technologyComment of chlor-alkali electrolysis, diaphragm cell (RER): In the diaphragm process, all reactions take place in only one cell. A diaphragm is used to separate the feed brine (anolyte) and the chlorine formed at the anode from the sodium hydroxide containing solution (catholyte) and the hydrogen formed at the cathode. Without the diaphragm being present during electrolysis, chlorine and hydrogen would form an explosive mixture and sodium hydroxide and chlorine would react to form sodium hypochlorite (NaOCl). Diaphragms used to be made from asbestos but up-todate technology allows for asbestos-free polymer-based diaphragms. Purified brine is fed to the anode compartment and percolates through the diaphragm into the cathode compartment. The percolation rate is controlled by a difference in liquid level between both compartments. At the anodes (metal oxide coated titanium), chlorine gas is formed which is collected and directed to further processing. Cathodes, where water decomposition takes place, are made of activated carbon steel. Catholyte leaving the cell, also called cell liquor, is a mixture of 10-12 wt.-% sodium hydroxide and 15-17 wt.-% sodium chloride in water. This solution is usually evaporated to 50 wt.-% NaOH. In this process, simultaneously most of the salt is removed by precipitation to a final residual of 1 wt.-%. The resulting salt is typically recirculated to brine preparation. The advantage of diaphragm cells is that the quality requirements for the brine and the electrical energy consumption are low. Disadvantageous are the high amount of thermal energy necessary for sodium hydroxide concentration and the comparably low quality of the produced sodium hydroxide and chlorine. References: Euro Chlor (2013) An Eco-profile and Environmental Product Declaration of the European Chlor-Alkali Industry, Chlorine (The chlor-alkali process). technologyComment of chlor-alkali electrolysis, membrane cell (RER): In the membrane cell process, the anode and cathode compartments are separated by a perfluoropolymer cation-exchange membrane that selectively transmits sodium ions but suppresses the migration of hydroxyl ions (OH-) from the catholyte into the anolyte. Saturated brine flows through the anode compartment, where chlorine gas is produced at the anode. The electric field in the electrolysis cell causes hydrated sodium ions to migrate through the membrane into the cathode compartment. The cathode compartment is fed with diluted sodium hydroxide solution. Water is electrolysed at the cathode releasing gaseous hydrogen and hydroxyl ions, which combine with the sodium ions and thus increase the concentration of sodium hydroxide in the catholyte. Typically, the outlet concentration of sodium hydroxide is around 32 wt.-%. A part of the product stream is diluted with demineralised water to about 30 wt.-% and used as catholyte inlet. In some units, a more diluted 23 wt.-% NaOH solution is produced. In these cases, the inlet concentration is adjusted to 20-21 wt.-%. Usually the NaOH solution is evaporated to the marketable concentration of 50 wt.-% using steam. Depleted brine leaving the anode compartment is saturated with chlorine and is therefore sent to a dechlorination unit to recover the dissolved chlorine before it is resaturated with salt for recirculation. The advantages of the membrane cell technique are the very high purity of the sodium hydroxide solution produced and the comparably low energy demand. Disadvantages comprise the high requirements on brine purity, the need for sodium hydroxide evaporation to increase concentration, and the comparably high oxygen content in the produced chlorine. In general, multiple cell elements are combined into a single unit, called electrolyser, of whom the design can be either monopolar or bipolar. In a monopolar electrolyser, the anodes and cathodes of the cells are connected electrically in parallel, whereas in the bipolar design, they are connected in series. Therefore, monopolar electrolysers require high current and low voltage, whereas bipolar electrolysers require low current and high voltage. Since bipolar systems allow higher current densities inside the cells, investment and operating costs are usually lower than for monopolar systems. References: Euro Chlor (2013) An Eco-profile and Environmental Product Declaration of the European Chlor-Alkali Industry, Chlorine (The chlor-alkali process). technologyComment of chlor-alkali electrolysis, mercury cell (RER): The mercury cell process comprises an electrolysis cell and a decomposer. Purified and saturated brine (25-28 wt.