die kleiner als die Nachweisgrenze sind, durch eine Normalverteilung beschrieben 

werden kann. Da Meßwerte häufig linksschief verteilt sind (viele kleine und wenig hohe 

Werte), kann die Abschätzung der mittleren EOX-Konzentrationen auf 10 mg Cl/kg als 

konservativ angesehen werden. Da darüber hinaus einzelne Bodenproben durch eine fehlerhafte 

Auftrenntechnik der Bohrhülsen mit chlorhaltigem Kunststoff kontaminiert wurden 

und deshalb tendenziell zu hohe EOX-Konzentrationen analysiert wurden, stellt die 

geschätzte EOX-Konzentration von 10 mg Cl/kg (= halbe analytische Nachweisgrenze) 

vermutlich die obere Grenze der Schadstoffbelastung dar. Dieser EOX-Gehalt entspricht 

einer Chlorbenzolkonzentration von ca. 19,2 mg CB/kg.


Abschätzung über gaschromatographisch untersuchte Bodenproben 

Bei der Anfangsbeprobung wurden 20 Proben und im Rahmen der Endbeprobung 36 Proben 

aus dem Bodenkörper des Testfeldes auf Boehringer-Spezifische-Substanzen untersucht. 

Die Bodenproben der Anfangsbeprobung wiesen durchschnittliche Chlorbenzolkonzentrationen 

von ca. 13,28 mg CB/kg auf und lagen damit im Bereich der geschätzten 

EOX-Konzentrationen. Die Chlorbenzolkonzentrationen der Endbeprobung lagen im Mittel 

bei 3,79 mg CB/kg und waren damit deutlich geringer als bei der Anfangsbeprobung. 

Es gilt jedoch, daß aufgrund der relativ geringen Anzahl von gaschromatographisch untersuchten 

Bodenproben nur orientierende Angaben zur tatsächlichen Schadstoffbelastung 

möglich sind. 

Abschätzung durch Anwendung des Sorptionsmodelles 

Die Anwendung des linearen Sorptionsmodelles beruht auf der Modellvorstellung, daß 

die Sorption von unpolaren Schadstoffen am Boden als linear und reversibel gilt und einer 

Freundlich-Isotherme folgt (KOELMANS & LIJKLEMA 1992, BARBER 1994, ROBERTS- 

ON 1994). In dieses Modell gehen als variable Rechenparameter die Chlorbenzolkonzentrationen 

der Wasserphase, der organische Kohlenstoffgehalt des Bodens und die KOC- 

Verteilungskoeffizienten der Chlorbenzolkongenere mit ein (KARICKHOFF et al. 1978, 

JAFVERT 1991). In der Literatur werden in Abhängigkeit vom Bodentyp, der untersuchten 

Partikelfraktion, der Art und des Gehaltes des organischen Kohlenstoffes teilweise 

stark differierende KOC-Werte berichtet (GERSTL 1989, DANNENFELSER et al. 1991, NI- 

CHOLLS 1991, KOELMANS & LIJKLEMA 1992, YALKOWSKY et al. 1994). Die Analytik 

des die Sorption maßgeblich bestimmenden organischen Kohlenstoffgehaltes im Bodenkörper 

des Vorführtestfeldes ergab überwiegend Werte unterhalb der analytischen Nachweisgrenze 

von 0,5% (TOC als % TM). Die Bestimmung des Glühverlustes, der als Maß 

für den Gehalt an organischem Kohlenstoff gilt, ergab Werte zwischen 6,4 und 0,1% TM, 

wobei in den tieferen Bodenschichten des Vorführtestfeldes meist nur Glühverluste von 

0,1% TM gemessen wurden (LARSEN et al. 1992). Im Rechenmodell wurde ein organischer 

Kohlenstoffgehalt des Bodens von 0,05% verwendet; dieser Wert wurde auch in 

Bodenproben außerhalb des Werksgeländes gefunden (DOTT & JUNGE 1993). Weil der 

Gehalt des organischen Kohlenstoffs in den Bodenproben des Vorführtestfeldes teilweise 

stark variierte, kann die Verwendung eines mittleren Kohlenstoffgehaltes von 0,05% 

zu hohen Abschätzungsfehlern führen. Da wichtige Einflußgrößen des Rechenmodelles 

(KOC-Wert und organischer Kohlenstoffanteil) stark variieren, können durch Verteilungsberechnungen 

nur orientierende Abschätzungen zur adsorbierten Schadstoffmasse gewonnen 

werden (GERSTL 1989). 

Mit der durchgeführten Verteilungsberechnung konnte die analysierte prozentuale Verteilung 

der verschiedenen Chlorbenzolkongenere im Boden zufriedenstellend beschrieben


werden. Abbildung 58 zeigt die mittlere analysierte und unter Anwendung des linearen 

Sorptionsmodells berechnete Chlorbenzolkongenerenverteilung im Boden. 

Kongenerenanteil [% CB] 

100% 

10% 

1% 

0,1% 

0,01% 

Anfangsbeprobung Endbeprobung 

MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

PCB 

HCB 

MCB 

1,2-DCB 

1,3-DCB 

1,4-DCB 

1,2,3-TCB 

1,2,4-TCB 

1,3,5-TCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

Berechneter Anteil [% CB] Analysierter Anteil [% CB] 

PCB 

HCB 

Abbildung 58: Berechnete und analysierte Anteile der Chlorbenzolkongenere bei der Anfangs- 

und Abschlußbodenbeprobung 

Unter Verwendung von drei verschiedenen Abschätzungsmethoden (EOX-Konzentrationen, 

Chlorbenzolkonzentrationen und berechnete Chlorbenzolkonzentrationen) konnte die 

im Vorführtestfeld zu Versuchsbeginn adsorbierte Schadstoffmasse auf ca. 730–1055 kg 

Chlorbenzole überschlagen werden. 

Die Bodenproben zu Versuchsende waren zwar deutlich geringer belastet als zu Versuchsbeginn; 

doch ist daraus nicht notwendigerweise eine Schadstoffabreicherung im Boden ableitbar. 

Durch die mangelnde Repräsentativität von Bodenproben können Schadstoffabreicherungen 

erst in einem weit fortgeschrittenen Abbaustadium erkannt und nachgewiesen 

werden. Auch durch die Ergebnisse der durchgeführten Verteilungsrechnungen, in denen 

aus den Schadstoffkonzentrationen in der Wasserphase die Gleichgewichtskonzentration 

im Boden berechnet wurde, kann nicht zwingend auf eine Abnahme der Schadstoffkonzentrationen 

im Boden geschlossen werden. Durch die Verteilungsberechnung konnte die 

Kongenerenverteilung der Chlorbenzole im Boden zufriedenstellend aus der Kongenerenverteilung 

im Wasser berechnet werden. Dieses Ergebnis ist dahingehend zu werten, daß


die stattfindenden Austauschprozesse der Schadstoffe zwischen der Wasser- und Bodenmatrix 

qualitativ durch ein lineares Sorptionsmodell beschrieben werden können. 

4.6 Beurteilung der Schadstoffströme 

Um die Effizienz der durchgeführten Sanierungsmaßnahme zu beurteilen, wurden die zu 

Versuchsbeginn und Versuchsende im Feld vorhandenen Schadstoffmassen abgeschätzt 

und in Beziehung zu der in der Wasseraufbereitungsanlage abgebauten Schadstoffmenge 

gesetzt. Mit den Schadstoffkonzentrationen der An- und Abstrompegel wurde unter 

Berücksichtigung der variablen Infiltrationsleistung der Wasseraufbereitungsanlage die 

während des Betriebszeitraumes in den Grundwasserleiter zu- und abströmenden Schadstoffmengen 

errechnet (Anhang, Tabelle 1). Dabei wurde auf die gesamte Versuchsphase 

(15.06.92–13.12.94) Bezug genommen. Die am Boden adsorbierten Schadstoffmassen 

wurden aus den berechneten und analysierten Chlorbenzolkonzentrationen der Anfangsund 

Abschlußbeprobung und aus den EOX-Konzentrationen der Anfangsbeprobung errechnet. 

Zu Versuchsbeginn waren am Bodenkörper zwischen 730–1055 kg Chlorbenzole adsorbiert. 

Die Schadstoffmassen im Porenwasser berechnen sich aus der durchschnittlichen 

Chlorbenzolkonzentration im Grundwasser von 14 mg CB/l und einem Porenwasservolumen 

von 10000 m3 zu 140 kg Chlorbenzole. Während des Betriebszeitraumes wurden 

in das Feld über den Grundwasseranstrom ca. 652 kg CB zugeführt, gleichzeitig verließen 

das Feld über den Abstrom ca. 24 kg CB, so daß im Feld ca. 628 kg Chlorbenzole 

verblieben. Nach dem Versuch können die am Boden adsorbierten Schadstoffmassen mit 

208–385 kg Chlorbenzole angegeben werden. Im Porenwasser waren bei Versuchsende 

bei durchschnittlichen Chlorbenzolkonzentrationen von 0,3 mg CB/l noch 30 kg Chlorbenzole 

gelöst. 

Die Schadstoffabschätzung ergibt, daß dem Feld zwischen 1114–1585 kg Schadstoffe entzogen 

wurden. Aufgrund des nachgewiesenen Abbaus von 1703 kg BSS innerhalb der 

WAA müßte das Feld vollständig saniert sein. Dies war jedoch offensichtlich nicht der 

Fall, da sich im Anlageneingang die Schadstoffkonzentrationen nicht wesentlich verringert 

haben. Da die Zu- und Abstromfracht von Schadstoffen in das Feld und die Schadstoffgehalte 

im Boden aufgrund der vorhandenen BSS- und EOX-Konzentrationen rechnerisch 

eingegrenzt bzw. abgeschätzt werden konnten, müssen weitere Schadstoffquellen im Feld 

vorhanden gewesen sein. 

In Tabelle 34 sind die abgeschätzten Schadstoffmengen im Boden und Wasser vor und 

nach dem Versuch aufgeführt.


Tabelle 34: Abschätzung der Schadstoffströme im Vorführtestfeld 

Schadstoffposten 

Schadstoffmenge Boden 

analysiert 

Chlorbenzolmassen im Boden und Wasser 

Boden 

berechnet 

Boden 

EOX 

Wasser 

analysiert 

[kg CB] [kg CB] [kg CB] [kg CB] [kg CB] 

Schadstoffmengen Boden + 730 bis + 1055 + 730 + 1054 + 1055 

vor Versuch Porenwasser + 140 + 140 

Schadstofftransport Anstrom + 652 + 652 

während Versuch Abstrom - 24 - 24 

Schadstoffmengen Boden - 208 bis - 355 - 208 -355 

nach Versuch Porenwasser - 30 - 30 

Entzogene Schadstoffe + 1113 bis + 1585 

Der Grundwasserleiter konnte während des Sanierungsbetriebes zwar weitgehend abgereinigt 

werden, doch blieben in einer begrenzten Anzahl von Brunnen und Pegeln die Schadstoffkonzentrationen 

dauerhaft auf hohem Niveau. Diese Tatsache läßt auf Schadstoffdepots 

im Untergrund und höchstwahrscheinlich auf die Anwesenheit von Schadstoffdepots 

im Aquifer schließen. Schadstoffphase kann in Boden- oder Wasserproben nicht notwendigerweise 

direkt nachgewiesen werden; folgende Beobachtungen deuten jedoch stark auf 

Anwesenheit von Phase hin (EPA 1992).


Tabelle 35: Möglichkeiten zur indirekten Erfassung von Schadstoffphase 

Indizien, die auf Phase hindeuten (EPA 1992) Im Vorführtestfeld festgestellte Effekte 

Schadstoffkonzentrationen im Grundwasser im Die Wasserlöslichkeit der Hauptkontaminante 

Bereich der Löslichkeit 

1,2,4-TCB liegt im Bereich von 10–40 mg/l 

(YALKOWSKY et al. 1994). 1,2,4-TCB Konzentrationen 

in dieser Größenordnung konnten vor 

dem Versuch in nahezu allen Pegeln in 20 m 

Tiefe und während des Versuches in den P egeln 

507/2, 507/2 und 506/3 nachgewiesen 

werden. 

mit der Tiefe zunehmende Schadstoffkonzentrationen 

im Grundwasser (Schwerphase) 

Im Aquifer konnten in der tiefsten Wasserschicht 

fast durchweg höhere Schadstoffkonzentrationen 

als in den oberen Wasser schichten 

nac gewiesen werden (Kapitel 3.4.1.1.). 

gleichbleibend hohe Schadstoffkonzentrationen Während des Versuches blieben die 1,2,4im 

Grundwasser während der Betriebsphase TCB-Konzentrationen der Pegel 506/3, 507/2 

und 507/3 nahezu unverändert im Konzentrationsbereich 

von 20–40 mg/l. 

nach Abstellen der Pumpen starke Konzentrationserhöhung 

Bei der Stillstandsbeprobung (6,76 mg BSS/l) 

wurden im Entnahmebrunnen 205 - verglichen 

mit der Endbeprobung - (55 mg BSS/l) um 

Faktor 8 erhöhte Schadstoffkonzentra-tionen 

nachgewiesen . 

Die aufgeführten Indizien deuten stark auf die Anwesenheit von Phase hin, die sich im 

Bereich der Pegel 507 und 506 befindet. Im Bereich der Pegel 506 und 507 und des 

Brunnens 205 weist die Kleischicht eine vergleichsweise geringe Mächtigkeit von 0,7– 

1,5 m auf. Für den restlichen Bereich des Vorführtestfeldes wird die Mächtigkeit der Kleischicht 

zwischen 1,5–3,5 m angegeben (Anhang, Tabelle 4). In Verbindung mit den erhöhten 

Schadstoffwerten des Oberbodens im Bereich der Brunnen 506 und 507 kann es bei 

Durchlässigkeit dieser gering mächtigen Schicht zu einer permanenten Nachlieferung von 

Schadstoffen in den Aquifer kommen. Da sich weiterhin die Schadstoffzusammensetzung 

der Pegel 507/2, 506/3, 507/3 und des Entnahmebrunnens 205 untereinander stark glichen 

und darüber hinaus der Schadstoffzusammensetzung von Phase ähnlich sind, verdichten 

sich die Hinweise auf das Vorhandensein von Schwerphase.


