Koralmbahn Graz - Klagenfurt Deutschlandsberg - St. Andrä ...

ÖBB Infrastruktur Bau AG 

Koralmbahn Graz - Klagenfurt 

Deutschlandsberg - St. Andrä 

Versinterungsversuche Testfeld EKT Paierdorf 

und Mitterpichling 

G10958 

Hydrogeochemische und mineralogische 

Untersuchungen zur Versinterung 

August 2009 

Institut für Angewandte Geowissenschaften 

Technische Universität Graz, A-8010 Graz, Rechbauerstraße 12

ÖBB-Infrastruktur Bau AG 

Koralmbahn Graz – Klagenfurt, Deutschlandsberg – St. Andrä 

Versinterungsversuche Testfeld EKT Paierdorf und Mitterpichling 

Auftrag Nr.: G10958 Seite 1 

Gliederung 

Kurzfassung 2 

1 Einleitung 5 

2 Methodik 7 

2.1 Aufbau der Testfelder und Untersuchungskonzepte 7 

2.2 Analytik 14 

2.2.1 Analytik der wässrigen Lösungen 14 

2.2.2 Festkörperanalytik 15 

2.2.3 Isotopenanalyse 16 

3 Charakteristische Tunnelwässer in den Testfeldern 17 

4 Ergebnisse und Diskussion 19 

4.1 Neugebildete Festkörper 19 

4.2 Zusammensetzung der wässrigen Lösungen 21 

4.2.1 Testfelder 1, 1i und 2i 23 

4.2.1.1 Versuch zur Anreicherung mit Spritzbeton 26 

4.2.1.2 Versuch zur Anreicherung mit Ca(OH)2 Lösung 27 

4.2.2 Testfeld 2 29 


4.2.4 Stabile Isotope des Kohlenstoffs 34 

4.3 Bilanzierung der Ablagerungen 36 



5 Schlussfolgerung 39 

6 Literatur 41 

7 Anhang 

R:\600-699\655\ENDBER655.doc 

Institut für Angewandte Geowissenschaften, TU Graz





Kurzfassung 

Im Erkundungsstollen Mitterpichling/Paierdorf wurden von April 2008 bis Februar 

2009 insgesamt fünf Testfelder zur Simulation des geplanten Drainagesystems im 

Koralmtunnel installiert und regelmäßig beprobt. Drei Testfelder (1, 2 und 3) wurden 

mit Tunnelwässern unterschiedlicher chemischer Zusammensetzung beschickt. In 

den zwei weiteren Testfeldern (1i und 2i) wurde die Funktionsweise der geplanten 

flüssigen Härtestabilisierung untersucht. 

Die umfangreichen Analysen zeigten grundsätzlich drei Wassertypen, die aufgrund 

ihrer chemischen Zusammensetzung charakterisiert werden können. Der Wassertyp 

1 (Testfeld 1) ist durch moderat alkalische pH-Werte bei zumeist hohen Fließraten 

gekennzeichnet. Demgegenüber steht der Wassertyp 2 (Testfeld 2) mit hohen pH- 

Werten bei geringen Fließraten. Wassertyp 3 (Testfeld 3) stellt typisches 

Grundwasser dar, welches noch keine nennenswerten hydrochemischen 

Veränderungen durch Spritzbetonkontakt aufweist. Zudem konnten bei diesen 

Wässern erhöhte Gehalte an Eisen nachgewiesen und auch in Form von 

Ausfällungen beobachtet werden. Letzterer tritt insbesondere direkt an den 

Spritzbeton-Tunnelwandungen auf und liefert frische Abscheidungen von 

Kalziumkarbonat. 

Abbildung 1: Lage der Testfelder und Zuordnung der einzelnen Wassertypen. 

i = Testfelder mit Inhibitorzugabe. 






Im Vergleich zu dem Bergwasser des Typs 3 zeigen die Wässer des Typs 2 die 

größten Veränderungen in Bezug auf die Lösungsinhaltsstoffe. Dies wird durch den 

intensiven Kontakt des Bergwassers mit den Zementphasen des Spritzbetons 

hervorgerufen. Indikatoren dafür sind die Abnahme der Magnesium- und 

Sulfatgehalte durch die Bildung von Bruzit [Mg(OH)2] und Sulfatmineralen (z.B. 

Ettringit) direkt am Spritzbeton. Andererseits nimmt z.B. die Konzentration der 

Alkalien und des Strontiums (Spurenelement) durch die Auflösung von 

Zementkomponenten zu. Die in Zusammenhang damit beobachtete Zunahme des 

pH-Wertes wird zu einem wesentlich Teil durch die Auflösung des Minerals Portlandit 

[Ca(OH)2] bewirkt. Die entstehenden alkalischen Lösungen sind in der Lage 

zusätzlich Kohlendioxid aus der Atmosphäre aufzunehmen. Gleichzeitig kommt es 

bei diesem Prozess zu einer Anreicherung der Wässer mit Kalzium, sodass bei 

diesen Wässern ein hohes Versinterungspotential besteht und größere Mengen an 

Kalziumkarbonat abgeschieden werden können. 

Der Wassertyp 1 kann zum einen als eine Mischung zwischen dem ursprünglichen 

Grundwasser (Typ 3) und Wässern des Typs 2 entstehen. Eine weitere Möglichkeit 

der Entstehung des Wassertyps 1 stellt ein moderater Kontakt des Bergwassers mit 

den Zementphasen des Spritzbetons dar, z.B. bei hohen Fließraten. Die Wässer des 

Typs 1 liefern somit im Gegensatz zum Grundwasser und dem Wassertyp 2 zumeist 

intermediäre Konzentrationen an gelösten Inhaltsstoffen. 

Signifikante Abscheidungen traten innerhalb des Versuchszeitraumes von etwa 10 

Monaten in den Testfeldern 2 und 3 auf, die jeweils mit hochalkalischem (Typ 2) und 

eisenhaltigem Wasser (Typ 3) beschickt wurden. Im ersten Fall bestanden die 

Ablagerungen erwartungsgemäß aus dem Mineral Kalzit (CaCO3) in Form von 

weißlichem Kalkschlamm und -krusten. Im Testfeld 3 kam es zur Bildung von 2L 

Ferrihydrit und amorphem Eisenoxidhydroxid in Form eines rötlichen Schlammes. 

Das vorgefundene schlammartige Material kann im Gegensatz zu den Kalkkrusten 

über den kontinuierlichen Wasserdurchfluss grundsätzlich leichter aus der 

Drainagesystem ausgetragen werden und trägt daher untergeordnet zu einer 

Reduzierung der Drainagefunktion bei. Die übrigen drei Testfelder, die mit moderat 

alkalischer Lösung (Testfeld 1) beschickt und mit Härtestabilisierung konditioniert 

wurden (Testfeld 1i und 2i), weisen eine zu den Wässern im Testfeld 2 deutlich 






geringere Übersättigung an Kalzit auf und zeigten keine Bildung von Kalkkrusten und 

nur vereinzelt, sehr geringe Mengen an eingetragenen Feststoffen. 

Die im Erkundungstollen Mitterpichling/Paierdorf dominanten Tunnelwässer des Typs 

1 und 3 besitzen im Vergleich zu typischen Grundwässern aus Karbonatregionen 

geringe Gehalte an gelöstem Kalzium und Bikarbonat. Dies bewirkt grundsätzlich ein 

geringes Potential für die Entstehung von Karbonatversinterungen im 

unbeeinflussten System für diesen Tunnelabschnitt. Ein signifikantes 

Versinterungspotential ergibt sich jedoch für die hochalkalischen Wässer des Typs 2, 

die im Tunnel zwar in deutlich geringerem Umfang, aber über den gesamten 

Projektzeitraum angetroffen wurden und auch in weiterer Folge zu erwarten sind. 

Zudem ergaben Modellierungen und Mischungsversuche, dass bereits geringe, im 

unteren Prozentbereich liegende Zumischungen der Typ 2 Wässer zu den Wässern 

des Typs 1 und 3 zur Bildung von signifikanten Mengen an Kalzitabscheidungen 

führen können. Eine Härtestabilisierung ist daher grundsätzlich empfehlenswert. Die 

geeignete Dosierung des in den Teststrecken angewendeten flüssigen 

Härtestabilisators stellt insbesondere bei geringen Durchflussraten eine große 

Herausforderung für den Betreiber der Dosierungsanlagen dar. Die Versuche in den 

Testfeldern zeigten, dass eine Überdosierung zur Bildung von schleimartigen 

organischen Abscheidungen führt. Die Überdosierung ergab sich über zu hohe 

Initialdosierungen und Anreicherungen des Inhibitors durch das verwendete 

Rückflusssystem. Derartige Abscheidungen konnten durch Reduzierung der 

Dosierung vermieden, beziehungsweise nachträglich deutlich reduziert werden. 

Die Notwendigkeit einer Härtestabilisierung hängt wesentlich von der Entwicklung 

der Zusammensetzung der Tunnelwässer ab. Daher wird ein Monitoring der 

Lösungszusammensetzung über die Zeit angeraten. Unter Beachtung der jeweiligen 

Vorgaben eines Tunnelsystems können die Wechselwirkungen mit den 

Zementphasen über geeignete Kenngrößen (z.B.: pH, Alkalien, Sulfat, Kalzium, 

Magnesium, Strontium, stabile Isotope) quantifiziert werden und damit Prognosen für 

das Versinterungspotential liefern. Ferner ist davon auszugehen, dass eine Analyse 

der Zusammensetzung der abgeschiedenen Kalzithorizonte zeitaufgelöste Aussagen 

über die Entwicklung des Versinterungsumfeldes ermöglicht. 