-% NaCl in water) is fed to the electrolysis cell on top of a film of mercury (Hg) flowing down the inclined base of the cell. The base of the cell is connected to the negative pole of a direct current supply forming the cathode of the cell. Anodes consisting of titanium coated with oxides of ruthenium and titanium are placed in the brine without touching the mercury film. At the anodes, chlorine gas is formed which is collected and directed to further processing. Due to a high overpotential of hydrogen at the mercury electrode, no gaseous hydrogen is formed; instead, sodium is produced and dissolved in the mercury as an amalgam (mercury alloy). The liquid amalgam is removed from the electrolytic cell and fed to a decomposer, where it reacts with demineralised water in the presence of a graphite-based catalyst to form sodium hydroxide solution and hydrogen. The sodium-free mercury is recirculated back into the cell. Cooling of hydrogen is essential to remove any water and mercury. The sodium hydroxide solution is very pure, almost free from chloride contamination and has usually a concentration of 50 %. Further treatment comprises cooling and removal of catalyst and mercury traces by centrifuges or filters. Advantages of the mercury cell process are the high quality of chlorine and the high concentration and purity of sodium hydroxide solution produced. The consumption of electric energy for electrolysis is, however, higher than for the other techniques and a high purity of the feed brine is required. Inherently, the use of mercury gives rise to environmental releases of mercury. References: Euro Chlor (2013) An Eco-profile and Environmental Product Declaration of the European Chlor-Alkali Industry, Chlorine (The chlor-alkali process). technologyComment of potassium hydroxide production (RER): Potassium hydroxide is manufactured by the electrolysis of potassium chloride brine in electrolytical cells. Hydrogen and chlorine are withdrawn from the cell. The rest of the reaction mixture contains KOH, water, and unreacted potassium chloride. This reaction mixture is then concentrated in an evaporator. Most of the potassium chloride crystallizes by evaporation, and is recycled. After evaporation, the potassium hydroxide is precipitated. Potassium hydroxide, chlorine and hydrogen are obtained from potassium chloride brine according to the following reaction: 2 KCl + 2 H2O -> 2 KOH + Cl2 + H2 Reference: Jungbluth, N., Chudacoff, M., Dauriat, A., Dinkel, F., Doka, G., Faist Emmenegger, M., Gnansounou, E., Kljun, N., Schleiss, K., Spielmann, M., Stettler, C., Sutter, J. 2007: Life Cycle Inventories of Bioenergy. ecoinvent report No. 17, Swiss Centre for Life Cycle Inventories, Dübendorf, CH. technologyComment of sodium chloride electrolysis (RER): Sodium chloride electrolysis
Im Mittelpunkt der vorliegenden Dissertation stehen die Untersuchung und Weiterentwicklungvon Eisen-Aktivkohle-Systemen für die In-situ-Grundwassersanierung, wobei ein besondererSchwerpunkt auf das Kompositmaterial Carbo-Iron® gelegt wird. Nachdem die prinzipielle Eignung des In-situ-Reagenzes bereits in früheren Studien gezeigt wurde, kann in dieser Arbeit eine deutliche Optimierung der Partikel hinsichtlich ihrer Korrosionsbeständigkeit, der Dechlorierungseffizienz sowie ihrer Lebensdauer durch die Anwendung reduzierter Schwefelspezies erzielt werden. Der positive Einfluss von Carbo-Iron auf den mikrobiologischen Schadstoffabbau wird am Beispiel einer Feldstudie gezeigt. Auf Grundlage der dabei gewonnenen Erkenntnisse werden verschiedene Möglichkeiten des Zusammenspiels von Eisen-Aktivkohle-Kompositen und biotischen Vorgängen diskutiert. Ein weiterer Schwerpunkt der vorliegenden Arbeit stellt die Untersuchung des Einflusses von Aktivkohle auf die Selektivität und Kinetik der mikroeisenbasierten Reduktion chlorierter Ethene dar. Eine deutliche Beschleunigung der eisenbasierten Dechlorierung kann vor allem in Gegenwart von Aktivkohlesorten mit redoxaktiven funktionellen Gruppen beobachtet werden. Die Ergebnisse zeigen, dass Aktivkohle bei der Dechlorierung nicht nur als Sorptionsmittel agiert, sondern aktiv an der chemischen Reaktion teilnehmen bzw. diese sogar beschleunigen kann. Die in der vorliegenden Dissertation gewonnenen Erkenntnisse liefern ingesamt einen substanziellen Beitrag zur effizienten Gestaltung von Eisen-Aktivkohle-Systemen, wodurch ihre Anwendungsmöglichkeiten in der Grundwassersanierung ausgebaut werden. Quelle: Verlagsinformation