Aufgrund der vorgeschilderten Indizien kann mit hoher Sicherheit angenommen werden, 

daß Schadstoffe in Form von Phase im Aquifer vorhanden waren. Diese Schadstoffphase 

konnte über die lokal gering mächtige und wahrscheinlich durchstoßene Kleischicht in den 

Aquifer eindringen und vertikal im Bereich der Pegel 506 und 507 nach unten migrieren. 

Da die Schadstoffkonzentrationen des Pegels 507/2 (Tiefe = 14 m) höher als die des Pegels 

507/1 (Tiefe = 20 m) waren, ist anzunehmen, daß die Trichlorbenzolphase noch nicht bis 

zur Sohle des ersten Grundwasserleiters vorgedrungen ist. 

Durchgeführte Bewertungen von 16 verschiedenen hydraulischen Sanierungen ergaben, 

daß in den meisten Fällen keine erfolgreiche Sanierung zu verzeichnen war (DOTY & 

TRAVIS 1991). Als Hauptursache wurden Schadstoffquellen genannt, die während der Sanierung 

nicht abgereinigt werden konnten und deshalb nach Abschalten der Pumpen die 

Schadstoffkonzentrationen im Wasser wieder ansteigen ließen. Für diese Rekontamination 

des Aquifers sind Schadstoffdepots verantwortlich, die sich in Zonen geringer Durchlässigkeit 

und damit schlechter hydraulischer Zugänglichkeit befinden. In nahezu der Hälfte 

der von DOTY & TRAVIS (1991) untersuchten Sanierungsfälle wurde die Anwesenheit von 

Phase (NAPL = „Non-aqueous Phase Liquids“) vermutet oder nachgewiesen. Während bei 

der Entfernung von aufschwimmender Schadstoffphase (z.B. Benzol, Xylol, Toluol) gewisse 

Erfolge erzielt werden konnten, wird die Lokalisierung und damit die Voraussetzung 

zur Entfernung von Schadstoffen mit einer höheren Dichte als Wasser als wenig erfolgversprechend 

bezeichnet (FREEZE & CHERRY 1989, MACKAY & CHERRY 1989). Eine rein 

hydraulische Entfernung von Phase aus dem Aquifer wird durch den Umstand erschwert, 

daß die Nachlösung von Schadstoffen aus der Phase in das Wasser löslichkeitslimitiert ist 

und deshalb große Wassermengen benötigt werden, um die Schadstoffe der Phase in Wasser 

zu lösen und damit zu entfernen (DOTY & TRAVIS 1991). Bei einem Sanierungsfall 

in Niedersachsen wurde unter dem Gelände einer ehemaligen Chemiefabrik durch engmaschige 

Bohrungen Schwerphase erkundet. Diese soll vor der eigentlichen Sanierung durch 

nicht näher beschriebene Verfahrensweisen entnommen werden (BMFT 1994). 

Die Anwesenheit von Phase im Aquifer stellt ein quantitativ nicht abzuschätzendes Schadstoffreservoir 

dar, so daß selbst bei Entfernung aller gelösten und adsorbierten Schadstoffe 

mit einer permanenten Rekontamination des Grundwasserleiters zu rechnen ist (MACKAY 

& CHERRY 1989, MACDONALD & KAVANAUGH 1994). Die in Phase enthaltenen Schadstoffmassen 

können die Masse der gelösten oder am Boden adsorbierten Schadstoffe um 

Größenordnungen überschreiten.


4.7 Ausblick 

Die vorliegende Untersuchung beschäftigte sich mit der praktischen Umsetzung eines 

hydraulisch-mikrobiologischen Sanierungsverfahrens. Ungeachtet positiver Teilergebnisse, 

wie nahezu umfassender mikrobieller Abbau in der Aufbereitungsanlage und nachgewiesene 

unterirdische mikrobielle Abbauaktivitäten, besteht für folgende Punkte Untersuchungs- 

und Lösungsbedarf: 

• Der Detektion und Entfernung von Schadstoffquellen (NAPL/DNAPL) muß verstärkte 

Aufmerksamkeit gewidmet werden. Die Anwendung von mikrobiologischen 

unterirdischen Sanierungsverfahren kann erst dann als sinnvoll angesehen werden, 

wenn die Entfernung dieser Schadstoffquellen sichergestellt werden kann. Verfahrenstechnische 

Lösungen - vorstellbar wäre die lokale Zuführung von Lösemitteln 

und Tensiden - müssen hierzu entwickelt werden. 

• Die lokale Versorgung schlecht zugänglicher Wasserschichten mit Sauerstoff und 

Nährstoffen sollte durch geeignete hydraulische Maßnahmen ermöglicht werden. 

• Die Effizienz von in situ Sanierungsmaßnahmen ist schwer beurteilbar. Dies liegt 

daran, daß der unterirdische Reaktionskörper schlecht bilanzierbar ist. Geboten ist 

daher die Entwicklung von Methoden zur Durchführung von Stoff- und Schadstoffbilanzen.

Zusammenfassung 190 

5 Zusammenfassung 

In einem mit Chlorbenzolen, Chlorphenolen, Hexachlorcyclohexanen und BTEX-Aromaten 

verunreinigten Industriegelände wurde ein großtechnischer Versuch zur kombinierten 

hydraulisch/mikrobiologischen in situ Sanierung des ersten Grundwasserleiters durchgeführt. 

Das Versuchsfeld umfaßte eine Fläche von 1650 m 2 , der Grundwasserleiter wies 

eine mittlere Mächtigkeit von 18,5 m auf. 


Während der Betriebsphase wurden dem Aquifer ca. 414.000 m 3 kontaminiertes Grundwasser 

entnommen und in einer Wasseraufbereitungsanlage gereinigt. Die im Förderwasser 

enthaltene Schadstoffmenge von ca. 1703 kg BSS wurde zu hohen Anteilen mikrobiell 

abgebaut. Innerhalb der Aufbereitungsanlage kam es zu keiner nennenswerten Schadstoffadsorption 

auf dem Filtermaterial der Enteisenungs- und Biologiestufen. In den Filterbetten 

der Enteisenungs- und Biologiefilter konnten nach dem Versuch nur geringe Schadstoffkonzentrationen 

nachgewiesen werden. Lediglich zu Versuchsbeginn konnten wegen 

den noch unzureichend eingearbeiteten und adaptierten Enteisenungs- und Biologiefiltern 

die Schadstoffe bis zur Aktivkohle gelangen und dort adsorbieren. Nach einer Adaptationszeit 

von mehreren Monaten bauten die biologisch arbeitenden Stufen die ihr zugeführten 

Schadstoffe mit einem hohen Wirkungsgrad von ca. 99% mikrobiell ab, wobei in der 

Enteisenungsstufe schon 90% der Schadstoffe abgebaut wurden. Über den Schlamm der 

Enteisenung wurden nur ca. 0,5% der zugeflossenen Schadstoffe ausgetragen. Die Schadstoffkonzentrationen 

des Schlamms waren gering, dieser muß aber aufgrund der hohen 

Dioxin- und Furankonzentrationen als Sonderabfall angesehen und einer sicheren Entsorgung 

zugeführt werden. 

Schadstoffgehalte im Grundwasser 

Bei der Anfangsbeprobung konnten in einer typischen Verteilung von 92,7% Chlorbenzole, 

1,6% Chlorphenole, 5,4% BTXE-Aromaten und 0,3% Hexachlorcyclohexane, Schadstoffkonzentrationen 

von 0,7–56,5 mg/l BSS nachgewiesen werden. Mit zunehmender 

Tiefe nahmen auch die Schadstoffkonzentrationen zu; die höchsten BSS-Konzentrationen 

wurden jedoch in 3 Multilevelpegeln der oberen und mittleren Wasserschicht analysiert. 

Die Schadstoffgehalte im Grundwasser konnten durch den Versuchsbetrieb zwar deutlich 

auf Werte um 0,1–0,5 mg BSS/l reduziert werden, doch blieben in drei Pegeln der oberen 

und unteren Wasserschicht die Schadstoffkonzentrationen während des Versuches unverändert 

hoch. Die Schadstoffbelastung im Abstrom des Feldes reduzierte sich auf BSS- 

Konzentrationen unter 0,2 mg/l und lag damit im Bereich des Sanierungswertes von 0,1 

mg BSS/l. Das Testfeld erfüllte daher die Funktion der geforderten hydraulischen Sper-


re und der Sicherung des Geländes; ein unkontrolliertes Abströmen von Schadstoffen aus 

dem Testfeld hinaus in den Moorfleeter Kanal wurde durch den Sanierungsbetrieb verhindert. 

Schadstoffgehalte des Bodens 

Im Boden wurden vor Beginn der Sanierungsmaßnahme mittlere Schadstoffkonzentrationen 

von 16,6 mg BSS/kg (� 0,1 bis 129,1 mg BSS/kg) analysiert. Bei der Abschlußbeprobung 

wies der Bodenkörper durchschnittliche Schadstoffkonzentrationen von 4,6 mg 

BSS/kg (� 0,1 bis 35,5 mg BSS/kg) auf. Das läßt auf eine Schadstoffabreicherung im 

Boden schließen; diese kann jedoch wegen der geringen Anzahl von Bodenproben, des 

heterogenen Aufbaus des Bodens und der inhomogenen Schadstoffverteilung nicht sicher 

nachgewiesen werden. Da jedoch nach Versuchsende keine Schadstoffrücklösung vom Boden 

ins Wasser auftrat, kann angenommen werden, daß auch der Bodenkörper teilweise 

abgereinigt wurde. 

Nachweis schadstoffbezogener mikrobieller in situ Aktivität 

Schadstoffbezogene mikrobielle in situ Aktivitäten konnten aufgrund von relativen Anreicherungen 

von schwer abbaubaren Schadstoffen nachgewiesen werden. Im Abstrombereich 

des Feldes wurde weiterhin das Endprodukt des anaeroben Chlorbenzolabbaus, 

Monochlorbenzol, in hohen Anteilen gefunden. Der Nachweis des mikrobiellen in situ 

Schadstoffabbaus konnte geführt werden, eine quantitative Aussage oder eine schadstoffbezogene 

Feldbilanzierung ist hingegen nicht möglich. 

Mikrobiologische und toxikologische Untersuchungen 

Die in Wasser- und Bodenproben nachgewiesenen Zelldichten zeigen, daß die standorteigene 

Mikrobiologie nicht durch die vorhandenen Schadstoffe gehemmt wurde. Da auch 

der empfindliche mikrobielle Prozeß der Nitrifikation in hoch belasteten Wasserschichten 

auftrat, ist somit von einer ungestörten Mikrobiologie im Grundwasserleiter auszugehen. 

Die mikrobielle Abbaupotenz konnte in Abbauversuchen gezeigt werden. Durch 

Wirkungsuntersuchungen mit biologischen Testsystemen konnte gezeigt werden, daß der 

mikrobielle Abbau der Schadstoffe in der Wasseraufbereitungsanlage nicht zur Bildung 

von toxischen Intermediärprodukten führte. Durch den Versuchsbetrieb konnte in den meisten 

Pegeln und Brunnen des Feldes und insbesondere im Abstrombereich eine deutliche 

Reduzierung toxischer Effekte erreicht werden.



Durch Abschätzungen der Schadstoffmengen im Testfeld wurde gezeigt, daß im Untergrund 

Schadstoffdepots in Form von Trichlorbenzol-Phase vorhanden waren. Dieses 

Schadstoffreservoir konnte durch den Spülkreislauf nicht erfaßt und entfernt werden und 

sorgte daher für eine dauernde Rekontamination des Grundwassers. Deswegen ist das hydraulisch/mikrobiologische 

Verfahren zur Sanierung dieses Standortes nur als bedingt geeignet 

zu bewerten. Da bei Anwesenheit von Phase ein nicht quantifizierbares Schadstoffdepot 

im Grundwasserleiter vorliegt, kann kein Zeitrahmen für eine erfolgreiche Sanierung 

genannt werden. Vor Anwendung von hydraulisch/mikrobiologischer Verfahren muß notwendigerweise 

zunächst die Entfernung von lokalen Schadstoffstoffnestern vorausgehen.

Literaturverzeichnis 193 

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Diplomarbeit, Fachbereich 06, Verfahrenstechnik, Umwelttechnik 

und Werkstoffwissenschaften der TU Berlin, angefertigt am Fachgebiet Hygiene

Literaturverzeichnis 213

Anhang 214 

7 Anhang 

Tabelle 1: Durchfluß, Infiltrationsvolumen und Abstromverlust des VFTF 

Datum Durchfluß 

kum. 