In einem Eluationsversuch wurde der Anreicherungszylinder von Testfeld 1 mit 5 kg 

feingemahlenem Spitzbeton - hergestellt gemäß aktueller eluationsarmer 

Zementrezeptur bezüglich Kalziumhydroxid - bestückt. Analysen der Tunnelwässer 

aus dem Testfeld in den darauffolgenden Tagen zeigten innerhalb des untersuchten 

Zeitabschnittes keine Veränderung hinsichtlich der Lösungszusammensetzung. Das 

Zement-Wasser Verhältnis ist bei hochalkalischen Tropfwässern, die aus dem 

Spritzbeton austreten jedoch um ein vielfaches höher. Um detaillierte Aussagen über 

das Eluationsverhalten der ausgewählten Rezeptur zu erhalten, müssen 

Langzeitversuche über die Auslaugung bei geringen Fließraten durchgeführt werden. 

1 Einleitung 

Der 32,8 km lange und zweiröhrige Koralmtunnel mit einer Überlagerung von bis zu 

1200m ist als drainierter (druckwasserentlasteter) Tunnel geplant. Eine Reduzierung 

des Instandhaltungsaufwandes der Drainagesysteme in den Tunnels war eine 

wesentliche Planungsvorgabe bei diesen Untersuchungen. Entsprechende 

vorgezogene Untersuchungen zeigten, dass die Reinigung eines üblichen 

Drainagesystems mit Längsentwässerungsleitung und Ulmendrainagen zeitlich den 

weitaus größten Anteil an der Instandhaltung und damit auch einen erheblichen 

Anteil an den Erhaltungskosten des Koralmtunnels ausmachen würde. Der Bauherr 

äußerte deshalb den Wunsch, auf die ansonsten zur Bergwasserfassung üblichen 

Ulmendrainagen zu verzichten und dadurch die Gesamtlänge der Drainageleitungen 

auf weniger als ein Drittel zu reduzieren. Zusätzlich stellte die weitestgehende 

Minimierung des Regelquerschnittes erhöhte Anforderungen an die planerische 

Lösung (siehe Mussger und Ludwig, 2008). 

Bei der Errichtung der EKT Mitterpichling und Paierdorf zeigte sich, dass bereits 

nach kurzer Zeit sowohl in der Sohldrainage als auch den Ableitungen massive 

Ablagerungen zu verzeichnen waren. Dieser Umstand verdeutlicht bereits, dass den 

Untersuchungen zur Sinterthematik sehr große Aufmerksamkeit zu schenken ist. 






Dies führte auch dazu, dass durch den Bauherrn entsprechende Untersuchungen in 

Auftrag gegeben wurden. 

Abbildung 2: Ablagerungen in einer Wasserableitung aus dem EKT Mitterpichling 

(Quelle: ÖBA, Dipl.-Ing. Sellner) 

Im Längenschnitt weist der Koralmtunnel ein Dachprofil auf, wobei der Hochpunkt 

etwa 19 km vom Ostportal und etwa 14 km vom Westportal situiert ist. Das Gefälle 

beträgt zum Ostportal 5,44 ‰ und zum Westportal 3,00 ‰. Der Koralmtunnel wird zu 

etwa 2/3 im kontinuierlichen Vortrieb mit Tunnelvortriebsmaschinen und zu etwa 1/3 

im zyklischen Vortrieb aufgefahren. 

Im Endausbau soll der Tunnel zwei getrennte Entwässerungssysteme erhalten. Ein 

„Bergwasserdrainagesystem“ sowie ein System für die Ableitung von 

Fahrraumwässern, wie Schlepp- oder Störfallwässer. Zusätzlich besteht die 

Möglichkeit größere, während des Vortriebs angetroffene, Quellwasserzutritte in 

einer eigenen Rohrleitung zu fassen und für eine allfällige Nutzung getrennt 

auszuleiten. 

Seitens der ÖBB Infrastruktur Bau AG erging der Auftrag an das Institut für 

Angewandte Geowissenschaften und an die Joanneum Research Forschungs GmbH 

die Funktionstüchtigkeit des geplanten „Bergwasserdrainagesystems“ (Mussger und 

Ludwig, 2008) in Bezug auf die Versinterungsanfälligkeit zu untersuchen. Von 

Anfang Juni 2008 bis Februar 2009 wurden die dazu notwendigen Vorarbeiten und 

Versuche im Erkundungsstollen Mitterpichling/Paierdorf durchgeführt. Diesbezüglich 






wurden mit den ÖBB Partnern im obigen Erkundungsstollen fünf Testfelder installiert, 

die das geplante Drainagesystem simulierten. Diese wurden im Verlauf des 

Projektzeitraumes mit unterschiedlichen Berg- bzw. Tunnelwässern beschickt. 

Zusätzlich zur Einschätzung der Versinterungsgefährdung wurde in diesen 

Testfeldern auch die Dosierung von Polyasparaginsäure zur Härtestabilisierung 

untersucht. Die Felder wurden ab Mitte Juni 2008 in etwa monatlichen Abstand bei 

unterschiedlichen Bedingungen beprobt und die Wasser- und Festkörperproben 

anschließend im Labor analysiert. 

2 Methodik 

2.1 Aufbau der Testfelder und Untersuchungskonzepte 

Die Funktionsweise des geplanten Drainagesystems und der sich hieraus ergebende 

Aufbau der Testfelder sind in Mussger und Ludwig (2008) und Sellner (2008) 

detailliert beschrieben. Im Folgenden ist der prinzipielle Aufbau der Testfelder, 

fokussierend auf die durchgeführten Untersuchungen, zusammenfassend dargestellt. 

Da unterschiedliche Beprobungen bei den einzelnen Testfeldern geplant waren, 

mussten entsprechende Ableitungen und Anreicherungszylinder entwickelt werden. 

Dadurch war es möglich, bei allen Testfeldern in unterschiedlichen Abschnitten 

Wasserproben zu gewinnen und durch die Installation von Anreicherungszylindern 

unterschiedliche Varianten (z.B. Zugabe von Spritzbetonproben) zu simulieren. Vor 

Installation der einzelnen Anreicherungszylinder samt Ab- und Umleitungsleitungen 

wurden gemäß den bekannten anfallenden Wassermengen Vorversuche der 

hydraulischen Bedingungen durchgeführt. 

In der nachfolgenden Abbildung 3 sind diese Vorversuche am Institut für 

WasserRessourcenManagement dargestellt. Dabei hat sich gezeigt, dass vor allem 

bei geringen Fließraten eine mengenmäßig gleiche Aufteilung der anfallenden 

Wassermengen auf zwei Testfelder nicht möglich ist. Die aufgrund der geringen 






Wassermengen notwendigen engen Leitungsquerschnitte zeigten, dass offensichtlich 

aufgrund von Reibungseinflüssen udgl. keine regelmäßigen Fließraten in beiden 

Ableitungen erreicht werden konnten. Auf Basis dieser Erkenntnisse wurde das 

Untersuchungsprogramm in Hinblick auf Beschickung der einzelnen Testfelder 

entsprechend modifiziert. 

Diese vorab durchgeführten Fließversuche haben sehr deutlich gezeigt, wie 

wesentlich eine genaue Planung derartiger Versuche schon im Vorfeld ist. 

Entsprechende Umrüstungen an den Leitungen und Beprobungsauslässen im 

Tunnel selbst hätten nur mit großen Schwierigkeiten umgesetzt werden können und 

hätten sicherlich gewisse Zeit- und Informationsverluste nach sich gezogen. 

Abbildung 3: Vorversuche an den Ableitungsanlagen und Anreicherungs-zylindern 

Die im Erkundungsstollen installierten Testfelder der geplanten Drainage im 

Koralmtunnel bestehen aus einer untenliegenden Betonplatte (ca. 4m x 1m x 25cm), 

auf der eine Noppenfolie mit ca. 20 mm Noppenhöhe verlegt ist. Darüber wurde 

wiederum eine Betonplatte (ca. 4m x 1m x 15cm) betoniert. Die Abbildung 4 und 

Abbildung 5 zeigen einen Querschnitt sowie Längsschnitt durch ein Testfeld. Die 

Betonsorte ist jener identisch, welche für den späteren Sohlbeton verwendet wird 

[C25/30 (56) / IS / RRS gemäß Richtlinie Innenschalenbeton Tabelle 3/2]. Die Höhe 






der Noppenfolie von ca. 20 mm ermöglicht einen Wasserabfluss von etwa 10 l/s pro 

Meter Noppenfolie. 

Beidseitig wurde dieses "Sandwich" mit einer Plexiglasscheibe luftdicht verschlossen 

(Abbildung 6). Optische Inspektionen der Flächendrainage sowie Probennahmen 

sind somit möglich. Die Testfelder haben eine Längsneigung von ca. 2% und wurden 

im Bereich der Wassergräben so situiert, dass hierdurch keine Behinderungen des 

Baustellenverkehrs stattfinden. 

Die Zuführung des Wassers im Tunnel in die Testfelder erfolgte an ausgewählten 

Stellen am Nordulm durch Ableiten von bereits vorhandenen Abschlauchungen 

(Zutritt bzw. Testfeld 3; Abbildung 8) oder durch Sammeln von Wässern am 

Spritzbeton mittels aufgebrachten Filtervliesflächen, welche möglichst luftdicht mittels 

einer hohlraumseitig angebrachten PVC-Abdichtung (Tunnelfolie) am Spritzbeton 

angeschlossen wurden (Testfelder 1 und 2; Abbildung 7). Die Auswahl der zu 

untersuchenden Abschnitte erfolgte im Rahmen eines Vorprojektes. Atmosphärischer 

Kontakt der gesammelten Lösungen konnte so weitestgehend vermieden werden. 

Der Zutritt 3 zum Testfeld 3 repräsentiert aufgrund seiner hydrochemischen 

Zusammensetzung das Porengrundwasser des Untersuchungsabschnittes. 

Nach Eintrag in das jeweilige Testfeld durchströmen die unterschiedlichen 

Tunnelwässer die Flächendrainage und werden an dem gegenüberliegenden Auslauf 

des Testfeldes in einer Sammelleitung (ca. 10 x 10 cm; siehe Abbildung 6) gefasst 

und ausgeleitet. Die Sammelleitung ist einseitig geöffnet und ermöglicht einen 

bedingten atmosphärischen Kontakt (Simulation des Hauptsammlers Koralmtunnel; 

Sellner, 2008). 