Das Grundstück des ehemaligen VEB Isokond (Fläche 14.500 m²) befindet sich im Bezirk Pankow, Ortsteil Weißensee. Zwischen 1904 und 1990 wurden am Standort Produkte der Elektroindustrie, im Wesentlichen Kondensatoren, hergestellt. Das Grundstück liegt in einem Wohn- und Gewerbegebiet. In unmittelbarer Nähe befinden sich eine Kita und eine Schule. Hauptkontaminanten sind polychlorierte Biphenyle (PCB und leichtflüchtige chlorierte Kohlenwasserstoffe (LCKW), hier insbesondere Trichlorethen. Der Schadstoffeintrag in den Untergrund erfolgte lokal, führte jedoch zu großflächigen und erheblichen Verunreinigungen der Bodenluft. Darüber hinaus ist eine extrem hohe Verunreinigung des Grundwassers zu verzeichnen. Die Schadstofffahne erstreckt sich weit über die Grundstücksgrenze hinaus und erreicht tiefere Bereiche (bis zu 40 m unter Geländeoberkante) des Grundwasserleiters. In der Tabelle sind die im Rahmen der Erkundungs- bzw. Sanierungsmaßnahmen festgestellten Maximalkonzentrationen (Bodenluft und Grundwasser) zusammengestellt. Seit 2000 wurden auf dem Gelände umfangreiche Sanierungsmaßnahmen durchgeführt. Im Rahmen der Tiefenenttrümmerung und des Bauwerkrückbaus auf einer Teilfläche wurden mehr als 10.000 t produktionsspezifisch kontaminierte Massen als besonders überwachungsbedürftiger Abfall entsorgt. Durch eine Bodenluftsanierung konnten im Zeitraum 02/2002 bis 07/2003 insgesamt ca. 8.130 kg LCKW aus der ungesättigten Bodenzone bis ca. 9 m uGOK entfernt werden. Des Weiteren wurden von 08/2003 bis 03/2006 ca. 4.100 kg LCKW mit einer kombinierten Grundwasser- und Bodenluftsanierung ausgetragen. Die Schadstoffquelle im ehemaligen Eintragsbereich der sog. TRI-Wäsche war und ist aufgrund unmittelbar angrenzender Wohnbebauung für eine Bodenaustauschmaßnahme nicht zugänglich. Trotz der durchgeführten Bodenluft- und Grundwassersanierungsmaßnahmen ist ein lokal begrenztes Schadstoffinventar mit Nachlieferungspotenzial verblieben. Detailerkundungen aus 2018 belegen LCKW-Gehalte von bis zu 4.000 mg/kg TS. Eine stufenweise Sanierungsuntersuchung erfolgt seit 10/2018. Es ist zu klären, ob einem noch langjährig zu erwartenden Austrag gelöster Schadstoffe über die Grundstücksgrenze hinaus mit einem geeigneten Sanierungsverfahren mit verhältnismäßigem Aufwand entgegengewirkt werden kann. Die Sanierung der Grundwasserkontamination des näheren Abstroms erfolgte im Zeitraum 03/2006 bis 12/2011 über bis zu 4 Grundwasserzirkulationsbrunnen (GZB), die an 3 Grundwasserreinigungsanlagen angeschlossen waren. Durch diese Maßnahme konnten etwa 7.730 kg aus dem Grundwasser entfernt werden. In 2005 durchgeführte in-situ Versuche zur Stimulierung des mikrobiellen Abbaus hatten ergeben, dass sich in einem Teilbereich eine deutliche Aktivierung des LCKW-Abbaus erzielen lässt. Im Ergebnis eines zweistufigen Pilotversuchs (2006 bis 2008) konnte belegt werden, dass durch Zugabe von Lactat eine vollständige reduktive Dechlorierung zum Ethen unter anaeroben Bedingungen erreicht werden kann. Nach der Durchführung weiterer Gebäuderückbaumaßnahmen konnte der Regelsanierungsbetrieb im sog. 2. Bauabschnitt (BA) in 2011 aufgenommen werden. Nach Erreichen der Sanierungsziele konnte die Maßnahme im Dezember 2012 erfolgreich abgeschlossen werden. Über 95 % der im Sanierungsbereich noch enthaltenen LCKW wurden mikrobiologisch abgebaut. Auf einem wesentlichen Flächenanteil des 2. BA erfolgte im Zeitraum 2017 – 2018 die Errichtung von Wohnbebauung. Vorbereitend wurde im Zeitraum 08-11/2016 ein Bodenaustausch aufgrund verbliebender PCB-Belastungen im Baufeld vorgenommen. Insgesamt wurden ca. 2.670 t produktionsspezifisch kontaminierte Massen als besonders überwachungsbedürftiger Abfall entsorgt. Ausgehend von den Schadstoffeinträgen auf dem Grundstück des ehem. VEB Isokond hat sich eine ca. 2 km lange LCKW-Schadstofffahne im weiteren Abstrom ausgebildet. Untersuchungen zur Eingrenzung der wurden bereits in 2012 aufgenommen. Im Frühjahr 2019 ist die Errichtung zusätzlicher Grundwassermessstellen zur Eingrenzung der räumlichen Ausdehnung der Fahne vorgesehen. Nach vorliegendem Konzept der Fachplanung ist eine dauerhafte Stabilisierung der Schadstofffahne durch weitgehenden mikrobiologischen Abbau in ENA-Zonen als zielführend einzustufen. Neben den vorgenannten Maßnahmen wird ein Bodenluft- und Grundwassermonitoring durchgeführt. Derzeit werden etwa 50 Grundwassermessstellen auf dem Grundstück und im Abstrom in regelmäßigen Abständen beprobt. Die Gesamtkosten für die Umsetzung einschließlich der noch laufenden Sanierungsmaßnahmen werden auf ca. 8,5 Mio. € geschätzt. Teilflächen konnten nach erfolgreicher Sanierung bereits wieder einer Nachnutzung durch einen Supermarkt sowie durch Wohnbebauung zugeführt werden. Nach vollständiger Beendigung der Sanierungsmaßnahmen ist die Errichtung von Wohnungen auf den Restflächen möglich.