Volumen 

Verlust 

[m3 /h] [m3 ] [%] 

15.06.92 

16.06.92 15,38 369 16,4 

17.06.92 20,21 854 15,3 

18.06.92 20,13 1337 15,3 

19.06.92 19,92 1815 15,4 

20.06.92 20,13 2298 15,3 

21.06.92 20,13 2781 15,3 

22.06.92 20,13 3264 15,3 

23.06.92 19,92 3742 15,4 

24.06.92 26,25 4372 13,9 

25.06.92 27,00 5020 13,8 

26.06.92 31,54 5777 12,7 

27.06.92 34,96 6616 11,9 

28.06.92 34,96 7455 11,9 

29.06.92 34,92 8293 11,9 

30.06.92 30,04 9014 13,0 

01.07.92 43,67 10062 9,9 

02.07.92 26,83 10706 13,8 

03.07.92 41,79 11709 10,3 

04.07.92 42,29 12724 10,2 

05.07.92 42,29 13739 10,2 

06.07.92 42,21 14752 10,2 

07.07.92 33,08 15546 12,3 

08.07.92 42,21 16559 10,2 

09.07.92 64,92 18117 5,0 

10.07.92 41,71 19118 10,3 

11.07.92 42,25 20132 10,2 

12.07.92 41,17 21120 10,5 

13.07.92 19,67 21592 15,4 

14.07.92 42,25 22606 10,2 

15.07.92 42,21 23619 10,2 

16.07.92 41,96 24626 10,3 

17.07.92 39,21 25567 10,9 

18.07.92 41,75 26569 10,3 

19.07.92 42,92 27599 10,1 

20.07.92 42,29 28614 10,2 

21.07.92 44,71 29687 9,7 

22.07.92 43,33 30727 10,0 

23.07.92 42,67 31751 10,1 

24.07.92 39,79 32706 10,8 

25.07.92 44,54 33775 9,7 

26.07.92 49,00 34951 8,7 

27.07.92 39,83 35907 10,8 

28.07.92 42,71 36932 10,1 

29.07.92 42,42 37950 10,2 

30.07.92 42,42 38968 10,2 

31.07.92 42,54 39989 10,2 

01.08.92 43,50 41033 9,9 

02.08.92 41,29 42024 10,4 

03.08.92 44,25 43086 9,8 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

04.08.92 40,75 44064 10,6 

05.08.92 51,29 45295 8,1 

06.08.92 43,83 46347 9,9 

07.08.92 33,13 47142 12,3 

08.08.92 42,71 48167 10,1 

09.08.92 42,71 49192 10,1 

10.08.92 42,75 50218 10,1 

11.08.92 42,42 51236 10,2 

12.08.92 26,33 51868 13,9 

13.08.92 26,33 52500 13,9 

14.08.92 26,33 53132 13,9 

15.08.92 26,33 53764 13,9 

16.08.92 26,29 54395 13,9 

17.08.92 26,29 55026 13,9 

18.08.92 4,96 55145 18,9 

19.08.92 5,04 55266 18,8 

20.08.92 5,00 55386 18,8 

21.08.92 5,17 55510 18,8 

22.08.92 4,96 55629 18,9 

23.08.92 5,08 55751 18,8 

24.08.92 5,50 55883 18,7 

25.08.92 30,71 56620 12,9 

26.08.92 42,42 57638 10,2 

27.08.92 42,46 58657 10,2 

28.08.92 42,54 59678 10,2 

29.08.92 42,50 60698 10,2 

30.08.92 42,50 61718 10,2 

31.08.92 42,42 62736 10,2 

01.09.92 42,58 63758 10,1 

02.09.92 42,54 64779 10,2 

03.09.92 41,83 65783 10,3 

04.09.92 42,25 66797 10,2 

05.09.92 42,25 67811 10,2 

06.09.92 42,25 68825 10,2 

07.09.92 42,29 69840 10,2 

08.09.92 42,33 70856 10,2 

09.09.92 42,25 71870 10,2 

10.09.92 42,29 72885 10,2 

11.09.92 42,50 73905 10,2 

12.09.92 42,46 74924 10,2 

13.09.92 42,46 75943 10,2 

14.09.92 42,46 76962 10,2 

15.09.92 42,63 77985 10,1 

16.09.92 42,25 78999 10,2 

17.09.92 43,04 80032 10,0 

18.09.92 40,58 81006 10,6 

19.09.92 41,63 82005 10,4 

20.09.92 41,63 83004 10,4 

21.09.92 41,63 84003 10,4 

22.09.92 42,33 85019 10,2 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

23.09.92 49,29 86202 8,6 

24.09.92 35,25 87048 11,8 

25.09.92 42,25 88062 10,2 

26.09.92 42,88 89091 10,1 

27.09.92 42,88 90120 10,1 

28.09.92 42,92 91150 10,1 

29.09.92 41,04 92135 10,5 

30.09.92 41,58 93133 10,4 

01.10.92 41,96 94140 10,3 

02.10.92 20,63 94635 15,2 

03.10.92 42,25 95649 10,2 

04.10.92 42,25 96663 10,2 

05.10.92 42,17 97675 10,2 

06.10.92 42,21 98688 10,2 

07.10.92 42,38 99705 10,2 

08.10.92 42,42 100723 10,2 

09.10.92 42,42 101741 10,2 

10.10.92 42,21 102754 10,2 

11.10.92 42,21 103767 10,2 

12.10.92 42,21 104780 10,2 

13.10.92 42,50 105800 10,2 

14.10.92 42,21 106813 10,2 

15.10.92 42,38 107830 10,2 

16.10.92 42,13 108841 10,2 

17.10.92 42,17 109853 10,2 

18.10.92 42,17 110865 10,2 

19.10.92 42,17 111877 10,2 

20.10.92 41,21 112866 10,5 

21.10.92 41,96 113873 10,3 

22.10.92 42,00 114881 10,3 

23.10.92 42,00 115889 10,3 

24.10.92 42,00 116897 10,3 

25.10.92 42,00 117905 10,3 

26.10.92 42,00 118913 10,3 

27.10.92 42,04 119922 10,3 

28.10.92 24,38 120507 14,4 

29.10.92 24,38 121092 14,4 

30.10.92 24,38 121677 14,4 

31.10.92 42,13 122688 10,2 

01.11.92 42,13 123699 10,2 

02.11.92 42,17 124711 10,2 

03.11.92 42,29 125726 10,2 

04.11.92 42,38 126743 10,2 

05.11.92 42,46 127762 10,2 

06.11.92 42,50 128782 10,2 

07.11.92 42,38 129799 10,2 

08.11.92 42,38 130816 10,2 

09.11.92 42,38 131833 10,2 

10.11.92 40,04 132794 10,7 

11.11.92 41,29 133785 10,4

Anhang 215 

Tabelle 1: Durchfluß, Infiltrationsvolumen und Abstromverlust des VFTF . . . 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

12.11.92 41,88 134790 10,3 

13.11.92 41,79 135793 10,3 

14.11.92 41,79 136796 10,3 

15.11.92 41,79 137799 10,3 

16.11.92 41,88 138804 10,3 

17.11.92 41,67 139804 10,4 

18.11.92 41,75 140806 10,3 

19.11.92 41,75 141808 10,3 

20.11.92 41,50 142804 10,4 

21.11.92 41,17 143792 10,5 

22.11.92 41,17 144780 10,5 

23.11.92 41,13 145767 10,5 

24.11.92 41,04 146752 10,5 

25.11.92 41,08 147738 10,5 

26.11.92 40,29 148705 10,7 

27.11.92 40,29 149672 10,7 

28.11.92 40,88 150653 10,5 

29.11.92 40,88 151634 10,5 

30.11.92 40,83 152614 10,5 

01.12.92 40,42 153584 10,6 

02.12.92 41,04 154569 10,5 

03.12.92 40,92 155551 10,5 

04.12.92 40,83 156531 10,5 

05.12.92 40,79 157510 10,6 

06.12.92 40,79 158489 10,6 

07.12.92 40,75 159467 10,6 

08.12.92 40,50 160439 10,6 

09.12.92 40,50 161411 10,6 

10.12.92 40,42 162381 10,6 

11.12.92 39,96 163340 10,8 

12.12.92 39,96 164299 10,8 

13.12.92 39,96 165258 10,8 

14.12.92 39,92 166216 10,8 

15.12.92 39,71 167169 10,8 

16.12.92 39,67 168121 10,8 

17.12.92 39,79 169076 10,8 

18.12.92 39,92 170034 10,8 

19.12.92 39,50 170982 10,9 

20.12.92 39,50 171930 10,9 

21.12.92 39,50 172878 10,9 

22.12.92 50,54 174091 8,3 

23.12.92 39,33 175035 10,9 

24.12.92 31,25 175785 12,8 

25.12.92 31,25 176535 12,8 

26.12.92 31,29 177286 12,8 

27.12.92 31,29 178037 12,8 

28.12.92 31,25 178787 12,8 

29.12.92 31,25 179537 12,8 

30.12.92 31,25 180287 12,8 

31.12.92 31,25 181037 12,8 

01.01.93 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m3 /h] [m3 ] [%] 