Es ist zu erwarten, dass sich die Bergwässer nach dem Innenausbau durch den 

längeren Kontakt im Sickerweg der Abdichtung mit dem vergleichsweise „jungen“ 

Beton des Abdichtungsträgers noch "aufladen" und somit ein höheres 

Versinterungspotential erlangen könnten. Dies wurde in einem Versuch im Testfeld 1 

simuliert, in welchem das Tunnelwasser nach der Abschlauchung vom Ulm durch 

einen mit repräsentativen Spritzbeton-Brocken gefüllten „Anreicherungszylinder“ 






geführt und danach in das Testfeld eingeleitet wurde (siehe Abbildung 5). Die 

Reaktionen in dem Anreicherungszylinder simulieren somit längeren bzw. 

intensiveren Kontakt des Bergwassers mit dem Spritzbeton und eine längere 

Verweildauer der Lösung am Filtervlies. 

In einem weiteren Versuch wurde das Tunnelwasser vor Einlauf in das Testfeld 1 mit 

einer hochkonzentrierten Kalziumhydroxid-Lösung im Anreicherungszylinder 

gemischt. Dies simuliert einen extrem intensiven Kontakt des Bergwassers mit dem 

Spritzbeton (Auflösung von Portlandit) oder auch grundsätzlich eine Mischung des 

Wassertyps 1 und 2 in der Drainage. 

In den Testfeldern 1i und 2i wurde das geplante Verfahren zur Härtestabilisierung 

getestet. Dabei kam ein Präparat zur Flüssigkonditionierung mit dem Namen 

„Baypure DS 100/40“ zum Einsatz. Es handelt sich dabei um eine Natrium- 

Polyasparat-Lösung. Das Wirkungsprinzip beruht auf der bevorzugten Adsorption der 

Polyasparaginsäure (PA) an CaCO3 Kristallisationskeimen und der Kristalloberfläche 

des Kalzits, wodurch ein weiteres Kristallwachstum behindert werden kann. Testfeld 

1i wurde ausschließlich mit PA dotiertem Wasser aus dem Testfeldes 1 beschickt. 

Testfeld 2i ist mit einer Mischung der PA dotierten Wässer aus Testfeld 1 und 2 

beschickt worden (siehe Abbildung 8). Die PA Dotierung erfolgte mittels 

Dosierpumpen. Da Bergwasserzutritte lokal und temporär variieren können und 

andererseits nicht jeder einzelne Zutritt mittels geeigneter Dotierung diskret 

beaufschlagt werden kann, wurde ein so genanntes „Rückführsystem“ entwickelt 

(Fabri et al., 2008), welches auch für den Koralmtunnel angedacht ist. Die 

Umsetzung dieses Konzeptes für die Testfelder 1i und 2i ist in der Abbildung 8 

dargestellt. Das Drainagewasser wird über die Sammelleitung zusammengeführt und 

nach Dotierung mit Härtestabilisator (DA1 und DA2) mittels Wasserpumpen (P) in die 

Testfelder 1i bzw. 2i gepumpt. So ergibt sich ein „quasi“ interner Kreislauf für die 

Testfelder 1i und 2i mit Überlauf. Das überschüssige Wasser wird im Tunnel 

abgeleitet. 

Neben der oben dargestellten Dosierung eines flüssigen PA Produktes kann eine 

Härtestabilisierung auch über den Einsatz von Polysuccenimid Tabletten erfolgen. 






Die Auflösungsgeschwindigkeit bzw. der Zerfall von Polysuccenimid zu PA nimmt bei 

Anstieg des pH-Wertes zu. Dies ermöglicht eine Art selbstregulierende Dosierung 

von PA, da die Abscheidung von Kalzit insbesondere bei hohen pH-Werten relevant 

ist. Dieses Konzept ist über eventuell zusätzliche initiale Zugaben von 

Polysuccenimid Tabletten für den Koralmtunnel angedacht. 

Bergwasserabschlauchung 

(luftdicht) 

Auffüllung mit Filterkies 

(Sauberkeitsschicht) 

Durchleitung 

Wassergraben 

Anreicherungszylinder 

(SpB) 

Sohlplatte 15cm, B = 1,0 m 

Noppenfolie 

Sohlgewölbebeton 20cm, B = 1,0m 

(Schlitz seitlich mit Plexiglas verschlossen) 

Querausleitung ca. 2% Gefälle 

1,00 m 

Abbildung 4: Testfeldquerschnitt 






Abdichtung 

Simulation Hauptsammler 

(Querausleitung 10 x 5 cm) 

Noppenfolie 

2% Gefälle 

" Sohlplatte" C 25/30 WDI; 15 cm + 2 Lg. AQ82 

"Sohlgewölbebeton" C 25/30 (56) / IS / RRS); 20 cm + 2 Lg. AQ82 

Auffüllung mit Filterkies 

(Sauberkeitsschicht) 

Abbildung 5: Testfeldlängsschnitt 

PVC-Folie 

Vlies 

Bergwasserabschlauchung 

(luftdicht) 

Durchleitung Wassergraben 

4,00 m 

Anreicherungszylinder 

(SpB) 

ca. 50 - 80 dm³ 

Abbildung 6: Fertigteil nach Montage der Plexiglasscheiben. Zwischen Ober- und 

Unterteil ist die eingelegte ca. 20 mm hohe Noppenfolie 

(Flächendrainage) zu erkennen. Der Sammelkanal am unteren Ende 

leitet die Wässer aus dem Testfeld aus. 






Abbildung 7: Fertige Installation des Testfelds 2.; Wasserweg vom Flächenfilter 

am Spritzbeton-Ulm (links oben) über einen Anreicherungszylinder 

(Mitte) in das Testfeld und durch die Flächendrainage zum Auslauf 

(rechts). 

(3) 

Legende: 

DA 

P 

Bio 

Bergwasserzutritt 

Zutritt 3 

Tunnelabschnitt: Mitterpichling Ost Paierdorf West 

Auslauf Bergwasser, Sammelleitung (DN 100) 

Dosierleitung 

Rückführung (Mischwasser) 

Dosieranlage: 

Rückführungspumpe 

ggf. Zugabe organischer Ablagerungen 

Zutritt 2 

P2 P1 

(2i) (2) 

Zutritt 1 

(1) (1i) 

Abbildung 8: Schematische Ansicht der Testfeldanordnung mit Fließrichtungen 

und Härtestabilisierungssystem 

Bio 

DA2 DA1 

Beaufschlagung Prüfstände: 

1: Bergwasser 1 (50%), keine HS 

1i: Bergwasser 1 (50%) und Rückführung 

2: Bergwasser 2 (100%) 

2i: nur Rückführung 

3: Bergwasser 3 






2.2 Analytik 

2.2.1 Analytik der wässrigen Lösungen 

Die entnommenen Wasserproben wurden vor Ort mit einem Membranfilter (0,45 µm; 

Zelluloseacetat) bei Überdruck filtriert. Anschließend wurden die Proben zur 

Bestimmung der Anionen- und Kationengehalte in separate PE-Flaschen (30ml) 

abgefüllt. Die Wasserproben für die Kationenbestimmung wurden vor Ort mit 

mehrfachdestillierter konzentrierter Salpetersäure (65 %) auf 2% angesäuert. Für die 

Bestimmung der Alkalinität wurden gasdichte Glasflaschen (250ml) verwendet. 

In situ Parameter 

Die Temperatur, der pH-Wert und die elektrische Leitfähigkeit wurden vor Ort in 

einem separaten PE Gefäß in der unfiltrierten Rohprobe bestimmt. Die 

Schüttungsmessungen erfolgten mittels Messgefäß und Stoppuhr. Die Messung der 

Temperatur und der elektrischen Leitfähigkeit erfolgte mit einem kombinierten 

Temperatur– Leitfähigkeitsmessgerät der Firma WTW (Typ - 315i). Der pH-Wert ist 

mit einem WTW Gerät (Typ 330i) unter Verwendung einer Elektrode (WTW: Typ 

SenTix41) erfasst. Die Kalibrierung der pH - Messkette erfolgte über eine 

3 Punktkalibrierung mit zertifizierten Pufferlösungen bei pH 4, 7 und 10 (Messfehler: 

±0,03 pH-Wert Einheiten). 

Bestimmung der gelösten Kationen und Kieselsäure 

Die Bestimmung der gelösten Kationen erfolgte mit der „Inductively Coupled Plasma 

Optical Emission Spectrometry“ (ICP-OES). Die Messungen wurden mit dem Modell 

„Perkin Elmer Optima 4300 DV“ durchgeführt. Die Kationenbestimmung (Al, Ba Ca, 

Fe, K, Li, Mg, Mn, Na, Si, Sr etc.) erfolgte in den angesäuerten Proben. Bestimmt 

wurden sowohl die Haupt- und Nebenelementkonzentrationen der Kationen mittels 

axialen Messverfahrens. Richtigkeit und Reproduzierbarkeit der Analysenergebnisse 

ist durch die Verwendung von Standardlösungen zur Kalibrierung und internem 

Standard erreicht worden (Messfehler: 2%). 






Bestimmung der Anionen 

Die Analysen der Anionengehalte wurden mittels Ionenchromatographie (IC-Dionex 

600) durchgeführt. Die Nachweisgrenzen für die analysierten Komponenten (F-, Cl-, 

SO4 2- , NO3 - und PO4 3- ) liegen bei ca. 10 ppb. Der Analysefehler liegt bei 2%. 

Alkalinität 

Die analytische Bestimmung der Alkalinität erfolgte über eine potentiometrische 

Titration mit 0,05n HCl („Titroline Alpha plus“, Schott; pH-Elektrode, WTW Sentix 41). 

Typischerweise war in den vorliegenden Wässern zumeist das Bikarbonat-, das 

Karbonat- und Hydroxid-Ion von entscheidender Bedeutung für die Alkalinität. Für die 

Gesamtalkalinität ergibt sich demnach die Gleichung 

− 

2− 

− 

AT ( meq / l) 

= [ HCO3 

] + 2[ 

CO3 

] + [ OH ] 

1 

Die Speziesverteilung im Karbonatsystem wurde mit dem Programm PHREEQC 

ermittelt. 