Das Quartier der heutigen „Regenbogenfabrik“ im Bereich der Lausitzer Straße 22 in 10999 Berlin Kreuzberg entstand um ca. 1875. Dabei wurden innerstädtische Wohnbebauungen gemischt mit gewerblicher Nutzung errichtet. Die 5-geschossigen Wohngebäude mit Unterkellerung sind in den sandigen Schichten unterhalb eines Torfhorizontes gegründet. Des Weiteren entstanden Nebengebäude unterschiedlichster Art, die teils unterkellert und ebenfalls in den Sandschichten gegründet sind. Die historische Recherche ergab, dass bis ca. 1920 im Hofbereich des ca. 1.500 m² großen Grundstücks im Herzen von Berlin Kreuzberg ein Sägewerk betrieben wurde. Die Umgebung von Wohnbebauung blieb bestehen. In der Zeit von 1928 bis 1978 wurde der Hof mit den angrenzenden Gebäuden als Chemische Fabrik mit angeschlossenem Chemikalienhandel genutzt. Im 2. Weltkrieg wurde der Hof und die angrenzenden Gebäude stark beschädigt. Dabei wurden gelagerte Fässer und Tanks undicht und die darin gelagerten Stoffe gelangten in den Untergrund. In den Nachkriegsjahren wurde das Gelände rekonstruiert und diverse Sanierungs-, Renovierungs- und Umbauarbeiten durchgeführt. Seit etwa der 80er Jahre dient es als Kulturzentrum „Regenbogenfabrik“ mit Kita, Begegnungsstätte, Hostel, Café und weiteren Einrichtungen. Untersuchungen des Bodens weisen im Bereich der Lausitzer Straße 22 unter einer ca. 2 m mächtigen anthropogenen Auffüllungsschicht eine ca. 1–1,3 m mächtige Schicht aus holozänen Faulschlämmen bzw. Torfen unterschiedlichen Zersetzungsgrades auf. Darunter schließen sich im Liegende bis ca. 15 m unter Geländeoberkante (GOK) Fein- und Mittelsande an. In ca. 100 m nordwestlicher Richtung im Bereich des Jugendzentrums CHIP (Reichenberger Straße 44/45 ) sind in einer Tiefe von 13 m stark schluffige Sande bzw. Schluffe unterschiedlicher Mächtigkeiten eingeschaltet, die den Aquifer in einen oberen und einen unteren Bereich trennen. Bis in die Tiefe von ca. 30 m ist anschließend mit Mittelsanden zu rechnen, welche wiederum von Sand-/Tonlagerungen im Bereich von 30–35 m unter Gelände unterlagert werden. Der Grundwasserflurabstand beträgt in Abhängigkeit von der Geländemorphologie ca. 2,5–3,0 m [ca. 32,10 m Normalhöhennull (NHN)]. Die Grundwasserfließrichtung ist nach Nordwest gerichtet und die Fließgeschwindigkeit sehr gering. Der Bereich der Regenbogenfabrik liegt außerhalb von Trinkwasserschutzzonen. In den 80er Jahren wurde ein LCKW-Schaden (LCKW = Leichtflüchtige chlorierte Kohlenwasserstoffe) im Untergrund ermittelt. Zur Gefahrenabwehr wurde unverzüglich ein Bodenaustausch der wasserungesättigten Bodenzone mit einer Tiefe von ca. 1–2 m bis zum Erreichen des Torfhorizontes vorgenommen. Im Anschluss wurde das Gelände mit sauberem Sand aufgefüllt und Wege und Grünanlagen angelegt. Dadurch wurde zunächst der Gefährdungspfad Boden – Mensch unterbrochen. In späteren detaillierten Erkundungen von 1988 bis 1989 im Auftrag des Senats von Berlin stellte sich heraus, dass die unterhalb des ausgetauschten Bodens liegende Torfschicht mit LCKW-Bodenbelastungen zwischen 200–500 mg/kg kontaminiert ist. Die Torfschicht wirkt dabei als langjährige Quelle, die die einmal aufgenommenen LCKW sehr langsam über Rückdiffusion aus dem immobilen Porenraum an das Grundwasser abgibt. Unterhalb der Torfschicht lagern relativ geringbelastete Sande. Es wurden Grundwasserbelastungen mit bis zu 260 mg/l LCKW im Bereich des Grundstücks ermittelt. Aufgrund der vorgefundenen Belastungen wurde im Zeitraum von Dezember 1990 bis Juni 1992 ein Pilotprojekt zur in-situ-Grundwassersanierung im Hydro-Airlift-Verfahren (System „Züblin“) durchgeführt und anschließend abgebrochen, da die Maßnahme zur Sanierung des Standortes aus verschiedenen Gründen nicht zielführend war. Im Zeitraum 2003 bis 2004 konnte die Grundwasserbelastung weiterhin bestätigt und der Schaden eingegrenzt werden. Zu diesem Zeitpunkt wurde der Schwerpunkt der Grundwasserbelastung unterhalb des Kellers der heutigen Regenbogenfabrik mit Konzentrationen von bis zu ca. 180.000 µg/l LCKW angetroffen. Nachrangig wurde eine Verunreinigung mit BTEX (leichtflüchtige aromatische Kohlenwasserstoffe) ermittelt. Ausgehend von der LCKW-Quelle war aufgrund der guten Lösungseigenschaften der LCKW eine Kernfahne in Richtung Nordwest im Tiefenbereich von ca. 10–30 m unter GOK mit Konzentrationen von ca. 10.000 µg/l ausgebildet. Im weiteren Grundwasserabstrom nahmen die LCKW Konzentrationen auf < 3.000 µg/l ab. Insgesamt erstreckte sich der Schaden zu diesem Zeitpunkt horizontal über eine Luftlinienstrecke von bis zu 500 m. Das Umwelt- und Naturschutzamt des Bezirkes Friedrichshain-Kreuzberg als zuständige Ordnungsbehörde forderte weitere Maßnahmen zur Gefahrenabwehr. Nach in-situ-Erkundungen im Jahr 2006 wurden 2007 weitere Grundwassermessstellen im Bereich der LCKW Fahne errichtet und auf die bekannten Schadstoffe zuzüglich der Milieuparameter hinsichtlich mikrobiologischer Abbauprozesse untersucht. Hierbei wurde festgestellt, dass ein Abbau der LCKW über die einzelnen Chlorierungsstufen bis zum unschädlichen Ethen stattfindet. Das vorhandene Mikroorganismen-Konsortium am Standort ließ die Durchführung eines mikrobiologischen Sanierungsverfahrens in Form einer reduktiven Dechlorierung durch Zugabe von Nährsubstraten (Zuckerrübenmelasse) als Vorzugsvariante bestehen. Diese Methode ist nicht nur sehr preiswert, sondern für diesen Standort auch äußerst effektiv. Zur Prüfung der großflächigen Umsetzbarkeit wurde ein Versuchsfeld für Substratinfiltrationen im Bereich des Jugendzentrums CHIP im Abstrom der Regenbogenfabrik geplant und von Oktober 2007 bis August 2008 ein 1. Feldversuch am Standort erfolgreich durchgeführt. Aufgrund der positiven Ergebnisse wurde die Maßnahme im full-scale Maßstab geplant. Es wurden 2011/2012 und 2013/2014 zusätzliche Infiltrationsgalerien errichtet, um Zuckerrübenmelasse verdünnt mit Standortwasser mittels eines Verteilersystems mit geringem Druck zu infiltrieren. Die Infiltrationsgalerien bestehen jeweils aus einer Reihe von Ober- und Unterpegeln. Der Reihenabstand der Infiltrationspunkte liegt abhängig von der baulichen Situation vor Ort zwischen ca. 3 bis 4 m. Im April 2023 wurden die bestehenden Infiltrationsgalerien um insgesamt 30 flache Infiltrationspegel erweitert. Trotz der bisherigen Sanierungserfolge wird aus der im Innenhof der Regenbogenfabrik oberflächennah vorhandenen, hoch belasteten und als Schadstoffdepot wirkenden Torfschicht weiterhin LCKW in das Grundwasser eingetragen. Aus diesem Grund wurde im Frühjahr 2023 ein Feldversuch zur Grundwasserzirkulation am Brunnen BR 13 durchgeführt mit dem Ziel, den Austrag der LCKW aus dem Torfkörper potentiell zu beschleunigen und den LCKW-Abbau somit perspektivisch zu verkürzen. Dabei wurde aus dem tiefer verfilterten Brunnen BR 13 b Grundwasser entnommen, mit Melasse versetzt und in den oberflächennah verfilterten Brunnen BR 13 a bzw. den Infiltrationspegel IP 31 reinfiltriert. Es zeigte sich im Laufe des Versuches zunächst eine signifikant höhere Mobilisation von LCKW aus der Torfschicht in das Grundwasser. Im weiteren Verlauf war eine deutliche Abnahme der LCKW-Konzentrationen und eine verstärkte Metabolisierung der höher chlorierten LCKW in Richtung der niedrig chlorierten LCKW bzw. dem harmlosen Zielabbaupodukt Ethen festzustellen. Der Feldversuch hat somit deutlich gezeigt, dass die Grundwasserzirkulation den cometaoblischen reduktiven LCKW-Abbau am Standort beschleunigen kann. Das Wirkprinzip basiert darauf, dass anaerobe Bakterien organische Substrate für ihr Wachstum benötigen. Die Energie für den Stoffwechsel unter sauerstoffarmen Bedingungen erhalten die Bakterien durch Übertragung von Reduktionsäquivalenten (H+ und e-) von Elektronenspendern auf Elektronenempfänger. Unter verschiedenen Redoxbedingungen werden durch die Bakterien die Stoffe Nitrat, Mangan, Eisen, Sulfat und Kohlendioxid als Elektronenempfänger benutzt. Dieser Prozess ist als anaerobe Atmung bekannt und wird durch die entsprechenden Bakterien auch bei der reduktiven Dechlorierung von LCKW bis hin zum unschädlichen Ethen angewandt. Hierbei sind die LCKW die Elektronenempfänger. Das Wirkprinzip des anaeroben reduktiven