02.01.93 

03.01.93 

04.01.93 

05.01.93 

06.01.93 

07.01.93 

08.01.93 31,21 181786 12,8 

09.01.93 24,38 182371 14,4 

10.01.93 24,38 182956 14,4 

11.01.93 24,42 183542 14,3 

12.01.93 23,67 184110 14,5 

13.01.93 23,67 184678 14,5 

14.01.93 23,67 185246 14,5 

15.01.93 23,67 185814 14,5 

16.01.93 23,67 186382 14,5 

17.01.93 23,67 186950 14,5 

18.01.93 23,67 187518 14,5 

19.01.93 34,25 188340 12,1 

20.01.93 34,54 189169 12,0 

21.01.93 32,63 189952 12,4 

22.01.93 32,79 190739 12,4 

23.01.93 29,92 191457 13,1 

24.01.93 29,92 192175 13,1 

25.01.93 29,92 192893 13,1 

26.01.93 27,88 193562 13,5 

27.01.93 21,58 194080 15,0 

28.01.93 26,46 194715 13,9 

29.01.93 27,17 195367 13,7 

30.01.93 27,21 196020 13,7 

31.01.93 27,17 196672 13,7 

01.02.93 27,17 197324 13,7 

02.02.93 25,17 197928 14,2 

03.02.93 26,00 198552 14,0 

04.02.93 18,38 198993 15,7 

05.02.93 18,38 199434 15,7 

06.02.93 21,00 199938 15,1 

07.02.93 21,00 200442 15,1 

08.02.93 20,96 200945 15,1 

09.02.93 21,21 201454 15,1 

10.02.93 20,58 201948 15,2 

11.02.93 20,17 202432 15,3 

12.02.93 20,21 202917 15,3 

13.02.93 20,08 203399 15,4 

14.02.93 20,08 203881 15,4 

15.02.93 20,04 204362 15,4 

16.02.93 0,29 204369 19,9 

17.02.93 32,83 205157 12,4 

18.02.93 32,83 205945 12,4 

19.02.93 32,88 206734 12,4 

20.02.93 36,21 207603 11,6 

21.02.93 36,21 208472 11,6 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

22.02.93 36,17 209340 11,6 

23.02.93 35,54 210193 11,8 

24.02.93 35,54 211046 11,8 

25.02.93 35,58 211900 11,8 

26.02.93 34,96 212739 11,9 

27.02.93 34,71 213572 12,0 

28.02.93 34,71 214405 12,0 

01.03.93 34,71 215238 12,0 

02.03.93 33,46 216041 12,3 

03.03.93 29,25 216743 13,2 

04.03.93 29,25 217445 13,2 

05.03.93 29,25 218147 13,2 

06.03.93 30,96 218890 12,8 

07.03.93 30,96 219633 12,8 

08.03.93 30,92 220375 12,8 

09.03.93 30,63 221110 12,9 

10.03.93 30,58 221844 12,9 

11.03.93 30,04 222565 13,0 

12.03.93 28,75 223255 13,3 

13.03.93 28,17 223931 13,5 

14.03.93 28,17 224607 13,5 

15.03.93 28,21 225284 13,5 

16.03.93 27,67 225948 13,6 

17.03.93 26,79 226591 13,8 

18.03.93 26,83 227235 13,8 

19.03.93 26,08 227861 14,0 

20.03.93 25,88 228482 14,0 

21.03.93 25,88 229103 14,0 

22.03.93 25,92 229725 14,0 

23.03.93 12,96 230036 17,0 

24.03.93 13,04 230349 17,0 

25.03.93 25,38 230958 14,1 

26.03.93 24,71 231551 14,3 

27.03.93 23,42 232113 14,6 

28.03.93 23,42 232675 14,6 

29.03.93 23,42 233237 14,6 

30.03.93 23,38 233798 14,6 

31.03.93 24,71 234391 14,3 

01.04.93 23,88 234964 14,5 

02.04.93 

03.04.93 

04.04.93 

05.04.93 

06.04.93 19,88 235441 15,4 

07.04.93 32,75 236227 12,4 

08.04.93 32,79 237014 12,4 

09.04.93 34,42 237840 12,0 

10.04.93 34,42 238666 12,0 

11.04.93 34,42 239492 12,0 

12.04.93 34,42 240318 12,0 

13.04.93 34,42 241144 12,0

Anhang 216 



kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

14.04.93 30,63 241879 12,9 

15.04.93 29,21 242580 13,2 

16.04.93 29,67 243292 13,1 

17.04.93 28,54 243977 13,4 

18.04.93 28,54 244662 13,4 

19.04.93 28,63 245349 13,4 

20.04.93 28,42 246031 13,4 

21.04.93 25,67 246647 14,1 

22.04.93 24,50 247235 14,3 

23.04.93 23,63 247802 14,5 

24.04.93 24,33 248386 14,4 

25.04.93 24,33 248970 14,4 

26.04.93 24,29 249553 14,4 

27.04.93 23,42 250115 14,6 

28.04.93 23,42 250677 14,6 

29.04.93 22,88 251226 14,7 

30.04.93 22,75 251772 14,7 

01.05.93 22,50 252312 14,8 

02.05.93 22,50 252852 14,8 

03.05.93 22,46 253391 14,8 

04.05.93 21,75 253913 15,0 

05.05.93 21,33 254425 15,1 

06.05.93 20,04 254906 15,4 

07.05.93 19,50 255374 15,5 

08.05.93 22,33 255910 14,8 

09.05.93 22,33 256446 14,8 

10.05.93 22,25 256980 14,8 

11.05.93 21,96 257507 14,9 

12.05.93 22,67 258051 14,8 

13.05.93 23,29 258610 14,6 

14.05.93 23,54 259175 14,6 

15.05.93 24,75 259769 14,3 

16.05.93 24,75 260363 14,3 

17.05.93 24,71 260956 14,3 

18.05.93 24,71 261549 14,3 

19.05.93 25,08 262151 14,2 

20.05.93 24,79 262746 14,3 

21.05.93 24,79 263341 14,3 

22.05.93 24,79 263936 14,3 

23.05.93 24,75 264530 14,3 

24.05.93 24,79 265125 14,3 

25.05.93 17,29 265540 16,0 

26.05.93 15,96 265923 16,3 

27.05.93 16,00 266307 16,3 

28.05.93 16,04 266692 16,3 

29.05.93 16,17 267080 16,3 

30.05.93 16,13 267467 16,3 

31.05.93 16,13 267854 16,3 

01.06.93 28,75 268544 13,3 

02.06.93 28,75 269234 13,3 

03.06.93 28,75 269924 13,3 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

04.06.93 28,75 270614 13,3 

05.06.93 28,79 271305 13,3 

06.06.93 28,79 271996 13,3 

07.06.93 28,79 272687 13,3 

08.06.93 28,79 273378 13,3 

09.06.93 28,79 274069 13,3 

10.06.93 28,79 274760 13,3 

11.06.93 28,79 275451 13,3 

12.06.93 28,79 276142 13,3 

13.06.93 28,79 276833 13,3 

14.06.93 28,79 277524 13,3 

15.06.93 37,96 278435 11,2 

16.06.93 36,83 279319 11,5 

17.06.93 36,21 280188 11,6 

18.06.93 35,04 281029 11,9 

19.06.93 35,88 281890 11,7 

20.06.93 35,88 282751 11,7 

21.06.93 35,88 283612 11,7 

22.06.93 33,79 284423 12,2 

23.06.93 

24.06.93 

25.06.93 39,54 285372 10,8 

26.06.93 35,67 286228 11,7 

27.06.93 35,67 287084 11,7 

28.06.93 35,67 287940 11,7 

29.06.93 29,75 288654 13,1 

30.06.93 36,33 289526 11,6 

01.07.93 36,25 290396 11,6 

02.07.93 36,75 291278 11,5 

03.07.93 36,50 292154 11,6 

04.07.93 36,50 293030 11,6 

05.07.93 36,42 293904 11,6 

06.07.93 36,67 294784 11,5 

07.07.93 36,29 295655 11,6 

08.07.93 35,83 296515 11,7 

09.07.93 35,67 297371 11,7 

10.07.93 35,58 298225 11,8 

11.07.93 35,58 299079 11,8 

12.07.93 35,63 299934 11,8 

13.07.93 35,25 300780 11,8 

14.07.93 35,29 301627 11,8 

15.07.93 34,92 302465 11,9 

16.07.93 35,38 303314 11,8 

17.07.93 35,17 304158 11,9 

18.07.93 35,17 305002 11,9 

19.07.93 35,13 305845 11,9 

20.07.93 34,63 306676 12,0 

21.07.93 34,50 307504 12,0 

22.07.93 33,54 308309 12,2 

23.07.93 33,63 309116 12,2 

24.07.93 33,50 309920 12,2 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

25.07.93 33,50 310724 12,2 

26.07.93 33,42 311526 12,3 

27.07.93 32,54 312307 12,5 

28.07.93 31,63 313066 12,7 

29.07.93 32,67 313850 12,4 

30.07.93 37,13 314741 11,4 

31.07.93 32,79 315528 12,4 

01.08.93 32,79 316315 12,4 

02.08.93 32,75 317101 12,4 

03.08.93 33,17 317897 12,3 

04.08.93 32,21 318670 12,5 

05.08.93 32,13 319441 12,6 

06.08.93 32,13 320212 12,6 

07.08.93 32,42 320990 12,5 

08.08.93 32,42 321768 12,5 

09.08.93 32,38 322545 12,5 

10.08.93 32,29 323320 12,5 

11.08.93 32,25 324094 12,5 

12.08.93 32,17 324866 12,6 

13.08.93 32,17 325638 12,6 

14.08.93 32,25 326412 12,5 

15.08.93 32,25 327186 12,5 

16.08.93 32,21 327959 12,5 

17.08.93 31,67 328719 12,7 

18.08.93 31,50 329475 12,7 

19.08.93 32,92 330265 12,4 

20.08.93 30,08 330987 13,0 

21.08.93 31,00 331731 12,8 

22.08.93 31,00 332475 12,8 

23.08.93 31,04 333220 12,8 

24.08.93 30,92 333962 12,8 

25.08.93 30,63 334697 12,9 

26.08.93 30,92 335439 12,8 

27.08.93 30,50 336171 12,9 

28.08.93 31,08 336917 12,8 

29.08.93 31,08 337663 12,8 

30.08.93 31,13 338410 12,8 

31.08.93 31,08 339156 12,8 

01.09.93 31,33 339908 12,7 

02.09.93 31,54 340665 12,7 

03.09.93 29,63 341376 13,1 

04.09.93 32,67 342160 12,4 

05.09.93 32,67 342944 12,4 

06.09.93 32,67 343728 12,4 

07.09.93 32,71 344513 12,4 

08.09.93 32,46 345292 12,5 

09.09.93 32,46 346071 12,5 

10.09.93 32,46 346850 12,5 

11.09.93 32,46 347629 12,5 

12.09.93 32,46 348408 12,5 

13.09.93 32,42 349186 12,5

Anhang 217 



kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

14.09.93 32,42 349964 12,5 

15.09.93 32,00 350732 12,6 

16.09.93 31,71 351493 12,7 

17.09.93 31,25 352243 12,8 

18.09.93 31,25 352993 12,8 

19.09.93 31,25 353743 12,8 

20.09.93 31,21 354492 12,8 

21.09.93 30,50 355224 12,9 

22.09.93 31,13 355971 12,8 

23.09.93 31,13 356718 12,8 

24.09.93 31,04 357463 12,8 

25.09.93 33,42 358265 12,3 

26.09.93 33,42 359067 12,3 

27.09.93 33,42 359869 12,3 

28.09.93 33,42 360671 12,3 

29.09.93 34,04 361488 12,1 

30.09.93 33,50 362292 12,2 

01.10.93 32,75 363078 12,4 

02.10.93 32,75 363864 12,4 

03.10.93 32,79 364651 12,4 

04.10.93 32,79 365438 12,4 

05.10.93 32,50 366218 12,5 

06.10.93 33,00 367010 12,4 

07.10.93 32,92 367800 12,4 

08.10.93 32,67 368584 12,4 

09.10.93 32,58 369366 12,5 

10.10.93 32,58 370148 12,5 

11.10.93 32,58 370930 12,5 

12.10.93 32,42 371708 12,5 

13.10.93 32,38 372485 12,5 

14.10.93 32,29 373260 12,5 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

15.10.93 28,38 373941 13,4 

16.10.93 20,67 374437 15,2 

17.10.93 20,67 374933 15,2 

18.10.93 20,71 375430 15,2 

19.10.93 20,67 375926 15,2 

20.10.93 24,96 376525 14,2 

21.10.93 21,75 377047 15,0 

22.10.93 32,96 377838 12,4 

23.10.93 31,21 378587 12,8 

24.10.93 31,21 379336 12,8 

25.10.93 31,25 380086 12,8 

26.10.93 31,21 380835 12,8 

27.10.93 31,29 381586 12,8 

28.10.93 31,17 382334 12,8 

29.10.93 33,50 383138 12,2 

30.10.93 30,75 383876 12,9 

31.10.93 30,83 384616 12,9 

01.11.93 30,83 385356 12,9 

02.11.93 26,42 385990 13,9 

03.11.93 30,13 386713 13,0 

04.11.93 31,54 387470 12,7 

05.11.93 31,54 388227 12,7 

06.11.93 32,25 389001 12,5 

07.11.93 32,25 389775 12,5 

08.11.93 32,33 390551 12,5 

09.11.93 30,92 391293 12,8 

10.11.93 32,21 392066 12,5 

11.11.93 32,92 392856 12,4 

12.11.93 32,88 393645 12,4 

13.11.93 32,50 394425 12,5 

14.11.93 32,50 395205 12,5 


kum. 

Volumen 

Verlust 

[m 3 /h] [m 3 ] [%] 

15.11.93 32,46 395984 12,5 

16.11.93 30,88 396725 12,9 

17.11.93 32,96 397516 12,4 

18.11.93 33,00 398308 12,4 

19.11.93 32,58 399090 12,5 

20.11.93 31,54 399847 12,7 

21.11.93 31,54 400604 12,7 

22.11.93 31,54 401361 12,7 

23.11.93 12,00 401649 17,2 

24.11.93 

25.11.93 13,75 401979 16,8 

26.11.93 15,92 402361 16,3 

27.11.93 30,67 403097 12,9 

28.11.93 30,67 403833 12,9 

29.11.93 30,67 404569 12,9 

30.11.93 30,67 405305 12,9 

01.12.93 30,67 406041 12,9 

02.12.93 30,50 406773 12,9 

03.12.93 30,58 407507 12,9 

04.12.93 30,67 408243 12,9 

05.12.93 30,67 408979 12,9 

06.12.93 30,71 409716 12,9 

07.12.93 30,08 410438 13,0 

08.12.93 28,96 411133 13,3 

09.12.93 29,00 411829 13,3 

10.12.93 27,46 412488 13,6 

11.12.93 24,46 413075 14,3 

12.12.93 24,46 413662 14,3 

13.12.93 24,38 414247 14,4

Anhang 218 

Tabelle 2: Eisenkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA 

Datum EinOxiEnteiBioloAktivgangdatorsenunggiekohle 15.06.92 

[mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] 

16.06.92 13,52 12,20 4,74 1,43 

17.06.92 12,92 12,36 3,32 0,75 

18.06.92 14,16 13,64 5,50 2,10 

22.06.92 14,00 14,44 6,06 0,08 

23.06.92 13,28 10,74 3,48 0,12 

24.06.92 13,94 14,27 5,61 0,12 

25.06.92 14,02 9,56 6,06 0,01 

26.06.92 14,22 9,66 6,59 0,10 

29.06.92 13,60 13,74 7,01 1,90 0,48 

30.06.92 14,00 13,10 2,96 0,35 

01.07.92 14,00 11,90 3,32 0,29 

02.07.92 11,90 12,10 2,81 0,33 

06.07.92 12,00 11,76 4,99 2,78 

08.07.92 10,00 8,24 1,67 1,50 

09.07.92 10,02 11,68 2,71 0,87 0,04 

10.07.92 11,38 10,98 2,99 

11.07.92 7,78 11,84 0,19 0,21 0,02 

12.07.92 11,36 13,08 2,47 0,10 0,04 

13.07.92 12,00 14,02 1,79 0,11 0,04 

14.07.92 11,98 12,00 2,93 0,12 0,04 

15.07.92 10,86 11,28 4,11 0,20 0,03 

16.07.92 10,16 10,52 3,62 0,18 0,07 

18.07.92 7,92 10,10 2,41 0,10 0,02 

19.07.92 8,50 9,54 2,37 0,10 0,02 

20.07.92 10,08 9,60 2,02 0,20 0,19 

21.07.92 8,26 8,98 1,42 

22.07.92 8,42 8,70 1,19 

23.07.92 8,46 8,72 0,92 

25.07.92 8,84 0,67 

27.07.92 7,98 0,71 

25.08.92 6,60 0,13 

26.08.92 6,85 0,10 

27.08.92 6,69 0,19 

31.08.92 6,73 0,23 

01.09.92 6,64 0,20 

02.09.92 6,50 0,30 

03.09.92 6,39 0,16 

04.09.92 6,62 0,25 

07.09.92 6,48 0,17 

08.09.92 6,36 0,14 

09.09.92 6,36 0,18 

10.09.92 6,33 0,16 

11.09.92 6,34 0,15 

14.09.92 6,40 0,29 

15.09.92 9,49 0,18 

16.09.92 6,03 0,21 

17.09.92 13,10 0,15 

21.09.92 5,95 0,16 

22.09.92 6,03 0,33 

23.09.92 5,87 0,26 

Datum EinOxiEnteiBioloAktivgangdatorsenunggiekohle [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] 

28.09.92 5,83 0,31 

05.10.92 5,40 0,34 

12.10.92 5,38 0,23 

30.10.92 4,49 0,43 

02.11.92 5,07 0,52 

03.11.92 0,61 

04.11.92 5,43 0,57 

05.11.92 4,73 0,48 

06.11.92 5,41 0,50 

09.11.92 4,43 0,41 

10.11.92 3,98 0,57 

11.11.92 0,67 0,07 

12.11.92 0,61 

13.11.92 3,71 0,60 

16.11.92 3,63 0,62 

23.11.92 3,69 0,73 

27.11.92 0,57 

30.11.92 0,95 

07.12.92 3,75 0,95 

16.12.92 2,75 2,75 0,69 

20.12.92 3,04 2,76 0,59 

08.01.93 3,55 0,74 

11.01.93 3,28 0,59 

18.01.93 3,01 0,97 

20.01.93 0,75 

21.01.93 1,03 

23.01.93 1,03 

25.01.93 2,36 0,72 

28.01.93 3,26 0,92 

29.01.93 2,42 0,63 

03.02.93 2,81 0,23 

08.02.93 2,68 0,29 

17.02.93 0,65 

18.02.93 1,09 

19.02.93 3,35 1,51 

22.02.93 3,22 1,51 

23.02.93 2,62 1,07 

24.02.93 2,73 1,10 

26.02.93 1,22 

01.03.93 2,62 1,22 

08.03.93 3,01 1,16 

09.03.93 1,04 

10.03.93 0,99 

15.03.93 2,26 1,35 

16.03.93 2,28 0,87 

17.03.93 2,63 1,21 

18.03.93 2,40 2,19 0,96 

19.03.93 2,25 2,19 0,81 

22.03.93 2,47 2,25 0,78 

23.03.93 2,36 0,65 

24.03.93 2,33 0,93

Anhang 219 

Tabelle 2: Eisenkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA . . . 