2.2.2 Festkörperanalytik 

Röntgendiffraktometrie 

Die Röntgendiffraktometrie ermöglichte die Analyse des qualitativen 

Mineralbestandes. Die Messungen wurden mit „PW 1840“ Gerät der Firma Philips 

(Co; 40 kV; 30 mA) im 2θ Bereich zwischen 4° und 85° mit einer Schrittweite von 

0,02° durchgeführt. 

Infrarotspektroskopie 

Die Analytik mittels Infrarotspektroskopie beruht auf dem Prinzip, dass Moleküle 

elektromagnetische Wellen bestimmter Frequenzbereiche absorbieren. Beim 

Spektrum 100 (Perkin Elmer) erfolgt die Messung im mittleren Infrarotbereich bei 

einer Wellenzahl von 400 - 4000 cm -1 . Anhand von Referenzspektren bekannter 






Substanzen können Minerale über charakteristische Absorptionsbanden identifiziert 

werden. 

Säureaufschluss 

Die in den Testfeldern entnommenen Abscheidungen wurden getrocknet und 

gemahlen und anschließend in 2%iger (Karbonate) oder 10% HNO3 

(Eisenoxidhydroxide) gelöst. Nach einer Reaktionszeit von 48 Stunden wurde der 

Aufschluss mit einem Membranfilter (0,45μm) filtriert. Die Bestimmung der 

Elementkonzentrationen erfolgte mittels ICP-OES. 

2.2.3 Isotopenanalyse 

Für die vorliegende Fragestellung sind die stabilen Isotope des Kohlenstoffs von 

besonderem Interesse. Im vorliegenden Fall wurden die δ 13 CDIC-Werte der Lösungen 

(DIC: Dissolved Inorganic Carbon) aus den verschiedenen Testfeldern analysiert. 

Der δ 13 C-Wert gibt die Abweichung der gemessenen Probe vom Standard (VPDB) in 

‰ an. VPDB ist die Hauptreferenz für die Messung natürlicher Variationen des 

Kohlenstoff-13-Isotopengehalts. Es handelt sich dabei um ein Kalziumkarbonat aus 

einem kreidezeitlichen Belemnit der Pee-Dee Formation in South Carolina (USA). 

δ 13 C-Werte größer als 0 ‰ bedeuten, dass die Probe im Verhältnis zum Standard an 

schweren Isotopen ( 13 C) angereichert ist. Bei negativen δ 13 C -Werten ist die Probe 

an dem leichten Isotop ( 12 C) gegenüber dem Standard abgereichert. Die Messungen 

wurden mit einem Massenspektrometer des Typs Finnigan DELTAplusXP, gekoppelt 

mit einer Gasbench II, am Institut für WasserRessourcenManagement des 

Joanneum Research Graz, durchgeführt. 






3 Charakteristische Tunnelwässer in den Testfeldern 

Aufgrund von Voruntersuchungen der Tunnelwässer des EKT 

Mitterpichling/Paierdorf und den Gegebenheiten vor Ort – Sicherstellung des 

problemlosen Baubetriebs - wurden für die zu untersuchende Problematik 

charakteristische Wasserzutritte ausgewählt (siehe auch Sellner et al., 2008). 

Folgende Bereiche wurden auf Basis der hydrochemischen Untersuchungen für die 

Installation der Testfelder entsprechend Tab. 1 festgelegt. Der Index i steht für 

Inhibitor und bezeichnet diejenigen Testfelder, an welchen die Zugabe des 

Härtestabilisators (siehe auch Abschnitt 2.1) erfolgte: 

• Testfeld 1 und 1i: EKT Paierdorf West Station ca. 593 m; lokale Tropfwässer bis 

schwach rinnende Wässer; schwachalkalisches Mischwasser 

• Testfeld 2: EKT Mitterpichling Ost Station ca. 2.410 m; lokale Tropfwässer bis 

schwach rinnende Wässer; hochalkalisches Mischwasser 

• Testfeld 2i: Mischwasser aus Testfeld 1 und 2 

• Testfeld 3: EKT Mitterpichling Ost Station ca. 2.360 m; Abschlauchungen mit 

größerem Wasserandrang; eisenreiches „Bergwasser“ 

Das Testfeld 1 wurde mit einer Lösung beschickt, die in ihrer Zusammensetzung 

typischen Mischwässern der Sammelleitung in dem Erkundungsstollen entspricht 

(Typ 1). Ein leicht erhöhter pH-Wert sowie gegenüber dem Bergwasser erhöhte 

Kaliumgehalte sprechen für eine moderate Interaktion der Lösung mit der 

Spritzbetonauskleidung des Tunnels. 






Tab. 1 Chemische Kenngrößen der Wässer für die Testfelder 

Angaben in mg/l. Analyseergebnisse der Beprobung vom 18.6.2008. Die 

kompletten Analysenergebnisse sind im Anhang dokumentiert (Tabs. 1-A 

bis 8-A). 

pH [Ca 2+ ] [K + ] [Mg 2+ ] [Na + ] [HCO3 - ] [Cl - ] [NO3 - ] [SO4 2- ] 

TF 1 9,3 16,1 5,9 2,9 11,4 105,5 0,9 1,5 5,4 

TF 2 11,2 38,3 17,6 0,7 16,1 162,7 1,0 0,5 3,4 

TF 3 7,3 17,8 1,8 5,1 10,4 107,6 0,9 - 8,0 

Testfeld 2 repräsentiert gemäß der Zusammensetzung hochalkalische Wässer, die 

typischer Weise bei intensivem Spritzbetonkontakt im Tunnel entstehen und zu den 

unerwünschten Folgeerscheinungen der Karbonatsinterbildung führen (Typ 2). 

Neben sehr hohen pH-Werten sind gegenüber dem Bergwasser erhöhte Kalziumund 

Kalium- sowie geringe Magnesiumkonzentrationen für derartige Lösungen 

kennzeichnend. 

Für das Testfeld 3 stand typisches „Bergwasser“ zur Verfügung (Typ 3). Die Lösung 

weist gegenüber der Atmosphäre erhöhte CO2 Partialdrücke auf und ist an Kalzit 

untersättigt. Erhöhte Eisenkonzentrationen (siehe auch Tab. 7-A) führen jedoch zu 

Verockerungen, deren Auswirkung Teil der Fragestellung hinsichtlich der 

Funktionstüchtigkeit des Drainagesystems ist. 






4 Ergebnisse und Diskussion 

4.1 Neugebildete Festkörper 

Die Testfelder 1, 1i und 2i waren während des gesamten Versuchszeitraums 

praktisch frei von Ablagerungen. Es konnten in geringem Umfang lediglich detritisch 

eingetragene Partikel beobachtet werden. Allerdings wurde bei den Feldern mit 

Inhibitorzugabe (1i und 2i) durch anfängliche Überdosierung der Härtestabilisierung 

die Bildung schleimiger organischer Ablagerungen beobachtet. 

Die genaue Zusammensetzung der Feststoffe von Testfeld 2 ist in Tab. 2 

angegeben. Grundsätzlich kann zwischen den Ablagerungen im Schlauch direkt 

nach dem Anreicherungszylinder (In) und denen am Auslauf des Testfeldes (Out) 

unterschieden werden (siehe Abbildung 5). Die Ablagerungen bestehen am Eintritt 

des Testfeldes im Mittel aus 94 Gew.-% Kalzit (IN), am Auslauf aus 89 Gew.-% Kalzit 

OUT), wobei die Elemente Magnesium, Strontium und Barium als Neben- und 

Spurenkomponenten durch isomorphen Ersatz in die Kalzitstruktur eingebaut werden 

können und für die Berechung des Kalzitgehaltes (CaCO3* in Tab. 2) 

mitberücksichtigt wurden. Die übrigen Elemente liegen in Form von suspensiv 

eingetragenem Material, zumeist Silikaten und Quarz, vor. Untersuchungen mittels 

FT-Infrarot Spektroskopie und Röntgendiffraktometrie zeigen neben dem Mineral 

Kalzit insbesondere geringe Gehalte an Quarz. Die etwas geringeren Gehalte an 

Karbonat im Auslaufbereich des Testfeldes gegenüber den Ablagerungen im 

Schlauch werden durch „Verunreinigungen“ mit Silikaten und Quarz bewirkt, die 

durch den Abtrag von entsprechenden Komponenten aus oder am Beton im Testfeld 

erhalten werden. 






Tab. 2: Chemische Zusammensetzung der Versinterungen von Testfeld 2 in 

Gewichtsprozent. Über spektroskopische Verfahren identifizierte Minerale 

sind: Kalzit und geringe Anteile von Silikaten und Quarz. IN: nach 

Anreicherungszylinder; OUT: Testfeldauslauf. Unlös.: Unlöslicher 

Rückstand. CaCO3*: Gesamter Kalzit unter Berücksichtigung der isomorph 

eingebauten Elemente Magnesium, Strontium und Barium. 

Bezeichnung 

Datum 

TF2-IN 

6.8.2008 

TF2-IN 

17.12.2008 

TF2-IN 

2.2.2009 

TF2-OUT 

6.8.2008 

TF2-OUT 

17.12.2008 

TF2-OUT 

2.2.2009 

MgCO3 2.08 0.73 0.96 2.43 1.83 2.15 

SrCO3 0.25 0.24 0.23 0.19 0.22 0.21 

BaCO3 0.03 0.03 0.03 0.02 0.03 0.03 

CaCO3 94.68 91.95 90.57 85.24 88.26 85.00 

CaCO3* 97.04 92.94 91.79 87.88 90.34 87.39 

SiO2 0.99 0.27 0.38 1.82 0.80 1.22 

Fe2O3 0.03 0.14 0.19 0.14 0.46 0.86 

Al2O3 0.13 0.03 0.04 0.35 0.14 0.28 

Mn2O3 0.07 0.04 0.05 0.09 0.06 0.14 

Unlös. 1.66 6.30 7.30 9.73 7.95 9.84 

Die generelle geringfügige Zunahme des Magnesiumgehaltes in den 

Karbonatabscheidungen im Testfeldauslauf (Out) gegenüber denen am Eintritt in 

das Testfeld (IN) spiegelt den Reaktionsverlauf bei der Karbonatabscheidung wieder. 