LCKW-Abbaus kann in den direkten und indirekten (cometabolitischen) LCKW-Abbau unterschieden werden. Es ist davon auszugehen, dass an kontaminierten Standorten jeweils beide Prozesse parallel ablaufen. Direkt anaerober Abbau von LCKW: Beim direkten anaeroben Abbau nutzen die Bakterien die LCKW als Elektronenempfänger und Wasserstoffatome als Elektronenspender. Durch den Austausch von Chloratomen mit Wasserstoffatomen gewinnen die Bakterien direkt Energie. Dieser Prozess wird als Halorespiration oder Chloratmung bezeichnet. Der für diesen Prozess benötigte Wasserstoff wird durch die Fermentierung (Gärung) von organischem Material bereitgestellt. Indirekt cometabolitischer Abbau von LCKW: Zusätzlich im Aquifer vorhandenes organisches Substrat dient abbauaktiven Bakterien als Energie- und Kohlenstofflieferant. Für den Aufschluss und Abbau des organischen Substrates produzieren die entsprechenden Bakterien Enzyme. Mit diesen Enzymen können unter anderem auch die LCKW abgebaut werden. Dieser Abbaumechanismus wird als cometabolischer Abbau von LCKW bezeichnet und steht in Konkurrenz zu anderen Elektronenempfängern wie z.B. Sulfat und Nitrat. Allgemein sind die natürlich ablaufenden Abbauprozesse stark an die jeweiligen Milieubedingungen (Redox-Verhältnisse, Verfügbarkeit von O 2 , pH-Wert) im Aquifer gebunden. Um den natürlichen am Standort stattfindenden Abbau von LCKW zu beschleunigen, wird organisches Substrat in Form von Melasse dem Grundwasser zugeführt. Häufig sind verschiedene Bakterienarten am schrittweisen mikrobiellen Abbau von LCKW beteiligt. Das Bakterium Dehalococcoides ethenogenes ist das derzeit einzig bekannte Bakterium, dass LCKW komplett vom PCE (PCE = Tetrachlorethen, auch Perchlorethen) bis zum Ethen aufspalten kann Seit Beginn der Durchführung der Melasseinfiltrationen im full-scale-Maßstab im Jahr 2011 sind bereits erste deutlich positive Entwicklungen im Bereich der einzelnen Infilltrationsgalerien zu erkennen. Im folgenden Beispiel wird hierbei die Überwachungsmessstelle MMS 5 OP der Infiltrationsgalerie 1.1 dargestellt, an der die Entwicklungen aufgezeigt werden können. Es ist deutlich zu erkennen, dass durch die Stimulation des mikrobiologischen Abbaus die Bildung von Ethen (in den Abbildungen Rosa) und ein Rückgang von VC (Vinylchlorid) und Cis 1,2 DCE (Cis-1,2-Dichlorethen) stattfindet. An anderen Messstellen im Untersuchungsgebiet, wo zum Teil noch vor der Infiltration große Mengen an hochchlorierten LCKW vorlagen, wurden diese durch die mikrobiologische Dechlorierung bereits zu niedrigchlorierten LCKW, auf dem Weg zum unschädlichen Ethen, abgebaut. Es sind zum Teil auch deutliche Reduzierungen in den Summenkonzentrationen der LCKW zu erkennen. Die seit ca. 2018 anfallenden jährlichen Kosten für die mikrobiologische Sanierung durch Zugabe von Melasse, das begleitende Grundwassermonitoring, Installation der Sanierungsinfrastruktur und ingenieurtechnische Begleitung belaufen sich auf ca. 85.000 € brutto pro Jahr.
Das Projekt "Untersuchungen zur Pharmakokinetik und Toxikologie eines PCDD/PCDF-Gemisches bei Nagetieren und Primaten. Herstellung des PCDD/PCDF-Gemisches und Organanalysen auf PCDD/PCDF" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Tübingen, Institut für Organische Chemie durchgeführt. Es handelt sich um ein Gemeinschaftsprojekt der FU Berlin (Dr. Krowke/ Prof. Neubert) und der Uni. Tuebingen (Prof. Hagenmaeier). Ziel der Untersuchungen ist die Wirkungsanalyse eines Gemisches von PCDD und PCDF wie es aehnlich bei thermischen (Abfall-)Verbrennungsprozessen entsteht und in die Umwelt emittiert wird. Nach einem an der Uni Tuebingen (Hagenmaier) entwickelten Verfahren lassen sich solche Gemische durch katalytische Dechlorierung von OCDD und OCDF frei von anderen polychlorierten Aromaten herstellen. Hierdurch werden die vorgesehenen Untersuchungen erst ermoeglicht. Mit einem solchen Gemisch wird die Pharmakokinetik nahezu aller PCDD und PCDF durch Dioxinanalysen an verschiedenen Organen untersucht werden. Die Studien werden an einer Primaten-Spezies und an einer Nagetier-Spezies durchgefuehrt.