25.03.93 2,37 0,77 

26.03.93 0,84 

06.04.93 6,02 2,42 

13.04.93 2,57 0,94 

14.04.93 4,08 1,31 

15.04.93 2,66 0,51 

19.04.93 2,68 0,67 

21.04.93 2,33 0,55 

26.04.93 2,59 0,41 

29.04.93 1,95 0,34 

03.05.93 2,15 1,19 

04.05.93 2,40 0,35 

07.05.93 2,79 0,92 

10.05.93 1,96 0,52 

11.05.93 1,98 0,23 

12.05.93 3,16 0,61 

13.05.93 2,29 0,49 

14.05.93 3,33 0,96 

17.05.93 2,25 0,77 

18.05.93 2,32 0,39 

24.05.93 2,48 1,71 

26.05.93 2,33 0,35 

27.05.93 3,42 0,42 

28.05.93 4,96 0,35 

01.06.93 1,94 0,24 

07.06.93 2,27 0,33 

08.06.93 3,53 2,48 0,87 

09.06.93 2,58 2,31 0,57 

10.06.93 2,16 0,63 

14.06.93 2,27 0,40 

17.06.93 2,29 0,31 

21.06.93 2,24 1,06 

25.06.93 2,88 2,86 0,51 

29.06.93 3,11 2,36 0,37 

01.07.93 1,85 1,79 0,22 

05.07.93 1,99 0,43 

06.07.93 1,77 0,34 

09.07.93 1,95 1,82 0,28 

12.07.93 1,54 1,24 0,25 

19.07.93 2,78 0,17 

22.07.93 2,31 0,15 

26.07.93 2,43 0,23 

10.08.93 3,24 2,01 

23.08.93 7,57 0,17 

24.08.93 1,66 0,11 

25.08.93 1,73 0,11 

30.08.93 4,02 0,26 

31.08.93 2,31 0,19 

02.09.93 1,70 0,10 

06.09.93 2,21 0,51 


09.09.93 2,23 0,19 

20.09.93 4,97 2,71 

24.09.93 3,54 2,03 

27.09.93 2,43 0,99 

29.09.93 2,43 0,99 

01.10.93 1,94 0,29 

04.10.93 1,81 1,07 

05.10.93 1,66 0,78 

06.10.93 1,94 0,97 

07.10.93 1,54 0,46 

11.10.93 2,20 0,46 

22.10.93 2,38 0,50 

26.10.93 1,82 0,50 

28.10.93 1,57 

04.11.93 5,00 

08.11.93 1,96 

16.11.93 1,59 

19.11.93 1,48 

25.11.93 2,65

Anhang 220 

Tabelle 3: Sauerstoffkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA 

Datum EinOxiEntei- Biolo AktivAusgangdatorsenung gie kohlgang [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] 

15.06.92 0,20 7,80 10,44 8,20 

16.06.92 10,44 8,20 

17.06.92 0,90 10,67 7,20 

18.06.92 0,20 7,80 4,87 3,60 

19.06.92 1,10 6,60 6,03 4,50 

22.06.92 6,60 6,50 3,70 

23.06.92 0,50 6,00 4,29 1,80 

24.06.92 0,80 9,90 9,51 5,50 

25.06.92 0,70 7,40 5,80 1,90 

27.06.92 7,42 0,50 

28.06.92 0,80 9,10 8,58 1,80 0,50 

30.06.92 10,70 10,09 2,20 1,40 0,90 

01.07.92 9,50 8,12 1,20 

02.07.92 11,00 8,47 0,80 0,90 

03.07.92 12,00 10,44 0,60 0,90 

06.07.92 0,50 11,00 7,66 0,30 0,60 

07.07.92 0,90 13,10 10,67 1,10 1,60 

08.07.92 1,10 13,40 8,58 1,30 1,10 

09.07.92 0,30 14,10 9,28 0,90 0,80 

10.07.92 0,30 13,60 9,28 0,60 0,40 

11.07.92 0,40 14,40 11,02 0,60 0,40 

12.07.92 0,40 15,50 9,98 0,80 0,60 

13.07.92 0,50 15,70 12,64 3,30 1,70 

14.07.92 0,50 14,20 8,35 0,70 0,60 

15.07.92 0,50 15,20 8,82 2,40 0,90 

16.07.92 0,50 15,20 10,09 4,20 2,50 

17.07.92 0,50 15,70 9,51 3,70 2,80 

18.07.92 0,80 12,40 8,58 2,90 1,80 

19.07.92 0,40 13,00 7,31 2,20 1,40 

20.07.92 0,40 13,10 7,31 1,90 1,10 

21.07.92 0,40 12,90 6,73 1,90 1,00 0,80 

22.07.92 0,60 12,80 7,31 1,80 1,20 0,80 

23.07.92 0,70 14,20 7,77 2,20 1,50 1,00 

24.07.92 0,50 14,90 7,89 1,90 1,10 1,00 

25.07.92 0,40 13,00 7,19 2,20 1,20 1,10 

26.07.92 0,50 13,10 6,50 2,00 1,10 0,90 

27.07.92 0,70 12,50 6,38 2,20 1,60 1,40 

28.07.92 0,50 13,60 7,42 3,80 2,60 1,40 

30.07.92 0,70 11,40 5,80 1,60 1,10 0,60 

31.07.92 11,80 6,61 1,70 0,90 0,70 

01.08.92 11,60 5,92 1,60 0,90 0,70 

02.08.92 11,80 6,03 1,60 1,00 0,80 

03.08.92 0,80 15,50 5,80 1,50 1,00 0,90 

04.08.92 11,40 5,10 1,40 1,00 0,70 

05.08.92 10,30 4,06 1,60 1,50 0,90 

06.08.92 8,80 4,06 0,70 0,50 

07.08.92 0,60 10,00 2,32 1,00 0,70 


10.08.92 9,30 2,55 0,40 

11.08.92 0,80 9,30 2,55 1,50 1,00 1,00 

12.08.92 10,70 2,55 0,90 0,50 

13.08.92 9,80 3,25 0,90 0,80 0,70 

22.08.92 7,89 0,80 0,80 0,80 

24.08.92 8,80 3,83 0,50 0,50 0,40 

25.08.92 10,00 3,83 2,00 0,50 0,40 

26.08.92 0,30 8,90 2,44 1,20 0,40 0,20 

27.08.92 0,40 8,40 2,55 1,50 0,60 0,40 

28.08.92 0,30 8,60 2,44 1,40 0,30 0,30 

31.08.92 0,40 8,40 2,78 1,80 0,70 0,40 

01.09.92 0,50 9,50 3,02 0,50 

02.09.92 0,30 8,20 2,55 1,30 1,20 0,40 

03.09.92 0,30 7,30 1,97 1,10 0,60 0,30 

04.09.92 0,30 7,80 2,67 1,50 0,90 0,50 

07.09.92 0,30 8,70 2,32 1,30 0,80 0,50 

08.09.92 0,30 7,70 2,67 1,50 0,90 0,50 

09.09.92 0,30 8,90 3,02 1,80 1,20 0,60 

10.09.92 0,30 7,40 2,44 1,50 0,90 0,60 

11.09.92 0,30 8,50 2,20 1,50 0,90 0,60 

14.09.92 0,20 7,20 2,90 1,50 0,90 0,70 

15.09.92 0,30 8,40 3,02 1,60 1,00 0,60 

16.09.92 0,30 10,10 4,64 3,00 0,90 0,60 

17.09.92 0,30 7,80 3,36 2,40 1,20 0,80 

21.09.92 8,10 3,13 0,70 0,40 

22.09.92 8,10 3,13 0,70 0,40 

23.09.92 0,30 7,60 1,04 1,70 0,70 0,30 

24.09.92 0,40 3,02 0,70 0,40 0,30 

25.09.92 0,30 3,13 0,70 0,40 0,30 

28.09.92 0,30 8,20 3,13 0,40 0,40 0,20 

29.09.92 2,90 8,50 3,60 0,30 0,30 

01.10.92 8,50 3,13 0,40 0,40 0,30 

05.10.92 0,40 8,90 4,06 0,90 0,40 0,40 

06.10.92 2,90 0,50 0,40 

19.10.92 0,30 14,60 10,32 3,80 1,60 16,80 

23.10.92 12,06 9,00 5,10 28,40 

26.10.92 0,30 13,30 9,16 5,20 3,80 34,00 

27.10.92 16,00 11,14 33,70 

30.10.92 0,40 16,30 11,25 6,90 4,60 32,70 

06.11.92 0,40 15,40 12,88 9,80 5,40 39,20 

09.11.92 0,60 14,70 12,39 8,00 32,60 

16.11.92 0,90 18,00 13,02 6,00 29,70 

23.11.92 1,70 18,40 15,66 6,10 5,20 28,30 

30.11.92 2,70 17,90 14,50 6,10 4,90 29,70 

07.12.92 3,20 22,20 16,47 9,60 30,50 

14.12.92 5,80 19,00 16,01 10,20 8,90 34,80 

21.12.92 7,20 21,50 13,92 9,40 8,20 35,50

Anhang 221 

Tabelle 3: Sauerstoffkonzentrationen nach den Verfahrensstufen der WAA . . . 