Auf die Entwicklung der Lösungszusammensetzung im Verlauf des Testfeldes wird in 

Abschnitt 4.2 detailliert eingegangen. 

Demgegenüber bestehen die neugebildeten Ablagerungen im Testfeld 3 aus dem 

Mineral 2L Ferrihydrit (vgl. Abbildung 2-A). Dieses amorphe Eisenoxid entsteht 

typischerweise bei der Hydrolyse von dreiwertigem Eisen unter Bedingungen nahe 

der Raumtemperatur und einem pH-Wert nahe dem Neutralpunkt (Schwertmann, 

2000). Die Zusammensetzung derartigen Materials ist dominiert durch dreiwertiges 

Eisen und variable Gehalte an Hydroxygruppen und Sauerstoffatomen sowie H2O. 

Neben Eisen werden in diesen Ablagerungen noch die Elemente Silizium, Phosphor 

und Kalzium in abnehmender Reihenfolge eingebaut. 






4.2 Zusammensetzung der wässrigen Lösungen 

Abbildung 9: Relative molare Komponentendarstellung im Dreiecksplot für die 

Verteilung von Kalium, Magnesium und Eisen. 

Testfeld 1; Testfeld 2; Testfeld 3. 

Die Abbildung 9 zeigt die relative Komponentenverteilung der Testfelder 1, 2 und 3 

im System Kalium – Magnesium – Eisen. Auffällig sind die erhöhten 

Eisenkonzentrationen in Testfeld 3. Demgegenüber spielt der Kaliumgehalt in den 

Wässern von Testfeld 3 eine untergeordnete Rolle. Dies weist Kalium als einen 

hervorragenden Indikator aus, der im Koralmtunnel hauptsächlich über die 

Interaktion von Tunnelwasser mit dem Spritzbeton erhalten wird. Hochalkalische 

Lösungen sind daher stark Kalium-dominiert, während die Wässer von Testfeld 1 als 

Mischung der beiden beschriebenen Wassertypen interpretiert werden können. Die 

Eisengehalte der Wässer von Testfeld 3 beziehen sich auf die filtrierten Proben. 

Kolloidal mitgeführte Eisenpartikel können ein Vielfaches dieser Werte ausmachen 

(siehe auch Kap.4.3). Ursachen für die relative Abnahme des Magnesiums in 

Wässern des Typs 2 gegenüber denen des Typs 1 und 3 sind zum einen die 






potentielle Bildung von Bruzit, aber auch der Einbau von Magnesium in die 

Kalzitstruktur (isomorpher Ersatz) während der Bildung. 

Abbildung 10: Relative molare Komponentendarstellung im Dreiecksplot für die 

Verteilung des gelösten Hydroxids, anorganischen Kohlensstoffs 

(DIC) und Sulfats. 

Testfeld 1; Testfeld 2; Testfeld 3. 

Die Abbildung 10 zeigt die relative Komponentenverteilung der Testfelder 1, 2 und 3 

im System Hydroxid – gelöster anorganischer Kohlenstoff – Sulfat. Die sehr geringen 

Relativgehalte von Sulfat in den hochalkalischen Wässern von Testfeld 2 entstehen 

über die Bildung von Sulfatmineralien (z.B. Ettringit) direkt an der Tunnelwand. Die 

Bergwässer (Testfeld bzw. Typ 3) weisen demzufolge zumeist erhöhte Werte an 

Sulfat auf. Des Weiteren sind Wässer des Typs 2 durch Hydroxidionen (alkalische 

Lösungen) gegenüber dem DIC und dem Sulfat dominiert. Hohe pH-Werte können 

hohe Übersättigungen an Kalzit induzieren und in der Folge über CO2-Absorption zur 

Kalzitabscheidung beitragen. Die DIC Konzentration nimmt über die CaCO3 






Abscheidung ab. In einem gewissen Umfang kann DIC durch die Absorption von CO2 

auch erneut in die stark alkalischen Lösungen eingetragen werden. 

Aus den Abbildungen 9 und 10 ist deutlich zu erkennen, dass das Wasser des 

Testfeldes 1 (Typ 1) als Mischtyp aus Wasser des Typs 2 und 3 angesehen werden 

kann. 

4.2.1 Testfelder 1, 1i und 2i 

Das im Testfeld 1 zutretende Wasser kann gemäß der Zusammensetzung der 

Hauptkomponenten als Ca-Na-HCO3 Wasser charakterisiert werden (siehe Tab. 1-A 

und 2-A). Es zeigt über den gesamten Versuchszeitraum eine nahezu konstante 

Zusammensetzung. Aufgrund der geringen Mineralisation des Wassers und der 

geringen Übersättigung in Bezug auf den Kalzit (SIKalizt = 0,4 bis 0,9), wird in diesem 

Testfeld keine Kalzitausfällung beobachtet. Die Abnahme des pH-Wertes und des 

SIKalzit-Wertes über den Versuchszeitraum (siehe Tab. A-2) deuten auf eine 

Verringerung der Auflösung von Phasen aus dem Spritzbeton hin (siehe auch 

Wässer im Testfeld 2). Der SIKalzit-Wert liegt nahe an dem Grenzwert für spontane 

Kalzitabscheidung (SIKalzit ≈ 1), sodass bereits ein geringer Zutritt von 

hochalkalischen Wässern (Wasser des Typs 1) in diesem Testfeld zum 

Überschreiten der kritischen Übersättigung führen kann (siehe Mischungsversuch in 

Kap. 4.2.1.2). 

Die in Abbildung 11 dargestellte zeitliche Abnahme des pH-Wertes korreliert mit 

einer Abnahme der Kaliumgehalte. Diese Korrelation ist ein weiteres Indiz für eine 

Reduzierung der Intensität der Reaktionen der Wässer mit dem Spritzbeton der 

Tunnelwand im Verlauf des Versuchszeitraumes, da die Änderung der Kaliumgehalte 

hauptsächlich über die Auflösung von Zementphasen erzeugt wird. 






K [mgl -1 ] 

9 

8 

7 

6 

5 

4 

3 

zeitliche Entwicklung 

8.7 8.8 8.9 9 9.1 9.2 9.3 9.4 

pH-Wert 

Abbildung 11: Zeitliche Entwicklung des Kaliumgehalts und pH-Wertes der 

Lösungen von Testfeld 1. 

Die Testfelder 1i und 2i (Tab. 3-A und 4-A) werden von nahezu identischem Wasser 

beschickt und entsprechen in ihrer Zusammensetzung weitgehend dem Wasser aus 

Testfeld 1. Für das Wasser des Testfeldes 1i ergibt sich dies zwanglos über den 

Zutritt des Wassers aus dem Ausfluss des Testfeldes 1. Das Wasser aus dem 

Testfeld 2i ist eine Mischung aus den Wässern des Testfeldes 1, 1i und 2 (siehe 

Abbildung 8), wobei das Wasser in Testfeld 2i aufgrund der sehr hohen 

Durchflussraten im Testfeld 1 (0,04 L s -1 ), verglichen mit dem Wasser im Testfeld 2 

(0,0025 L s -1 ), praktisch der Zusammensetzung des Wassers aus Testfeld 1 

entspricht. Folglich werden für die Wässer in den Testfeldern 1i und 2i in Analogie zu 

den Wässern im Testfeld 1 zumeist geringe Übersättigung an Kalzit ermittelt (Tab. 4- 

A). Aufgrund fortschreitender CO2 Absorption und eventueller geringer Bildung von 

CaCO3 werden in den Testfeldern 1i und 2i sogar Wässer nahe der Sättigung an 

Kalzit beobachtet. 

In Tab. 4-A sind teilweise extrem hohe Fehler der Ionenladungsbilanz (ILB) bis zu 

50% angegeben. Dieser kalkulierte Wert zeigt einen großen Überschuss an gelösten 






Kationen (in vorliegendem Fall Natrium-Ionen; siehe Tab.3-A) gegenüber den 

gelösten Anionen in der Analyse an. Das ergibt sich über die Zugabe der 

natriumgebunden Polyasparaginsäure zur Härtestabilisierung (Baypure DS 100/40% 

- Summenformel: (C4H4NO3Na)x)). Die Abbildung 12 zeigt die deutliche positive 

Korrelation der Natriumgehalte mit dem Fehler der Ionenladungsbilanz. Das 

überschüssige gelöste Natrium ist somit eine wichtige Kenngröße für die Dotierung 

der Wässer mit Polyasparaginsäure (PA) gemäß der Stoichiometrie des dotierten 

Produktes (Na:Corg. = 1:4). Der organische Kohlenstoff (Corg.) wird primär als PA 

zugegeben, welche eine negative Ionenladung besitzt und die überschüssige positive 

Ionenladung des gelösten Natriums ausgleicht. Es ist jedoch davon auszugehen, 

dass ein Teil des Corg. an die vorliegenden Festphasen gebunden ist und zudem 

Zerfallsprodukte der PA generiert werden. Die so gebildeten anionischen Komplexe 

werden jedoch weder bei der Bestimmung der Alkalinität, noch bei der 

herkömmliichen Anionenanalyse erfasst und führen daher zu Fehlern bei der 

Berechnung der Ionenbilanz. 

Anzumerken ist ferner, dass die Bestimmung der DIC Konzentration über 

potentiometrische Titrationen bei hohen Gehalten an Corg. einen größeren Fehler 

aufweist, als in Abschnitt 2.2.1 angegeben. 

Ionenbilanzfehler [%] 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

-10 

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 

Na [mgl -1 ] 

Abbildung 12: Gehalt an gelöstem Natrium in mgl-1 der Testfelder 1i und 2i 

verglichen mit dem kalkulierten Ionenbilanzfehler in %. 

. 