Das Projekt "Teilprojekt 1: Standortcharakterisierung, Untersuchung des Einflusses von Auxiliarsubstraten und Nachweis des aeroben Abbaus von LCKW" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von ARCADIS Consult GmbH durchgeführt. Projektziel: Ziel ist es, zunächst den Standort eingehend zu charakterisieren. Ferner soll eine Methode entwickelt werden, mit der geprüft werden kann, ob die vorhandenen Auxiliarsubstrate in der anaeroben sowie in der aeroben Abbauzone ausreichend sind, um eine vollständige Dechlorierung der LCKW zu erlauben. Mit dem Nachweis abbauaktiver Mikroorganismen sowie am Abbau beteiligter Enzyme soll insbesondere für den aeroben Bereich ein Baustein zur 'line of evidence' (dass tatsächlich ein aerober Abbau abläuft) erarbeitet werden. Daneben sollen Methoden zur Verfügung gestellt werden, mit deren Hilfe eine Prognose der künftigen Schadstoffentwicklung zuverlässiger zu erstellen ist. Die Arbeitsergebnisse sollen allgemein verfügbar sein. Der ökonomische Nutzen ist daher primär volkswirtschaftlicher Art. Projekt Ergebnis: Am Standort Düsseldorf liegt eine LCKW-Fahne innerhalb eines Terrassenkies-Grundwasserleiters vor. Die hohe Grundwasserabstandsgeschwindigkeit hat zu der vergleichsweise hohen Fahnenlänge von ca. 3,5 km beigetragen. Eingetragen wurde hauptsächlich Tetrachlorethen (PCE), 1,1,1-Trichlorethan (TCA) sowie BTEX und PAK. Innerhalb der Fahne sind mehrere sekundäre Schadstoffeinträge mit LCKW und/oder nicht-chlorierten Schadstoffen aufgetreten. Die Hauptschadstoffquelle wurde 1997 hydraulisch gesichert. In den Folgejahren (2002 und 2003) wurden 2 Grundwasserentnahmegalerien innerhalb der Fahne eingerichtet. Eine detaillierte Standorterkundung ergab, dass die Einträge der Auxiliarsubstrate (z.B. BTEX) eine Transformation der LCKW unter natürlichen Bedingungen, z.T. bis zum Ethen und Ethan erlaubt haben. Heute können fast nur noch die Metabolite cDCE, VC und DCA nachgewiesen werden. Entlang der Fahnenachse liegt eine Redoxsequenz von methanogen bis aerob vor. Lokal werden die jeweiligen Redoxzonen durch die Sekundäreinträge so verändert, dass ein komplexes Muster unterschiedlicher biogeochemischer Abbaubedingungen entsteht. Die hydraulische Sicherung führt durch Unterbindung der Nachlieferung von Auxiliarsubstraten in die Fahne zu einer Änderung der Redoxbedingungen. Der durch die Sicherung verursachte laterale Grundwasserzustrom führt zu einer langsamen Aerobisierung. Dies kann sich nachteilig, wenn noch die Ausgangsprodukte, oder vorteilhaft, wenn aerob abbaubare Metabolite vorliegen, auf den natürlichen LCKW-Abbau auswirken. Die Fahnenspitze befindet sich etwa 500 m vom Vorfluter (Rhein) entfernt. Rheinhochwasser führten zeitweise zu einer Umkehr der Grundwasserströmungsrichtung; im Bereich der Fahnenspitze wird aber nur noch ein Schlingern der Fahne beobachtet, das zu einer Vergrößerung eines aeroben Saums führt, in dem aerobe Abbauvorgänge forciert werden. Anscheinend findet ausschließlich dort eine Mineralisierung der Restschadstoffe statt. Insgesamt ergibt sich aufgrund der hydraulischen Maßnahmen sowie wegen einer natürlichen Schadstoffmineralisierung eine seit 1997 stagnierende bzw. schrumpfende Fahne. Wegen eines unterschiedlichen ve
Das Projekt "Teilprojekt B 1.3: Entwicklung von gekoppelten in situ-Reaktoren und Optimierung der geochemischen Prozesse im Abstrom von verschiedenen in situ-Reaktorsystemen" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Kiel, Institut für Geowissenschaften, Lehrstuhl für Angewandte Geologie durchgeführt. Schadstoffgemische und schwer abbaubare Substanzen wie im Bitterfelder Grundwasser lassen sich meistens nur in mehreren Schritten abbauen. Moegliche Prozesse sind die reduktive Dechlorierung von CKW durch FeO, Sorption z.B. an Aktivkohle und mikrobieller Abbau z.B. unter Zugabe von Sauerstoff. Im ersten Teil dieses Forschungsvorhabens wird untersucht, welche Kombination von in situ-Reaktoren fuer das Bitterfelder Grundwasser sinnvoll sind und welche Kombination die hoechste Effektivitaet und Standzeit bietet. Darueber hinaus werden die Wechselwirkungen anderer Grundwassertypen mit den geplanten Reaktorkombinationen untersucht, um so ueber den Standort Bitterfeld hinaus die Eignung der in situ Reaktoren fuer unterschiedliche Grundwassertypen pruefen zu koennen. Im zweiten Teil des Vorhabens werden die Auswirkungen der Sanierungsmassnahme auf den Aquifer im Abstrom untersucht. Die Fragestellungen sind: a) Wie veraendern sich Permeabilitaet und Mineralogie des Aquifermaterials, sowie die chemische Zusammensetzung des Grundwassers? b) Welche Abbau- und Mobilisierungsprozesse sind im Abstrom moeglich? c) Welche wasserrechtlichen Konsequenzen ergeben sich aus diesen Untersuchungen? Neben dem Bitterfelder Aquifer werden auch andere Aquifertypen im Labor in die Untersuchung einbezogen, um die Aussagen der Versuche auf eine verallgemeinernde Grundlage zu stellen.