07.01.93 2,60 9,60 

11.01.93 3,80 20,90 18,10 16,30 16,00 

21.01.93 7,90 15,43 8,30 30,70 

25.01.93 7,60 21,70 15,66 12,90 12,30 28,90 

01.02.93 7,60 26,10 21,00 18,60 17,30 38,70 

08.02.93 8,10 27,40 21,11 18,40 16,40 40,00 

22.02.93 11,90 30,30 21,46 17,90 16,60 38,40 

01.03.93 14,30 31,00 23,43 18,30 37,50 

05.03.93 14,30 33,30 25,87 28,00 38,50 

15.03.93 15,90 32,00 22,39 16,70 39,10 

22.03.93 13,90 44,10 31,55 31,30 36,40 

29.03.93 12,50 29,90 27,70 27,30 43,30 

06.04.93 12,50 42,00 29,00 28,10 23,60 42,60 

13.04.93 15,50 35,10 27,14 23,20 21,90 29,30 

19.04.93 13,30 41,40 28,88 32,20 25,90 34,40 

26.04.93 13,00 39,70 27,49 27,40 24,10 39,40 

10.05.93 13,00 37,90 28,65 24,30 27,30 40,00 

17.05.93 13,20 30,39 30,00 26,20 40,90 

26.05.93 14,20 32,60 35,61 31,40 27,50 40,90 

27.05.93 14,10 32,60 34,34 31,00 27,40 39,20 

28.05.93 14,70 31,50 33,18 31,00 27,00 40,10 

01.06.93 14,40 31,70 35,03 31,40 27,30 37,10 

07.06.93 15,00 39,70 38,86 49,30 34,90 52,30 

08.06.93 16,10 40,20 34,22 34,70 39,20 

14.06.93 17,00 33,52 29,60 39,00 

16.06.93 16,70 34,22 32,90 39,80 

21.06.93 16,80 39,50 34,68 34,90 37,50 

25.06.93 15,80 38,80 31,09 28,30 40,20 

30.06.93 18,10 35,00 30,62 29,90 39,20 

02.07.93 18,20 36,10 33,52 29,80 38,90 

05.07.93 23,00 36,60 30,62 31,60 39,60 

06.07.93 22,80 38,70 30,28 30,00 39,80 

07.07.93 23,00 37,90 31,09 30,10 40,00 

09.07.93 21,10 37,50 29,46 27,90 38,50 

12.07.93 23,20 35,70 27,38 25,00 35,60 

14.07.93 19,50 26,56 23,80 20,50 37,90 

15.07.93 18,50 28,07 24,70 21,20 38,20 

16.07.93 19,60 27,96 25,80 20,90 38,50 

19.07.93 20,90 34,30 28,19 27,90 24,30 40,30 

22.07.93 20,90 34,80 29,12 28,20 26,90 40,20 

26.07.93 22,00 34,50 26,68 27,60 23,40 38,40 

28.07.93 21,50 34,30 27,26 27,00 23,10 39,00 

30.07.93 25,00 36,10 28,65 28,30 24,50 41,00 

02.08.93 25,10 36,10 27,96 28,90 23,10 42,20 

04.08.93 23,80 34,50 24,94 25,60 22,90 40,00 

06.08.93 23,70 25,75 24,60 21,80 39,80 


09.08.93 21,80 32,00 25,64 24,10 21,10 41,20 

16.08.93 22,10 33,70 26,10 26,00 22,60 39,60 

19.08.93 22,60 33,80 26,56 25,40 39,40 

23.08.93 24,00 28,77 30,00 25,80 42,70 

26.08.93 24,00 28,54 29,10 26,40 42,00 

30.08.93 26,80 29,00 29,70 40,10 

03.09.93 21,60 26,22 26,90 24,10 39,70 

06.09.93 20,40 32,60 24,36 32,90 24,60 36,50 

07.09.93 21,30 24,82 24,20 21,80 37,80 

10.09.93 20,40 32,80 24,59 23,70 39,50 

13.09.93 19,10 32,70 24,36 24,90 21,60 38,00 

14.09.93 20,50 27,03 27,70 37,50 

15.09.93 20,60 26,33 26,40 39,30 

17.09.93 20,30 33,80 29,00 28,90 43,00 

20.09.93 19,70 35,10 28,07 27,50 42,30 

21.09.93 19,70 33,10 27,14 27,40 41,80 

24.09.93 19,70 38,30 37,24 32,70 41,00 

27.09.93 21,60 39,50 37,24 32,50 26,80 44,20 

28.09.93 22,00 39,80 39,56 34,10 44,80 

29.09.93 21,50 38,90 38,86 33,80 47,90 

30.09.93 21,60 38,40 40,72 34,40 28,20 46,20 

01.10.93 22,10 33,50 32,13 27,20 42,10 

04.10.93 23,00 34,50 32,36 27,00 24,20 43,20 

05.10.93 22,40 34,50 32,25 26,90 41,30 

11.10.93 23,60 34,00 33,52 27,60 25,30 41,70 

12.10.93 22,20 35,70 34,45 27,20 25,00 40,40 

14.10.93 22,00 34,90 33,06 27,00 24,90 40,50 

18.10.93 22,30 34,80 47,56 39,10 29,90 46,50 

20.10.93 22,10 41,80 43,15 34,60 30,30 40,90 

22.10.93 26,10 37,50 36,19 30,10 27,70 39,60 

25.10.93 23,90 33,50 32,60 26,60 39,00 

26.10.93 23,30 34,60 33,18 27,60 24,90 39,90 

01.11.93 23,20 33,20 32,25 26,10 23,90 40,20 

08.11.93 22,90 33,60 30,16 25,60 23,60 40,00 

10.11.93 24,40 37,80 38,74 29,60 26,00 38,70 

12.11.93 26,20 39,40 36,42 29,60 26,80 39,10 

15.11.93 25,80 36,00 31,67 27,20 24,10 36,90 

22.11.93 26,20 35,60 29,46 28,50 26,00 37,50 

26.11.93 23,00 34,00 33,06 25,40 35,90 

29.11.93 18,70 31,60 27,38 25,00 37,50 

01.12.93 20,70 31,32 31,00 44,00 

02.12.93 20,70 39,70 32,13 29,70 40,90 

03.12.93 20,50 28,80 25,60 37,90 

06.12.93 20,60 38,50 35,26 29,10 25,80 41,10 

08.12.93 20,80 38,80 34,22 28,70 25,20 40,90 

13.12.93 20,80 38,80 34,22 28,70 25,20 40,90

Anhang 222 

Tabelle 4: Geologische Leithorizonte des Vorführtestfeldes

Anhang 223 

Tabelle 5: Wasser-Boden-Verteilungskoeffizienten (KOC)-Werte der Chlorbenzole 

log Koc = 1,00 * log Kow - 0,194 

log Koc = 0,87 * log Kow + 0,056 

log Koc = 0,52 * log Kow + 0,854 

log Koc = 0,49 * log Kow + 1,25 

log Koc = 1,00 * log Kow - 0,36 

A A B B B B C C D D D D E 

Kow Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc Koc 

[log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] [log] 

MCB 3,02 2,60 2,83 2,68 2,82 2,73 2,66 2,66 3,02 2,82 2,81 2,93 2,78 

1,2-DCB 3,44 2,92 3,25 3,05 3,04 2,94 3,08 2,97 3,25 3,22 3,23 3,36 3,12 

1,3-DCB 3,49 3,23 3,30 3,09 3,06 2,96 3,13 3,00 3,28 3,26 3,28 3,41 3,18 

1,4-DCB 3,44 3,22 3,25 3,05 3,04 2,94 3,08 2,97 3,25 3,22 3,23 3,36 3,14 

1,2,3-TCB 4,11 3,87 3,92 3,63 3,39 3,26 3,75 3,45 3,61 3,85 3,90 4,05 3,70 

1,2,4-TCB 3,97 3,83 3,78 3,51 3,31 3,20 3,61 3,35 3,54 3,71 3,76 3,91 3,59 

1,3,5-TCB 4,17 3,23 3,98 3,68 3,42 3,29 3,81 3,49 3,65 3,90 3,96 4,11 3,68 

1,2,3,4-TetCB 4,55 3,76 4,36 4,01 3,62 3,48 4,19 3,77 3,85 4,26 4,34 4,50 4,01 

1,2,(3/4),5-TetCB 4,59 3,70 4,40 4,05 3,64 3,50 4,23 3,79 3,87 4,29 4,38 4,54 4,04 

PCB 5,12 4,11 4,93 4,51 3,91 3,76 4,76 4,18 4,16 4,79 4,91 5,09 4,46 

HCB 5,41 3,92 5,22 4,76 4,06 3,90 5,05 4,39 4,32 5,06 5,20 5,39 4,66 

A = (Dannenfelser et al.1991) 

B = (Gerstl 1989) 

C = (Koelman & Lijklema 1992) 

D = (Nicholls 1991) 

E = Mittelwert aus A bis D 

log Koc = 0,72 * log Kow + 0,49 

log Koc = 0,54 * log Kow + 1,377 

log Koc = 0,94 * log Kow - 0,006 

log Koc = 1,00 * log Kow - 0,21 

log Koc = 1,03 * log Kow - 0,18 

log Koc = 0,86 * log Kow + 0,055

Anhang 224 

Tabelle 6: Mittlere Zusammensetzung, Chloranteil, Toxizität (Leuchtbakterientest) und 

Tox-Faktor (= Kehrwert Toxizität) der BSS 

Massenanteil Chloridanteil Kohlenstoff- Toxizität Tox-Faktor 

an den BSS 

anteil als EC50 als 1/EC50 [%] [%] [%] [mg/l] [l/mg] 

Chlorbenzole 

MCB 6,13 31,5 64,0 11,3 * 0,09 

1,2-DB 7,42 48,2 49,0 5,99 * 0,17 

1,3-DB 8,68 48,2 49,0 5,34 * 0,19 

1,4-DB 9,15 48,2 49,0 3,97 * 0,25 

1,2,3-TCB 7,76 58,6 39,7 3,15 * 0,32 

1,2,4-TCB 49,60 58,6 39,7 3,97 ** 0,25 

1,3,5-TCB 2,10 58,6 39,7 14,1 * 0,07 

1,2,(3/4),5-TetCB 1,03 65,7 33,4 4,02 * 0,25 

1,2,3,4-TetCB 0,93 65,7 33,4 4,51 * 0,22 

PCB 0,06 70,8 28,8 

HCB 

Chlorphenole 

0,00 74,7 25,3 

2-MCP 0,02 27,6 55,1 33,8 * 0,03 

3-MCP 0,04 27,6 55,1 14,1 * 0,07 

4-MCP 0,05 27,6 55,1 8,3 * 0,12 

2,3-DCP 0,02 43,5 44,2 4,97 * 0,20 

2,4+2,5-DCP 0,89 43,5 44,2 5,52 * 0,18 

2,6-DCP 0,02 43,5 44,2 13,35 ** 0,07 

3,4-DCP 0,84 43,5 44,2 1,63 * 0,61 

3,5-DCP 0,02 43,5 44,2 3,91 * 0,26 

2,3,4-TCP 0,05 53,9 36,5 1,25 * 0,80 

2,3,5-TCP 0,02 53,9 36,5 1,11 * 0,90 

2,3,6-TCP 0,04 53,9 36,5 12,7 * 0,08 

2,4,5-TCP 2,36 53,9 36,5 1,27 * 0,79 

2,4,6-TCP 0,31 53,9 36,5 7,68 * 0,13 

3,4,5-TCP 0,01 53,9 36,5 0,36 * 2,79 

2,3,4,5-TetCP 0,03 61,2 31,1 0,18 * 5,68 

2,3,4,6-TetCP 0,14 61,2 31,1 1,27 * 0,79 

2,3,5,6-TetCP 0,01 61,2 31,1 2,21 * 0,45 

PCP 


0,04 66,6 27,1 0,52 * 1,93 

α-HCH 1,44 73,1 24,8 

β-HCH 0,14 73,1 24,8 

γ-HCH 0,12 73,1 24,8 5,67 * 0,18 

δ-HCH 0,47 73,1 24,8 

ε-HCH 0,07 73,1 24,8 

* Puhakka et al. 1987 

** Kaiser 1984

Anhang 225 

Tabelle 7: Schadstoffkonzentrationen in Schwerphase 

Phase aus Brunnen 49 Phase aus Brunnen 33 Technikum Phase 

A B C A B C A B C 

g/l % % g/l % % g/l % % 

Chlorbenzole 

MCB 9,1 0,5 0,5 7,5 0,5 0,5 

1,2-DCB 47,6 2,8 2,9 6,9 0,4 0,4 39,0 2,7 2,8 

1,3-DCB 50,9 3,0 3,1 5,5 0,3 0,3 39,0 2,7 2,8 

1,4-DCB 36,2 2,1 2,2 9,5 0,6 0,6 29,0 2,0 2,1 

1,2,3-TCB 178 10,6 10,8 46,6 2,8 2,9 115,0 8,0 8,2 

1,2,4-TCB 1210 71,7 73,1 673,0 40,5 41,3 957,0 66,5 68,0 

1,3,5-TCB 56,9 3,4 3,4 7,9 0,5 0,5 39,0 2,7 2,8 

1,2,3,4-TetCB 25,5 1,5 1,5 605,0 36,4 37,1 115,0 8,0 8,2 

1,2,(3/4),5-TetCB 38 2,3 2,3 86,6 5,2 5,3 40,0 2,8 2,8 

PCB 3,07 0,2 0,2 173,0 10,4 10,6 33,0 2,3 2,3 

HCB 0,27 0,0 0,0 8,9 0,5 0,5 1,9 0,1 0,1 


100 100 100 

α-HCH 24 1,4 78,7 24,7 1,5 81,2 23,0 1,6 78,3 

β-HCH 0,6 0,0 2,0 0,4 0,0 1,4 0,6 0,0 1,9 

γ-HCH 1,42 0,1 4,7 2,4 0,1 7,9 1,8 0,1 6,2 

δ-HCH 3,92 0,2 12,9 2,4 0,1 7,9 3,4 0,2 11,6 

ε-HCH 0,56 0,0 1,8 0,5 0,0 1,6 0,6 0,0 1,9 

Chlorphenole 

100 100 100 

2-MCP

Anhang 226 

Tabelle 8: Dioxin- und Furankonzentratioen des Rückspülschlammes der Enteisenungsund 

Biologiestufen 

Dezember 92 Juni 93 Mai 94 

[µg/kg] [µg/kg] [µg/kg] 

2,3,7 8-Tetra-CDD 0,33 0,303 0,4 

Summe TCDD 1,92 2,91 4,3 

1,2,3,7,8-Penta-CDD 0,43 0,542 0,2 

Summe PeCDD 8,09 15,6 9,4 

1,2,3,4,7,8-Hexa-CDD 1,66 2,21 1 

1,2,3,6,7,8-Hexa-CDD 7,36 10 3,8 

1,2,3,7,8,9-Hexa-CDD 4,81 4,91 1,9 

Summe HxCDD 52,77 75,8 39,7 

1,2,3,4,6,7,9-Hepta-CDD 50,4 

1,2,3,4,6,7,8-Hepta-CDD 122,55 117 71,4 

Summe HpCDD 198,72 191 121,8 

OCDD 723,40 945 406,7 

2,3,7,8-Tetra-CDF

Anhang 227 

Tabelle 9: EOX-Konzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung 

Tiefe [m u. GOK] Kern 201 

Kern 203 

Kern 204 

Kern 205 

Kern 206 

Kern 401 

Kern 402 

6,5

Anhang 228 

Tabelle 9: EOX-Konzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung . . . 

Tiefe [m u. GOK] Kern 201 

Kern 203 

Kern 204 

Kern 205 

Kern 206 

Kern 401 

Kern 402 

20,5

Anhang 229 

Tabelle 10: Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung 

Bohrkern 201 204 205 205 206 206 401 501 501 501 501 

Tiefe m u. GOK 7 7 7 18,5 24,5 27,4 27 11,5 15,6 17,5 21,6 

Probendatum 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 

Benzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Toluol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Ethylbenzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

p-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

m-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

o-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Styrol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

MCB mg/kg < 0,02 2,2 38,6 < 0,02 < 0,02 1,5 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 0,3 

1,2-DCB mg/kg 0,2 < 0,02 234 < 0,02 < 0,02 1,2 2,7 < 0,02 0,3 0,2 0,7 

1,3-DCB mg/kg 0,3 0,3 239 < 0,02 < 0,02 2,2 2,5 < 0,02 0,4 0,3 1,5 

1,4-DCB mg/kg 0,4 0,6 137 < 0,02 < 0,02 2,5 5,2 < 0,02 0,4 0,4 3,3 

1,2,3-TCB mg/kg < 0,1 0,1 649 0,1 0,1 < 0,1 2,5 < 0,1 1,4 5,1 14,3 

1,2,4-TCB mg/kg 0,1 0,4 4940 0,5 0,5 < 0,1 15,1 < 0,1 6,7 23 97 

1,3,5-TCB mg/kg < 0,1 0,1 204 0,1 < 0,1 < 0,1 0,5 < 0,1 0,3 1,4 4 

1,2,(3/4),5-TetCB mg/kg < 0,1 < 0,1 66,5 0,2 < 0,1 < 0,1 0,5 < 0,1 0,5 5,1 0,4 

1,2,3,4-TetCB mg/kg < 0,1 < 0,1 123 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 0,2 1,7 0,5 

PCB mg/kg < 0,1 < 0,1 5,7 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 < 0,1 

HCB mg/kg < 0,1 < 0,1 0,6 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

4-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4+2,5-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 2,4 < 0,1 < 0,1 0,1 1,2 < 0,1 0,3 0,1 0,1 

2,6-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,4-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 1,7 < 0,1 < 0,1 0,4 0,4 

3,5-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 

2,3,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,7 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,9 < 0,1 2,8 2,9 1,3 

2,4,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 2,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,4,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 

2,3,4,5-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 

2,3,4,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 1,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,5,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

PCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

α-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 100 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,9 1,2 

β-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 3,2 < 0,1 < 0,1 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 0,3 0,2 

γ-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 6,8 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

δ-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 17,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 0,8 6 3,3 

ε-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 2,5 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 0,6 0,5 

Summe BTXE mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Summe CB mg/kg 1 3,7 6637 1,1 0,6 7,4 29,2

Anhang 230 

Tabelle 10: Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung . . . 