Bei der Bildung von schleimartigen organischen Substanzen über die Überdosierung 

der PA in den Testfeldern 1i und 2i besteht grundsätzlich die Gefahr, dass sich 

Biofilme bilden. Dies kann die Versinterungsneigung eher verstärken als reduzieren. 

Die Dosierungsanlage sollte daher so konzipiert werden, dass eine geeignete 

Dosierung im Drainagesystem auch über längere Zeiträume gewährleistet werden 

kann. Über die Beobachtung des zeitlichen Verlaufs der Natriumkonzentration kann 

auf einfache Weise ein orientierendes Monitoring der Dosierung erfolgen. Separat 

durchgeführte Laborversuche mit Verdünnungsreihen des Baypure Produktes 

zeigten, dass die Zunahme der Natriumwerte bei empfohlener Dosierung lediglich 1 

bis 2 mg L -1 betragen sollte. Eine direkte Kontrolle der der wirksamen 

Polyasparaginsäurekonzentrationen ist mit Hilfe von fluoreszenzspektrometrischen 

Messungen möglich. 

4.2.1.1 Versuch zur Anreicherung mit Spritzbeton 

In einem zusätzlichen Versuch wurde am 17. Dezember 2008 der 

Anreicherungszylinder (siehe Abbildung 5) von Testfeld 1 mit 5 kg feingemahlenem 

Spritzbeton - hergestellt gemäß aktueller eluationsarmer Zementrezeptur bezüglich 

Kalziumhydroxid - bestückt, um eine zusätzliche Wechselwirkung der Lösung mit 

den Zementphasen zu bewirken und folglich die Versinterungsneigung eventuell 

„künstlich“ zu erhöhen. Probennahmen am 17. sowie am 19. und 21. Dezember, 

2008 (Tab. 1-A und 2-A) zeigen keine signifikanten Veränderungen der 

Lösungszusammensetzung durch die Einbringung der Spritzbetonfragmente. Alle 

gemessenen Parameter liegen nach dem Kontakt zum Spritzbeton praktisch im 

gleichen Bereich, wie in den vorhergehenden Monaten ohne zusätzlichen 

Spritzbetonkontakt. 

Direkt vor und nach Zugabe des Spritzbetons in den Anreicherungszylinder wurden 

Wasserproben auch unfiltriert entnommen. Nach jeweils 5, 10 und 15 Minuten lässt 

sich im Vergleich zu den Originalwässern ein deutlicher Anstieg des Kalziumgehalts 

erkennen (Tab. 3). Die zusätzlich erhöhten Aluminium-, Kalium- und Eisenwerte 

vermitteln, dass es sich hierbei im Wesentlichen nicht um eine Kalziumerhöhung aus 






der Auflösung von Portlandit aus dem Zement, sondern eher um suspensiv 

eingetragene Partikel aus dem Spritzbeton handelt. Anmerkung: Die unfiltriert 

genommenen Proben wurden vor der Analyse im Labor auf 2% HNO3 angesäuert, 

wodurch es zur partiellen Auflösung der Partikel kommt. 

Tab. 3: Konzentration gelöster Komponenten in der unfiltrierten Lösung vor 

Versuchsbeginn und nach 5, 10 und 15 Minuten. (Koralmtunnel, Testfeld 1 

– Zementauflösungsversuch). IN: Einlass; OUT: Auslass. 

∑[Al] [Ca 2+ ] ∑[Fe] [K + ] ∑[Mn] [Na + ] [Sr 2+ ] 

TF1-IN 0.03 15.70 0.28 4.72 0.15 11.71 0.14 

TF1-OUT 0.02 15.46 0.26 4.79 0.11 11.65 0.14 

TF1-OUT-5 1.73 45.05 2.55 10.99 0.41 14.62 0.23 

TF1-OUT-10 0.99 33.19 1.24 12.33 0.19 15.26 0.20 

TF1-OUT-15 0.62 26.42 0.79 12.17 0.13 15.07 0.19 

n.n.: nicht nachweisbar 

4.2.1.2 Versuch zur Anreicherung mit Ca(OH)2 Lösung 

Am 2.2.09 wurde im Testfeld ein Versuch zur Anreicherung mit einer Ca(OH)2 

Lösung (Mischungsansatz) im Anreicherungszylinder durchgeführt. Dabei wurden in 

4 Liter Reinstwasser, 6 g analysereiner Portlandit (Ca(OH)2) und 2 g Kaliumbromid 

(KBr) aufgelöst. Ziel war die Herstellung einer hochalkalischen portlanditgesättigten 

Lösung. Die Zugabe von KBr dient der Verweilzeit- und Mischungsanalyse, da sich 

Bromid-Ionen in diesem System konservativ verhalten (inertes Verhalten) und somit 

als Tracer geeignet sind. Über die Ermittlung der Verweilzeitverteilung der Lösung im 

Anreicherungszylinder - durch die Bestimmung des Bromidgehaltes - war es möglich, 

die Mischungsverhältnisse zum Zeitpunkt der Probenahme zu erfassen. 






Für sogenannte ideale Reaktoren lässt sich die mittlere Aufenthaltsdauer unabhängig 

von der Konstruktion nach Gleichung 2 bestimmen. 

τ = VR / V 

2 

VR: Fassungsvermögen des Anreicherungszylinders 

V : Zuflussrate am Eingang des Anreicherungszylinders 

Für den sogenannten idealen Rührkessel lässt sich die Verweilzeitverteilung nach 

Gleichung 3 berechnen. 

t 

−( 

) 

τ 

F( 

t) 

= 1− 

e 

3 

Dieses Modell geht von einer sofortigen homogenen Durchmischung der 

Tracersubstanz aus, sodass der Stoff zu jedem Zeitpunkt im gesamten 

Anreicherungszylinder in gleicher Konzentration vorliegt. In der Abbildung 13 sind die 

gemessenen Bromidgehalte (blau), den nach Gleichung 3 (rot) berechneten, als 

Funktion der Versuchszeit dargestellt. Es ergibt sich eine ähnliche Entwicklung der 

gemessenen Bromidwerte und der theoretisch berechneten Werte für ideale 

Rührkessel, wobei ein schnellerer gemessener Austrag der beigemischten 

Flüssigkeit zu Versuchsbeginn angezeigt wird. Gegen Versuchende kippt dieser 

Trend ins Gegenteil, sodass bei längerer Versuchszeit mehr Lösungsrest im Fass 

vorhanden ist, als dies vom Modell erwartet wird. Zusätzlich ist der SIKalzit (grün) der 

gemessenen Proben aufgetragen. 

Beim Versuchstart wurde, durch Beimischung der 4 l Reaktionslösung zum 

Tunnelwasser, die Reaktion von 8 Vol.-% portlanditgesättigter Lösung mit 92% 

Drainagewasser simuliert. Die kritische Übersättigung (SIKalzit ≈ 1) für spontane 

Kalzitabscheidung wird nach etwa 37 min unterschritten. Zu diesem Zeitpunkt liegt 

die Bromid - Konzentration bei 4 mg/l. Das ergibt eine Konzentration von 1,2 Vol.-% 






portlanditgesättigter Lösung im ursprünglichen Tunnelwasser. Lediglich 1,2 Vol.-% 

reichen also aus, um im Testfeld 1 spontane Karbonatversinterungen hervorzurufen. 

Br - [mg/l] 

30.00 

25.00 

20.00 

15.00 

10.00 

5.00 

0.00 

0 20 40 60 

min 

80 100 120 

Abbildung 13: Gemessenener (blau) und modellierter (rot) Bromidgehalt sowie der 

SIKalzit als Funktion der Versuchszeit. im Mischungsversuch. SIKalzit 

(Tab. 10 - A) im Auslauf des Testfeldes 1. 

4.2.2 Testfeld 2 

Das zutretende Tunnelwasser in Testfeld 2 setzt sich in abnehmender Reihenfolge 

aus den Kationen Kalzium, Kalium und Natrium zusammen, wobei Kalzium je nach 

Reaktionsfortschritt auch als untergeordnete Komponente auftreten kann. Die 

Kieselsäure ist ebenfalls eine Hauptkomponente. Magnesiumionen treten nur 

unterordnet auf. Die Hauptanionen sind Hydroxid und Sulfat. Neben- und 

Spurenkomponenten sind die Anionen Nitrat, Chlorid, Fluorid und das Kation 

Strontium (siehe Tab. 5-A und 6-A). 

Aufgrund der relativ ähnlicher pH-Werte und interner CO2-Partialdrücke der 

Lösungen ergibt sich über den Versuchszeitraum eine deutliche Korrelation zwischen 

1.60 

1.40 

1.20 

1.00 

0.80 

0.60 

0.40 

0.20 

0.00 

SIKalzit 






der Menge an gelöstem Kalzium und dem Sättigungsindex an Kalzit (Abbildung 14). 

Die generelle zeitliche Entwicklung in Abbildung 14 zeigt somit eine Abnahme der 

Übersättigung an Kalzit und eine Reduzierung der Versinterungsneigung in den 

Wässern an. 

SIKalzit 

2.00 

1.80 

1.60 

1.40 

1.20 

1.00 

0.80 

0.60 

0.40 

0.20 

6.11.2008 

1.10.2008 

6.8.2008 

0.00 

0.00 5.00 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 

Ca [mgl -1 Ca [mgl ] 

-1 ] 

18.6.2008 

Abbildung 14: Kalziumgehalt aufgetragen gegen den Sättigungsindex an Kalzit 

(SIKalzit). Rot: Tunnelwasser (TW) und Wasser nach 

Anreicherungszylinder (In); Blau: Testfeldauslauf (Out). 