Das Projekt "NAPASAN - Einsatz von Nano-Partikeln zur Sanierung von Grundwasserschadensfällen" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von DVGW Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches e.V. - Technisch-wissenschaftlicher Verein - Technologiezentrum Wasser (TZW) durchgeführt. Nano-Eisen(0)-Technologien sind eine erfolgversprechende Option zur Sanierung kontaminierter Standorte. Aufgrund der starken Wasserstoff-Bildung beim Kontakt mit Grundwasser sind bei der CKW-Sanierung mit Nano-Eisen(0) Synergieeffekte zwischen abiotischer und biologischer Dechlorierung zu erwarten, da die Aktivität dechlorierender Mikroorganismen durch Wasserstoff stimuliert wird. Um die Effizienz von Nano-Eisen(0) bei der Grundwassersanierung zu optimieren, sollen daher die Wechselwirkungen zwischen abiotischem Abbau mittels Nano-Eisen(0) und mikrobiellem Abbau untersucht und genutzt werden. Die Untersuchungen werden in Batch- und Säulensystemen unter Berücksichtigung entstehender Reaktionsprodukte (z.B. Wasserstoff, Verschiebung des pH) und mit einem mikrobiologischen Monitoring (u.a. PCR-Nachweis der spezifischen dechlorierenden Bakterien) durchgeführt. Um die unterschiedlichen Effekte des Eisens bzw. der coatings zu erfassen, werden bei den Laboruntersuchungen reines Eisen(0), gecoatetes Eisen(0) sowie die reinen coatings bzw. Additive in den Formulierungen verwendet. Auf Basis der Laborergebnisse wird ein angepasstes mikrobiologisches Monitoring für die grösserskaligen Versuche der Partner entwickelt. Zur Abschätzung möglicher Risiken der Anwendung werden ökotoxikologische Untersuchungen zur akuten und Mechanismus-spezifischen Toxizität durchgeführt.
Das Projekt "Pcb-Analytik und Vorkommen: Analytik der Isomeren und gesamt-Isomeren bei pcb und pct" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Ulm, Abteilung Analytische Chemie durchgeführt. Fuer die Einzelbestimmung sowie die Summenbestimmung der Komponenten der Technischen pcb sollen Geeignete Bestimmungsverfahren erstellt werden. Eingesetzt werden: Radiochemische Methoden fuer die Ausbeutebestimmungen der Anreicherungen, Gas-Chromatographie und Hochdruckfluessig-Chromatographie fuer die Summenbestimmung nach Dechlorierung; kapillar-Gas-Chromatographie fuer die Bestimmung der Einzelkomponenten.
Das Projekt "Screening auf Chlornitrobenzole (CNB) abbauende Mischkulturen und Entwicklung einer verfahrenstechnischen Loesung zur biologischen Behandlung von mit CNB kontaminierten Waessern" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Technische Universität Berlin, Institut für Technischen Umweltschutz, Fachgebiet Siedlungswasserwirtschaft durchgeführt. Es gelang, Monochlornitrobenzole und 1-Chlor-2,4-Dinitrobenzol (1-CI-2,4-DNB) unter Dechlorierung abzubauen. Der Abbau der Monochlornitrobenzole wurde mit der Reinkultur Pseudomonas addovorans CA50 untersucht, die Monochloraniline als einzige Kohlenstoff-, Stickstoff- und Energiequelle ueber einen modifizierten ortho-Spaltungsweg mineralisieren kann. Diese Kultur ist in der Lage, Monochlornitrobenzole als Einzel- und Mischsubstrat nach einer cometabolischen Reduktion zu den entsprechenden Monochloranilinen unter Dechlorierung weiter abzubauen. Die Dechlorierung wurde ueber eine AOx-Reduktion gemessen. In Schuettelkolbenversuchen wurde innerhalb von 7-14 Tagen in bezug auf die Subtrateingangskonzentration (bis 20 mg/L) ein Abbaugrad von 100 Prozent erzielt und in bezug auf die AOx-Reduktion ein Abbaugrad von bis zu 89 Prozent. Das 2 Chiornitrobenzol wurde aufgrund des geringen Turnovers seines Metaboliten 2-Chioranilin ueberwiegend am schlechtesten abgebaut. Diese Reinkultur konnte in einem zweistufigen Festbettreaktor mit kugelfoermigen Siran(R)-Formkoerpern als Traegermaterial stabil immobilisiert werden. Ueber einen Zeitraum von 6 Monaten konnte bis zu einer Raumbelastung von 44 mg/L x d und einer Verweilzeit von 1,6 Tagen eine 100 prozentige Elimination der Monochlornitrobenzole und ein AOx-Abbau von bis zu 90 Prozent erreicht werden. Auf der Suche nach geeigneten Mikroorganismen fuer den Abbau von 1-CL-2,4-DNB wurde im Labor ein Altlastenstandort simuliert. Dabei wurde eine Mischung aus TNT-kontaminierter Erde und Gartenerde regelmaessig mit 1-CI-2,4-DNB haltigen Naehrmedium befeuchtet. Nach einem Jahr konnte aus dieser Erde eine abbaufahige Mischkultur isoliert werden. Der Abbau verlief nur cometabolisch mit einer leichter abbaubaren Kohlenstoff- und Stickstoffquelle ueber eine Reduktion zu den beiden Metaboliten 2-Chlor-5- und 4-Chlor-3-nitroanilin. Konzentrationsabhaengig wurde in Schuettelkolben innerhalb von 1 bis 2 Tagen ein Abbaugrad von 100 Prozent in bezug auf die Substrateingangskonzentration und innerhalb von 3 Tagen ein Abbaugrad von 33 bis 73 Prozent in bezug auf die Chloridfreisetzung erzielt. In einem Wirbelschichtreaktor mit aktivkohlehaltigen Schaumstoffwuerfeln als Immobilisierungsmaterial betrug die Elimination unter Dechlorierung 42-66 Prozent bei einer Verweildauer von bis zu 4 Tagen und einer Belastung mit 1-CI-2,4-DNB von 50 mg/L.