Bohrkern 502 504 505 505 505 505 506 506 506 506 506 

Tiefe m u. GOK 16,5 6 19,7 21,7 23,7 25,6 9,5 11,8 13,6 15,6 17,8 

Probendatum 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 09/91 10/91 10/91 10/91 10/91 10/91 

Benzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Toluol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Ethylbenzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

p-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

m-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

o-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Styrol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

MCB mg/kg < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 

1,2-DCB mg/kg < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 

1,3-DCB mg/kg < 0,02 0,2 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 

1,4-DCB mg/kg 0,2 0,3 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 

1,2,3-TCB mg/kg 0,1 < 0,1 0,1 1,3 0,1 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

1,2,4-TCB mg/kg 1,6 0,2 0,1 4,9 0,4 0,3 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2 

1,3,5-TCB mg/kg 0,1 0,1 < 0,1 0,4 0,1 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 

1,2,(3/4),5-TetCB mg/kg 0,1 0,1 0,1 2,4 0,1 0,2 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

1,2,3,4-TetCB mg/kg 0,1 < 0,1 0,1 0,7 0,1 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

PCB mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,4 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

HCB mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

4-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4+2,5-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,6-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,4-DCP mg/kg 0,2 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,5-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4,5-TCP mg/kg 0,2 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,4,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4,5-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,5,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

PCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

α-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 0,2 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

β-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

γ-HCH mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

δ-HCH mg/kg 0,3 0,1 < 0,1 0,4 0,1 0,1 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 0,3 

ε-HCH mg/kg < 0,1 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

Summe BTXE mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Summe CB mg/kg 2,2 0,9 0,4 10,1 0,8 0,8 0,7

Anhang 231 

Tabelle 10: Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Ausgangsbeprobung . . . 

Bohrkern 506 507 508 508 612 612 612 612 

Tiefe m u. GOK 19,6 9,9 1 5 0,5 2,6 6,8 12,4 

Probendatum 10/91 10/91 10/91 10/91 10/91 10/91 10/91 10/91 

Benzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Toluol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Ethylbenzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

p-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

m-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

o-Xylol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Styrol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

MCB mg/kg < 0,02 < 0,02 < 0,02 < 0,02 0,2 8,5 < 0,02 < 0,02 

1,2-DCB mg/kg < 0,02 0,9 < 0,02 < 0,02 0,3 9,3 0,3 3,6 

1,3-DCB mg/kg < 0,02 0,9 < 0,02 0,5 0,4 26 0,4 2,7 

1,4-DCB mg/kg < 0,02 1,1 0,2 0,3 0,3 59,5 0,4 2 

1,2,3-TCB mg/kg 0,1 6,7 2,2 12,1 1,4 10,6 6,3 40,8 

1,2,4-TCB mg/kg 0,3 28,7 4,4 73,6 3,5 68,6 23,2 195 

1,3,5-TCB mg/kg 0,1 1,2 1,5 4 1,1 5,2 1,3 6 

1,2,(3/4),5-TetCB mg/kg < 0,1 0,8 1,8 4,1 1,6 1,7 3,8 9,5 

1,2,3,4-TetCB mg/kg 0,1 1,3 2,3 5,7 2 3 1,3 10,2 

PCB mg/kg < 0,1 0,1 0,5 0,1 0,9 0,1 < 0,1 1,4 

HCB mg/kg < 0,1 < 0,1 0,3 < 0,1 0,6 < 0,1 < 0,1 0,2 

2-MCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 

3-MCP mg/kg < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 

4-MCP mg/kg < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4+2,5-DCP mg/kg < 0,1 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 0,2 < 0,1 

2,6-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

3,4-DCP mg/kg < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 0,3 < 0,1 

3,5-DCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,4,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,3 0,1 0,2 0,2 1 0,1 

2,4,6-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 

3,4,5-TCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4,5-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

2,3,4,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 0,1 < 0,1 < 0,1 0,1 

2,3,5,6-TetCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

PCP mg/kg < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 

α-HCH mg/kg < 0,1 1,6 903 1 39,4 1,4 < 0,1 0,7 

β-HCH mg/kg < 0,1 0,1 390 0,1 39,8 0,1 < 0,1 < 0,1 

γ-HCH mg/kg < 0,1 0,1 43,4 0,1 0,8 0,1 < 0,1 < 0,1 

δ-HCH mg/kg < 0,1 0,5 24,4 0,1 11,4 0,2 0,3 0,1 

ε-HCH mg/kg < 0,1 0,1 34,8 < 0,1 4,4 0,1 0,1 < 0,1 

Summe BTXE mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. 

Summe CB mg/kg 0,6 41,7 13,2 100,4 12,3 192,5 37 271,4 

Summe CP mg/kg

Anhang 232 

Tabelle 11: Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Abschlußbeprobung 

Bohrkern 501 501 501 501 501 501 501 501 501 501 501 

Tiefe m u. GOK 1,8 2 3 6,7 7 9 10,5 11 11,9 13 15 

Probendatum 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 

Benzol mg/kg n.b. n.b. n.b. n.b. 0,04

Anhang 233 

Tabelle 11: Schadstoffkonzentrationen der Bodenproben der Abschlußbeprobung . . . 

Bohrkern 501 501 501 501 501 501 502 502 502 502 502 

Tiefe m u. GOK 17 19 21 23 25 26,8 1,8 6,7 7 7,9 9 

Probendatum 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 

Benzol mg/kg

Anhang 234 


Bohrkern 502 502 502 502 502 502 502 502 502 502 506 

Tiefe m u. GOK 11 13 15 17 19 21 23 24,75 26,5 27 1,6 

Probendatum 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 

Benzol mg/kg 0,03

Anhang 235 


Bohrkern 506 506 506 506 506 506 506 506 506 506 506 

Tiefe m u. GOK 6,4 7 8 9 9 11 11,8 13 13,8 14,8 16,6 

Probendatum 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 

Benzol mg/kg n.b. n.b. n.b. 0,02 n.b. 0,42 0,34 0,05 n.b.

Anhang 236 


Bohrkern 506 506 506 506 506 

Tiefe m u. GOK 18,6 20,6 22,6 24,6 26,45 

Probendatum 02/94 02/94 02/94 02/94 02/94 

Benzol mg/kg

Anhang 237 

Tabelle 12: Zelldichten in Wasserproben des Vorführtestfeldes 

20.01.92 

07.10.92 

03.11.92 

01.12.92 

20.01.93 

02.03.93 

30.03.93 

201 6,5E3 9,3E3 6,6E3 1,2E4 1,7E4 1,4E4 3,9E4 

202 5,8E3 1,3E4 8,5E3 1,2E4 9,6E3 7,8E3 3,4E4 

203 1,6E3 2,3E4 1,7E4 1,8E4 1,1E4 9,4E3 1,4E4 

204 1,5E4 9,7E3 9,2E3 1,4E4 1,3E4 1,6E4 1,6E4 

205 5,3E3 3,8E4 1,8E4 1,2E4 1,7E4 6,3E4 1,7E3 

206 7,5E4 3,2E4 3,5E4 2,0E4 7,2E4 3,3E4 2,3E4 

501/1 6,3E4 1,1E4 4,1E3 

501/2 1,8E4 9,0E3 6,7E3 

501/3 1,5E4 6,0E3 2,8E3 

502/1 6,2E3 3,1E4 7,2E3 7,2E3 6,5E4 1,4E4 9,2E3 8,0E3 

502/2 1,9E3 7,7E3 2,1E4 7,7E3 6,7E3 1,3E4 7,7E3 4,2E3 

502/3 1,6E4 3,3E4 3,2E3 5,0E3 3,1E3 4,3E3 2,4E3 8,0E2 

503/1 1,3E3 8,9E3 4,7E3 

503/2 6,7E3 9,6E3 5,6E3 

503/3 2,2E3 2,1E3 1,1E3 

504/1 8,8E2 1,3E4 1,2E4 7,2E3 1,8E4 1,5E4 3,5E4 6,8E3 

504/2 1,2E4 1,1E4 1,9E4 1,2E4 1,2E4 3,5E3 6,4E3 5,6E3 

504/3 3,7E4 5,3E3 1,2E4 5,3E3 1,0E4 9,0E3 1,7E3 1,3E3 

505/1 2,1E3 6,8E3 9,1E3 

505/2 9,7E3 7,8E3 

505/3 2,8E4 3,5E3 8,6E2 

506/1 1,6E3 1,4E4 8,2E4 8,7E4 1,8E4 8,4E3 9,0E3 7,8E3 

506/2 9,6E3 8,7E3 1,7E3 3,5E3 3,1E3 7,0E3 7,8E3 8,6E3 

506/3 3,3E2 5,1E3 9,4E3 7,0E3 4,9E3 1,1E3 2,1E3 8,0E3 

507/1 4,0E3 2,7E4 3,5E4 

507/2 1,7E3 1,1E3 1,5E4 

507/3 3,5E2 4,4E2 

508/1 9,3E4 2,1E4 1,1E4 1,2E4 8,1E3 9,7E3 1,3E4 4,6E4 3,6E4 1,0E4 4,1E4 1,1E4 1,5E4 6,4E3 1,2E4 



601 4,8E3 1,8E4 3,6E4 1,6E4 1,3E4 3,0E4 7,1E4 4,1E3 2,6E4 3,8E4 1,7E4 1,2E4 1,0E4 


606 7,0E3 5,8E4 2,7E4 6,8E3 

607 5,9E3 1,0E4 1,2E4 3,2E4 1,3E4 1,8E4 4,3E4 3,4E4 3,3E4 1,6E4 1,1E4 

609 3,2E3 8,5E4 6,1E4 


613 2,6E2 3,6E3 


615 1,0E4 1,4E4 

616 2,0E3 1,3E3 5,8E2 

617 2,2E3 9,3E3 

618 1,3E4 9,2E3 6,7E3 

Werte in [KBE/ml] 

27.04.93 

14.06.93 

12.07.93 

16.08.93 

13.09.93 

25.10.93 

06.12.93 

10.01.94

Anhang 238 

Tabelle 13: Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen

Anhang 239 

Tabelle 13: Dioxin- und Furankonzentrationen der Entnahmebrunnen . . .

Anhang Wasseranalysen, Nullbeprobung vom 20.01.92 240 

2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l 

201 20.01.92 0,150 0,013 0,003 0,003 0,005 0,003


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg Cl/l 

201 20.01.92 0,003


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 

Magnesiumhärte 

Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 

hydro. Phosphat 

Phosphor (ges.) 

o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 

Leitfähigkeit 

pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 

µS/cm mV mg/l mg/l mg/l mg/l mg P/l mg P/l mg P/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l °dH mg/l °dH °dH mmol/l °dH mmol/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l 1/m 

201 20.01.92 6,63 1090 376 0,0 14,0

Anhang Wasseranalysen, 1. Bprobung vom 08.09.92 243 

2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 08.09.92 

202 08.09.92 

203 08.09.92 

204 08.09.92 

205 08.09.92 

206 08.09.92 

501/1 08.09.92 

501/2 08.09.92 

501/3 08.09.92 

502/1 08.09.92 

502/2 08.09.92 

502/3 08.09.92 

503/1 08.09.92 

503/2 08.09.92 

503/3 08.09.92 

504/1 08.09.92 

504/2 08.09.92 

504/3 08.09.92 

505/1 08.09.92 

505/2 08.09.92 

505/3 08.09.92 

506/1 08.09.92 

506/2 08.09.92 

506/3 08.09.92 

507/1 08.09.92 

507/2 08.09.92 

507/3 08.09.92 

508/1 08.09.92 

508/2 08.09.92 

508/3 08.09.92 

601 08.09.92 0,057


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 08.09.92 1,37 

202 08.09.92 0,71 

203 08.09.92 0,38 

204 08.09.92 0,39 

205 08.09.92 7,40 

206 08.09.92 1,60 

501/1 08.09.92 0,16 

501/2 08.09.92 0,14 

501/3 08.09.92 0,42 

502/1 08.09.92 0,07 

502/2 08.09.92 0,52 

502/3 08.09.92 0,43 

503/1 08.09.92 0,06 

503/2 08.09.92 0,12 

503/3 08.09.92 0,16 

504/1 08.09.92 0,09 

504/2 08.09.92 0,14 

504/3 08.09.92 0,20 

505/1 08.09.92 0,23 

505/2 08.09.92 0,26 

505/3 08.09.92 0,47 

506/1 08.09.92 0,68 

506/2 08.09.92 1,05 

506/3 08.09.92 8,90 

507/1 08.09.92 0,46 

507/2 08.09.92 9,49 

507/3 08.09.92 20,70 

508/1 08.09.92 0,20 

508/2 08.09.92 0,54 

508/3 08.09.92 0,60 

601 08.09.92 0,018 0,001 0,042 0,0009 0,0005 0,0005 0,001 0,010 0,0004 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 08.09.92 6,99 1296 -16 0,2 

202 08.09.92 7,00 1305 -12 0,1 

203 08.09.92 6,98 1296 -12 0,2 

204 08.09.92 6,98 1254 -2 0,1 

205 08.09.92 6,95 1295 0 0,1 

206 08.09.92 6,92 1267 3 0,2 

501/1 08.09.92 6,79 1311 82 0,0 16,0 2,0 0,62 1,43 0,06 200 2,1 1,7 7,0 

501/2 08.09.92 7,00 1309 47 0,0 17,0 2,0

Anhang Wasseranalysen, 2. Beprobung vom 22.09.92 246 

2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 22.09.92


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 22.09.92 0,006 0,0008 0,008 0,0004 0,0005 0,0006 0,003 0,012 0,0001 0,0002 0,0003 0,0001 0,0001