In der Abbildung 15 sind die molaren Konzentrationen von Kalzium, Magnesium und 

Strontium in einem Dreiecksplot gegenübergestellt. Es lassen sich die folgenden 

Trends ablesen: 

1. Das Diagramm zeigt sowohl beim Tunnelwasser und Testfeldeinlass (TW und 

In: rote Punkte) als auch beim Testfeldauslauf (Out: blaue Punkte) eine 

deutliche zeitliche Entwicklung zu abnehmenden relativen 

Kalziumkonzentrationen. Dieser Effekt, der in Abbildung 14 auch als generelle 

zeitliche Entwicklung der Abnahme der Übersättigung an Kalzit zu sehen ist, 

entsteht durch eine, bereits an Sammlung und Abschlauchung der Wässer an 






der Tunnelwand stattfindende, Kalziumkarbonatbildung vor dem Eintritt des 

Wassers in das Testfeld. Dies führte im Verlauf der Versuchszeit zu einer 

praktisch vollständigen Versinterung der Schlauchleitungen, vor Einleitung in 

das Testfeld und damit zum zeitweiligen Versiegen der Wasserzuführung in 

das Testfeld. Das System musste in unterschiedlichen Abständen gereinigt 

werden. Demzufolge bezieht sich die oben beschriebene Reduzierung der 

Versinterungsneigung im Verlauf der Gesamtversuchszeit auf die 

Zusammensetzung der abgeleiteten Tunnelwässer, nicht aber auf das an der 

Tunnelwandung angetroffene Wasser, welches durch die Wechselwirkung mit 

den Betonphasen generiert wird. Eine Reduzierung der Intensität der Zement - 

Wasser Reaktion, wie es für das Wasser im Testfeld 1 gezeigt werden konnte 

(siehe Abschnitt 4.2.1), kann somit für das Wasser im Testfeld 2 innerhalb der 

untersuchten Zeitspanne nicht beobachtet werden. Dieses Verhalten spiegelt 

auch die Entwicklung der Kaliumkonzentration in dem Wasser des Testfeldes 

2 wider. Es wird keine signifikante Korrelation der Kaliumkonzentrationen mit 

dem pH-Wert gemessen (Tab. 5-A; vgl. Abbildung 11 für das Testfeld 1). 






18.6.2008 

OUT 

IN 

TW 

OUT 

1.10.2008 

OUT 

OUT 

Zeitlicher Verlauf 

6.11.2008 

6.8.2008 

Abbildung 15: Relative Komponentendarstellung im Dreiecksplot für die Verteilung 

der Komponenten Kalzium, Magnesium und Strontium. 

Berechnungs-grundlage sind mmol l -1 in %; Rot: Tunnelwasser (TW) 

und Wasser nach Anreicherungszylinder (In); Blau: Testfeldauslauf 

(Out). Werte in Tab. 5-A und 6-A. 

2. Entlang der in Abbildung 15 dargestellten gestrichelten Pfeile kommt es zu einer 

relativen Anreicherung von Strontium gegenüber Magnesium in den Lösungen 

entlang des Durchflusses der Wässer durch das Testfeld (von TW über In bis Out). 

Die Komponenten Magnesium und Strontium können in die Kalzitstruktur eingebaut 

werden. Daher nimmt sowohl der Gehalt an Sr als auch Mg entlang der Fließstrecke 

auf Grund der Abscheidung von Kalzit ab (Tab. 5-A). Das Magnesium wird auf Grund 

seines geringeren Ionenradius gegenüber dem vergleichsweise großem Strontiumion 

bevorzugt im Kalzit fixiert. Dies bewirkt die relative Anreicherung des Strontiums 

gegenüber dem Magnesium in der Lösung. In einigen Wässer ist aufgrund der 

IN 

TW 

IN 

TW 






Übersättigung auch die Bildung von Bruzit, Mg(OH)2, grundsätzlich möglich 

(SIBruzit > 0). Bruzit konnte in den Abscheidungen jedoch nicht nachgewiesen werden 

(Abschnitt 4.1). 

Der hohe pH-Wert und die hohen Sr/Mg Verhältnisse der angetroffenen Wässer des 

Typs 2 zeigen die Auflösung von Portlandit (Ca(OH)2) an. Die Konzentration der 

Kalziumionen nimmt durch diesen Prozess grundsätzlich gegenüber dem 

Grundwasser (Typ 3, siehe Tab. 7-A) zu. Es treten jedoch auch deutliche 

Abreicherungen von Kalzium in diesen Wässern gegenüber dem Grundwasser auf 

(Tab. 5-A), die durch die fortschreitende CaCO3 Fällung hervorgerufen werden. 

Niedrigste Kalzium-Gehalte von 2 bis 4 mgl -1 der Wässer des Typs 2 in Tab. 5-A 

kennzeichnen daher ebenfalls eine starke Interaktion mit den Zementphasen aus 

dem Beton, wobei die Karbonatabscheidung bereits in hohem Umfang vor der 

Einleitung der Wässer in das Testfeld stattgefunden hat. In den Wässern des Typs 2 

wurden zudem hohe Gehalte von suspendiertem CaCO3 Partikeln beobachtet. Die 

Gehalte können am Einlauf bis zu 41 mgl -1 Kalzium und am Auslauf bis zu 2 mgl -1 

zusätzlich betragen. 


Das in Testfeld 3 zutretende Tunnelwasser entspricht in Bezug auf seine 

Zusammensetzung dem Porengrundwasser aus der Region. Dieses Tunnelwasser 

kann gemäß der gelösten Hauptkomponenten als Ca-Mg-Na-HCO3 - Wasser mit 

erhöhten Eisengehalten bezeichnet werden (Tab. 7-A). Im Gegensatz zu den 

Wässern des Typs 1 und 2 wurde gegenüber der Erdatmosphäre (Pco2 = 10 -3,5 atm) 

ein erhöhter interner CO2-Partialdruck und eine deutliche Untersättigung in Bezug auf 

das Mineral Kalzit ermittelt (siehe Tab. 8-A). Somit kommt es in diesen Wässern zu 

einer Entgasung von CO2, die jedoch zu keiner entscheidenden Verschiebung des 

SIKalzit führt. Die Wässer des Typs 3 können bereits eventuell vorhanden 

Kalziumkarbonate auflösen (kalkaggressiv). 






Auffällig für die Tunnelwässer im Testfeld 3 sind die deutlich erhöhten Eisengehalte 

bis zu 1,24 mgl -1 in den filtrierten Proben. Der Großteil des Eisens liegt allerdings 

nicht in gelöster Form sondern in Form von partikulärem oder kolloidalem 

Eisenoxidhydroxid vor. Dies zeigt der Vergleich der Analysen von filtrierten (0,45µm; 

Tab.7 - A) und unfiltrierten Probenlösungen mit Eisengehalten von 14,8 mgl -1 am 

Testfeldeinlauf und 9,1 mgl -1 am Auslauf. 

Gelöstes Eisen kann bevorzugt in zweiwertiger Form unter reduzierenden 

Bedingungen mobilisiert werden. Im Wesentlichen ist hierbei die Verwitterung von 

eisenhaltigen Mineralen oder auch die Korrosion von metallischem Eisen für den 

Transfer von Eisen in die Wässer verantwortlich. Bei Änderung der 

Redoxbedingungen z.B. durch Zutritt von Sauerstoff aus der Atmosphäre in die 

Wässer, wird das vormalig gelöste zweiwertige Eisen zum dreiwertigen Eisen 

oxidiert. Auf Grund der geringen Löslichkeit von dreiwertigen Eisenhydroxid 

Verbindungen kommt es zur Bildung des oben diskutierten, partikulären und 

kolloidalen Eisenoxidhydroxids, sowie der Eisenoxidhydroxidschlämme (siehe auch 

Abschnitt 4.1). 

Die Bildung von Eisenoxidhydroxid findet zu einem großen Anteil also bereits vor 

dem Einleiten der Wässer in das Testfeld 3 statt. Im Testfeld wird eine Sedimentation 

von Eisenoxidhydroxiden beobachtet. Diese Abscheidungen bilden allerdings keine 

harten Ablagerungen, sodass deren Ausspülung über durchströmende Wässer aus 

dem Testfeld im Vergleich zu Kalkkrusten leichter möglich ist. 

4.2.4 Stabile Isotope des Kohlenstoffs 

Die Tunnelwässer der Testfelder 1, 2 und 3 lassen sich anhand der Verteilung ihrer 

Kohlenstoffisotope im gelösten anorganischen Kohlenstoff voneinander 

unterscheiden. Die Isotopensignaturen ermöglichen ferner die Evaluierung der 

Mechanismen, die zur Bildung der Karbonatversinterungen in den Testfeldern führen. 






Die δ 13 CDIC-Werte des gelösten anorganischen Gesamtkohlenstoffs des 

„Grundwassers“ (Testfeld 3) liegen mit etwa -19‰ (VPDB) deutlich über dem 

Wertebereich von -13 ±3 ‰ (VPDB), der üblicherweise für Grundwässer aus 

Kalksteinregionen erhalten wird (siehe Tab. 4). Dies lässt sich über den geringen 

Gehalt an Kalziumkarbonat im anstehenden Gestein und damit auch über die 

geringen Konzentrationen an gelöstem Kalzium- und Karbonat in dem vorliegenden 

Grundwasser erklären. Der Einfluss der Kalziumkarbonatauflösung auf den 

δ 13 CDIC-Wert ist somit gering, so dass die Isotopenzusammensetzung hauptsächlich 

über den δ 13 C-Wert des Boden-CO2 von -20‰ bis -30‰ vorgegeben wird (siehe 

auch Clark and Fritz, 1997). 

Die Wässer der Testfelder 1, 1i und 2i weisen deutlich leichtere 

δ 13 CDIC-Werte von bis zu -25‰ auf. Die Anreicherung von 12 C gegenüber 13 C in den 

Wässern des Typs 1 und insbesondere des Typs 2 wird durch die Absorption von 

atmosphärischem CO2 in die Wässer bewirkt. Hierbei kommt es bei der Absorption 

und insbesondere bei der Hydroxylierung des CO2 zur kinetischen Fraktionierung der 

stabilen Isotope des Kohlenstoffs. Das leichtere 12 CO2 reagiert schneller mit dem OH - 

im Wasser als das 13 CO2 (siehe auch Dietzel, 2000). Dieser Effekt wirkt sich 

insbesondere bei hohen pH-Werten aus (Wasser des Typs 2), die hauptsächlich 

durch die Auflösung von Portlandit aus dem Zement erhalten werden. 