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 22.09.92 6,94 1309 106 0,8 13,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 07.10.92 0,011


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 07.10.92 0,022 0,0005 0,044 0,0008 0,003 0,002 0,005 0,065 0,001 0,0005


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 07.10.92 6,91 1328 75 0,0 14,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.11.92 

202 03.11.92 

203 03.11.92 

204 03.11.92 

205 03.11.92 

206 03.11.92 

501/1 03.11.92 

501/2 03.11.92 

501/3 03.11.92 

502/1 03.11.92 

502/2 03.11.92 

502/3 03.11.92 

503/1 03.11.92


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.11.92 1,50 

202 03.11.92 0,42 

203 03.11.92 0,42 

204 03.11.92 0,73 

205 03.11.92 3,10 

206 03.11.92 1,90 

501/1 03.11.92 0,53 

501/2 03.11.92 0,44 

501/3 03.11.92 0,39 

502/1 03.11.92 0,22 

502/2 03.11.92 0,52 

502/3 03.11.92 0,59 

503/1 03.11.92 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.11.92 6,74 1356 137 7,6 

202 03.11.92 6,73 1362 139 6,6 

203 03.11.92 6,70 1356 145 5,7 

204 03.11.92 6,72 1308 136 4,7 

205 03.11.92 6,70 1355 136 3,8 

206 03.11.92 6,70 1324 133 3,4 

501/1 03.11.92 6,63 1375 169 1,1 0,5 19,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.12.92 

202 03.12.92 

203 03.12.92 

204 03.12.92 

205 03.12.92 

206 03.12.92 

501/1 03.12.92 

501/2 03.12.92 

501/3 03.12.92 

502/1 03.12.92 

502/2 03.12.92 

502/3 03.12.92 

503/1 03.12.92


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.12.92 1,80 

202 03.12.92 0,20 

203 03.12.92 0,09 

204 03.12.92 0,30 

205 03.12.92 1,70 

206 03.12.92 0,86 

501/1 03.12.92 0,04 

501/2 03.12.92 0,31 

501/3 03.12.92 0,35 

502/1 03.12.92 0,03 

502/2 03.12.92 0,49 

502/3 03.12.92 0,38 

503/1 03.12.92 0,0003


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 03.12.92 6,77 n.b. 144 1,6 

202 03.12.92 6,78 n.b. 154 1,6 

203 03.12.92 6,80 n.b. 172 2,0 

204 03.12.92 6,79 n.b. 154 2,1 

205 03.12.92 6,74 n.b. 172 2,4 

206 03.12.92 6,80 n.b. 164 2,0 

501/1 03.12.92 6,74 n.b. 168 2,4 0,1 18,0 0,65 0,78 0,13 205 0,9 1,4 6,3


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 20.01.93 

202 20.01.93 

203 20.01.93 

204 20.01.93 

205 20.01.93 

206 20.01.93 

501/1 20.01.93 

501/2 20.01.93 

501/3 20.01.93 

502/1 20.01.93 

502/2 20.01.93 

502/3 20.01.93 

503/1 20.01.93


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 20.01.93 1,30 

202 20.01.93 0,24 

203 20.01.93 0,17 

204 20.01.93 0,25 

205 20.01.93 1,30 

206 20.01.93 1,90 

501/1 20.01.93 0,13 

501/2 20.01.93 0,17 

501/3 20.01.93 0,30 

502/1 20.01.93 0,07 

502/2 20.01.93 0,32 

502/3 20.01.93 0,45 

503/1 20.01.93


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 20.01.93 6,74 n.b. 161 6,0 2,1 6,5 0,06 0,06 2,78 0,03 210 3,4 1,7 6,6

Anhang Wasseranalysen, 7. Beprobung vom 02.03.–03.03.93 261 

2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 02.03.93 

202 02.03.93 

203 02.03.93 

204 02.03.93 

205 02.03.93 

206 02.03.93 

501/1 02.03.93 

501/2 02.03.93 

501/3 02.03.93 

502/1 02.03.93 

502/2 02.03.93 

502/3 02.03.93 

503/1 02.03.93


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 02.03.93 0,12 

202 02.03.93 0,09 

203 02.03.93 0,80 

204 02.03.93 0,45 

205 02.03.93 1,60 

206 02.03.93 1,70 

501/1 02.03.93 0,07 

501/2 02.03.93 0,08 

501/3 02.03.93 0,19 

502/1 02.03.93 0,01 

502/2 02.03.93 0,11 

502/3 02.03.93 0,33 

503/1 02.03.93 0,0001


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 02.03.93 1,4 11,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 30.03.93 0,115 0,115 0,330 0,0009 0,067 0,013 0,191 0,0005 0,087 0,087 0,015 0,005 0,0002 0,797 0,001 0,001 0,0007 0,0005 

202 30.03.93 0,041 0,041 0,112 0,009 0,068 0,050 0,007 0,019 0,012 0,0008 0,0004 0,0001


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 30.03.93 0,016 0,0004 0,029 0,0007 0,0007 0,0009 0,002 0,021 0,0003 0,0003 0,0002 0,0001 0,0001


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 30.03.93 6,93 n.b. 164 10,1 2,3 10,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 27.04.93 0,015 0,015 0,078 0,112 0,210 0,304 0,227 2,01 0,074 0,080 0,034 0,004


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 27.04.93 0,012 0,0004 0,050 0,0008 0,002 0,001 0,002 0,061 0,0008 0,0004 0,0006 0,0002 0,0002 0,0002 0,135 0,039 0,004 0,009 0,080 0,012 0,144 3,43 0,49 

202 27.04.93 0,001 0,0001 0,008 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 27.04.93 6,85 n.b. 179 5,4


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 14.06.93 0,011


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 14.06.93 0,007 0,0002 0,035 0,0007 0,001 0,0005 0,001 0,035 0,0004 0,0004 0,0005 0,0001 0,0001 0,0001 0,084 0,084 0,003 0,006 0,058 0,008 0,159 2,51 1,70 

202 14.06.93 0,0006


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 14.06.93 6,81 n.b. 389 9,9 1,9 8,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 12.07.93 0,010 0,002


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 12.07.93 0,007 0,0002 0,033 0,0006 0,001 0,0006 0,002 0,035 0,0006 0,0003 0,0004 0,0001 0,0001 0,0001 0,083 0,024 0,002 0,005 0,051 0,007 0,089 2,20 1,60 

202 12.07.93 0,0008


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 12.07.93 6,69 n.b. n.b. 15,3 0,7 8,3 0,10 0,05 0,54 0,03 209 2,4 0,8 6,7 109,0 15,3 20,7 4,8 20,1 18,6 310,0 304,0


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 16.08.93 0,007


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 16.08.93 0,005 0,0002 0,017 0,0005 0,0009 0,0005 0,001 0,017 0,0005 0,0003 0,0003 0,0001 0,0001


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 16.08.93 6,65 18,3 0,4 12,0 0,04 0,01 0,94 0,31 212 4,3 0,8 8,6 

202 16.08.93 6,66 19,4 0,4 13,0 0,06 0,16 0,76 0,56 208 1,5 0,5 9,4 

203 16.08.93 6,69 20,3 0,2 14,0 0,02 0,23 1,10 0,77 208 2,2 0,5 9,1 

204 16.08.93 6,66 16,1 0,2 11,0 0,02 0,04 0,67 0,28 204 3,0 1,3 8,5 

205 16.08.93 6,66 17,7 1,1 12,0 0,04 0,03 0,69 0,37 212 2,7 0,8 8,4 

206 16.08.93 6,83 17,8 0,8 12,0 0,03 0,01 0,81 0,26 205 3,5 1,0 8,6 

501/1 16.08.93 6,56 1879 332 25,2 1,0 16,0 0,04 0,46 1,00 0,49 206 0,2 0,1 7,9 

501/2 16.08.93 6,54 1879 246 18,0 0,9 12,0 0,04 0,15 0,34 0,19 206 0,9 0,2 8,2 

501/3 16.08.93 6,50 1908 151 0,6 6,6


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 13.09.93 0,006 0,003


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 13.09.93 0,005 0,0001 0,023 0,0004 0,0007 0,0003 0,0008 0,021 0,0003 0,0003 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 13.09.93 6,58 1903 326 17,1 0,7 8,8 0,23 0,27 0,61 0,31 214 3,2 0,7 7,9 

202 13.09.93 6,62 1887 339 19,3 0,6 11,0 0,08 0,40 0,54


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 25.10.93 0,005


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 25.10.93 0,003 0,0001 0,018 0,0003 0,0006 0,0002 0,0007 0,015 0,0002 0,0002 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 25.10.93 6,72 1962 336 18,2 0,5 8,5 0,04 0,01 0,50 0,32 210 1,9 0,6 6,8 

202 25.10.93 6,73 1947 351 28,2 0,6 8,8 0,04 0,17 0,59 0,48 205 1,1 0,4 6,8 

203 25.10.93 6,78 1953 350 23,7 0,5 11,0 0,05 0,31 0,85 0,67 205 1,4 0,4 6,9 

204 25.10.93 6,75 1809 330 19,8 2,1 8,2 0,05 0,36 0,75 0,27 205 3,5 1,1 6,6 

205 25.10.93 6,71 1900 332 23,0 1,1 9,8 0,07 0,37 0,66 0,26 210 2,7 0,7 6,5 

206 25.10.93 6,74 1811 314 20,3 1,8 8,5 0,04 0,48 1,35 0,29 192 7,1 0,9 6,5 

501/1 25.10.93 6,76 1949 383 28,0 0,3 13,0 0,02 0,46 1,11 0,06 207 0,2


2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 06.12.93 0,006


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 06.12.93 0,004 0,0001 0,017 0,0003 0,0006 0,0003 0,0007 0,014 0,0003 0,0002 0,0002


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 06.12.93 6,70 1772 314 27,2 0,8 8,2

Anhang Wasseranalysen, Endbeprobung vom 10.01.–13.01.94 288 

2.3-DCP 

4-MCP 

3-MCP 

2-MCP 

∑ CB 

HCB 

PCB 

1,2,(3/4),5-TetCB 

1,2,3,4-TetCB 

1,3,5-TCB 

1,2,4-TCB 

1,2,3-TCB 

1,4 DCB 

1,3 DCB 

1,2-DCB 

MCB 

∑ BTEX 

Styrol 

o-Xylol 

m-Xylol 

p-Xylol 

Ethylbenzol 

Toluol 

Benzol 

Probendatum 

Meßstelle 


201 10.01.94 0,011


AOX 

∑ BSS 

∑ HCH 

ε-HCH 

δ-HCH 

γ-HCH 

β-HCH 

α- HCH 

∑ CP 

PCP 

2,3,5,6-TetCP 

2,3,4,6-TetCP 

2,3,4,5-TetCP 

3,4,5-TCP 

2,4,6-TCP 

2,4,5-TCP 

2,3,6-TCP 

2,3,5-TCP 

2,3,4-TCP 

3,5-DCP 

3,4-DCP 

2.6-DCP 

2,(4/5)-DCP 

Probendatum 

Meßstelle 


201 10.01.94 0,0006


SAK 

CSB 

Sulfid 

Sulfat 

Natrium 

Kohlensäure 




Gesamthärte 


Magnesium 

Calciumhärte 

Calcium 

Kalium 

Mangan 

Eisen 

Chlorid 



o-Phosphat 

Nitrit 

Nitrat 

Ammonium 

Sauerstoff 

Redoxspannung 


pH-Wert 

Probendatum 

Meßstelle 


201 10.01.94 6,56 1673 266 4,7 12,1 7,9 0,11

Danksagung 291 

Danksagung 

Herrn Professor Dott möchte ich für die engagierte und motivierende Betreuung der Arbeit 

und des Projektes danken. 

Herrn Professor Hegemann gilt mein Dank für die kurzfristige Übernahme der Begutachtung 

dieser Arbeit. 

Bei Herrn Professor Rüden möchte ich mich für die Übernahme des Vorsitzes der Prüfungskommission 

bedanken. 

Den in Hamburg tätigen chemisch-technischen Assistent/Innen Bernd Reinstein, Jan Meyer 

und Gabi Klockgether möchte ich meinen Dank für ihre Arbeit aussprechen. Bei den 

studentischen Angestellten Robin Gerlach, Saifullah Khandker, Titus Naujok, Wolfgang 

Oettlin, Jörg Schlittenbauer und Bent Vansbotter möchte ich mich für ihre Mitarbeit bedanken. 

Den Kollegen und Kolleginnen am Fachgebiet Hygiene gilt mein Dank für die gute und 

kollegiale Zusammenarbeit. Herrn Steiof gilt mein besonderer Dank für den intensiven 

Austausch von Fachfragen und -antworten. 

Den Mitarbeiter der Fa. biocontrol – insbesondere Christoph von Holst, Rüdiger Jess, Giovanni 

Maio und Thomas Girgsdies – sei Dank gesagt für die zahlreichen Fachdiskussionen 

und die unbürokratische Zusammenarbeit. 

Herrn Oehme, Fa. Dekonta, gilt mein Dank für die kooperative, vertrauensvolle und engagierte 

Zusammenarbeit. Bei Thomas Müller und Andreas Biethan möchte ich mich für Ihre 

Kompetenz und Einsatzfreude bei den oft außerhalb der üblichen Arbeitszeiten liegenden 

Probenahmen bedanken. 

Und nicht zuletzt gilt mein besonderer Dank all denen, die mir durch ihre motivierende 

Unterstützung diese Arbeit erst ermöglichten. 

Und ganz zum Schluß: Diese Arbeit wurde mit LATEX geschrieben. Danke an Donald E. Knuth und 

der weltweiten Entwicklergemeinde.

in situ Sanierung eines mit Chloraromaten verunreinigten ...

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