Demgegenüber findet auf Grund der niedrigen pH-Werte der Wässer des Typs 3 ein 

CO2 Transfer in die Gegenrichtung statt. CO2 wird im letzteren Fall nicht absorbiert 

sondern aus der Lösung entgast (siehe Diskussion in Abschnitt 4.2.3). 






Tab. 4: Verteilung der δ 13 CDIC-Werte (VPDB) in ‰ in den Wässern der 

Testfelder 1, 1i, 2, 2i und 3. 

δ 13 C in ‰ (VPDB) 

TF1-TW -20.23 

TF1-OUT -20.23 

TF1i-IN -20.60 

TF2i-IN -20.53 

TF2i-OUT -20.21 

TF2-TW -21.94 

TF2-OUT -24.66 

TF3-TW -19.14 

TF3-IN -19.34 

Die stetige CO2 Absorption in die Wässer im Verlauf des Durchströmens des 

Testfeldes 2 lässt sich zudem über die leichteren δ 13 CDIC-Werte in der Ouput-Lösung 

im Vergleich zu den δ 13 CDIC-Werten der Input-Lösung nachweisen (TF2-TW und 

TF2-OUT in Tab. 4). Dies zeigt den enormen Einfluss der CO2 Absorption auf die 

Versinterungsprozesse und verweist in diesem Fall auf die Bedeutung des 

Atmosphärenausschlusses bei der Planung eines Drainagesystems. 

Die Isotopensignaturen der Karbonatversinterungen werden im Wesentlichen durch 

die Isotopenzusammensetzung des oben diskutierten gelösten Gesamtkohlenstoffs 

geprägt (siehe Rinder, 2007). Leichte δ 13 C-Werte im Kalzit können somit als 

Kenngrößen für eine Abscheidung im stark alkalischen Milieu bzw. für eine intensive 

Interaktion des Grundwassers mit den Zementphasen (Portlanditauflösung) benutzt 

werden. 

4.3 Bilanzierung der Ablagerungen 


Aufgrund der Differenz der gemessenen Konzentrationen an gelöstem Kalzium beim 

Testfeldein- und -auslauf kann eine Prognose über die Menge des anfallenden 

Kalzits erstellt werden. Die Schüttung in Testfeld 2 beträgt 0,0025 ±0.0005 l s -1 . Für 

das Testfeld 2 ergibt sich auf diese Weise am 18.6.08 eine zu erwartende 






Abscheidungsmenge von 2,7 kg CaCO3 pro Jahr (Tab. 5). Der Sättigungsgrad an 

Kalzit (SIKalzit-Wert) sinkt beim Durchfluss des Wassers im Testfeld von 1,73 auf 1,55 

über die Bildung von CaCO3 und Absorption von CO2. Es ist mit einer 

fortschreitenden Versinterung entlang der Ableitung des Wassers aus dem Testfeld 

zu rechnen - grundsätzlich bis das thermodynamische Gleichgewicht (SIKalzit = 0) 

erreicht wird. Die diesbezügliche fortlaufende Versinterung nach Verlassen des 

Testfeldes würde zusätzlich 1,7 kg CaCO3 pro Jahr betragen (Kalkulation bei SIKalzit = 

0 und PCO2 = 10 -3,5 atm). Analoge Berechnungen für die weiteren Probennahmen 

sind in Tab. 5 angegeben. 

Die Mengen der Abscheidungen im Testfeld nehmen im Verlauf des 

Versuchszeitraumes ab. Die Ursache hierfür ist im Wesentlichen die Abscheidung 

von CaCO3 bereits vor dem Einleiten der Tunnelwässer in das Testfeld (siehe auch 

ausführliche Diskussion in Abschnitt 4.2.2). Eine Reduzierung der Intensität der 

Zement - Wasser Reaktion und somit des Gesamtpotentials für die 

Karbonatabscheidung des Wasser-Typs 2 kann innerhalb der untersuchten 

Zeitspanne bei diesen Wässern nicht beobachtet werden. 

Die deutlich an Kalzit übersättigten Lösungen aus Testfeld 2 führen einen Teil des 

primär gelösten Kalziums in Form von suspendiertem partikulärem Kalzit mit. Ein 

„worst-case Szenario“ für die Bilanzierung der Ablagerungen berücksichtigt auch 

diese CaCO3 Mengen. Hierfür wurden sowohl filtrierte als auch unfiltrierte 

Wasserproben entnommen. Die unfiltrierten Lösung mit suspendierten Kalzitpartikeln 

wurden im Labor auf 2% HNO3 angesäuert und der suspendierte Kalzit 

aufgeschlossen. Die Differenz der Kalziumkonzentration zwischen Einlauf und 

Auslauf beträgt 53 mgl -1 (unfiltriert). Damit beträgt die berechnete totale 

Abscheidungsmenge an CaCO3 (Sedimentation des suspendierten Materials von 

10,4 kg/Jahr und Neubildung beim Durchfluss in dem Testfeld von 2,7 kg/Jahr), 

insgesamt 13,1 kg pro Jahr. Bei Annahme einer Dichte der Abscheidung von 2,7 

g/cm 3 (Mineral: Kalzit) nehmen 13,1 kg CaCO3 ein Volumen von 4,9 dm 3 ein. 






Tab. 5: Jährlich zu erwartende Karbonatsinterbildung im Testfeld 2 bei Annahme 

einer durchschnittlichen Schüttung von 0,0025 L s -1 . Neubildung in dem 

Testfeld durch direkte CaCO3 Abscheidung. 

Datum CaCO3 [kg] /a 

18.6.2008 2,7 

6.8.2008 2,5 

1.10.2008 1,6 

6.11.2008 0,6 

17.12.2008 1,3 

2.2. 2009 2,1 


Im Testfeld 3 treten erwartungsgemäß keine CaCO3 Abscheidungen, wohl aber 

Esienoxidhydroxid Bildungen auf (siehe auch Abschnitt 4.1). Die gemessenen 

Abnahmen der Konzentrationen an gelöstem Eisen entlang der Passage des 

Wassers durch die Teststrecke führen bei den vergleichsweise hohen Fließraten von 

0,5 L s -1 zu Abscheidungsmengen von 8,5 kg Fe(OH)3 pro Jahr (unter der 

vereinfachten Annahme der Stöchiometrie des reinen „wasserfreien“ 

Eisenhydroxides (Fe(OH)3). Bei Verwendung des kolloidal mitgeführten Eisens als 

Berechnungsgrundlage, belaufen sich die Abscheidungsmengen auf 89 kg pro Jahr. 

Die vorgefundenen Abscheidungen von 2L Ferrihydrit (5Fe2O3·9H2O) setzten sich im 

Gegensatz zu den Karbonatsintern nahezu ausschließlich als schlammige und 

unverfestigte Sedimente in der Noppenfolienbahn ab. Über einen längeren Zeitraum 

muss jedoch mit einer Umwandlung dieser Eisenoxidhydroxid-Ablagerungen 

gerechnet werden. Hierbei können grundsätzlich kristalline Eisenoxidhydroxid – 

Phasen, wie Goethit (FeOOH) und Hämatit (Fe2O3), gebildet werden und sich folglich 

härtere Materialhorizonte ausbilden. Über den gesamten Versuchszeitraum waren 

die Eisenoxidhydroxid Ablagerungen leicht auswaschbar und führten - im Gegensatz 

zu den Karbonatabscheidungen im Testfeld 2 - bei der Fassung und Einleitung der 

Wässer in das Testfeld 3 zu keinerlei sichtbarer Ablagerung. 






5 Schlussfolgerung 

Die analysierten Bergwässer im Einzugsgebiet des Erkundungsstollen Mitterpichling 

und Paierdorf besitzen geringe Gehalte an gelöstem Kalzium und Gesamtkarbonat. 

Die Entstehung von natürlich bedingten Versinterungen kann daher für diesen 

Tunnelabschnitt vernachlässigt werden. Damit ist das Versinterungsrisiko im 

Wesentlichen auf die Wechselwirkung des Bergwassers mit den Zementphasen aus 

dem Beton bezogen (z.B. Auflösung von Portlandit). In der fortschreitenden 

Betriebsphase des Bauwerkes ist für die schwach alkalische Lösung des Typ 1 mit 

einer Abnahme der Reaktion des Bergwassers mit den Phasen aus dem Zement und 

damit mit einer Abnahme des Potentials der Karbonatversinterung zu rechnen (vgl. 

Abschnitt 4.2.1). Eine signifikante Änderung der Zusammensetzung des Wassertyps 

2 konnte im Verlauf des Untersuchungszeitraumes nicht evaluiert werden. Mit dem 

Auftreten derartiger hochalkalischer Wässer ist auch in der Betriebsphase weiterhin 

zu rechnen. Die Ergebnisse des „Mischungsversuchs“ (Kapitel 4.2.1.2) verdeutlichen 

die Anfälligkeit des Drainagesystems auf Zumischungen geringer Mengen des 

Wassertyps 2 und die entsprechende Zunahme des Versinterungspotentials. 

Daher wird nachdrücklich empfohlen, Versinterungsspitzen, insbesondere in den 

ersten Jahren des Betriebes, in Bereichen, die durch das Auftreten auch von 

geringen Mengen an hochalkalischen Wässern einem erhöhten Versinterungsrisiko 

ausgesetzt sind, durch härtestabilisierende Maßnahmen entgegenzuwirken. Es wird 

ein Monitoring der Entwicklung der chemischen Zusammensetzung der Wässer 

empfohlen, um die Härtestabilisierung zielgerichtet einsetzen zu können. 

Die geplante Ausführung des Drainagesystems erscheint aufgrund der gemessenen 

Konzentrationen in den Lösungen, hydrogeochemischen Modellierungen und 

Bilanzierungen für den untersuchten Tunnelbereich grundsätzlich geeignet zu sein. 

Die Dimensionierung und Redundanz der Ableitungssysteme sollten jedoch in 

weiterer Folge den hydrochemischen Gegebenheiten und technischen 

Erfordernissen individuell angepasst werden. Dies erfordert in einer nun folgenden 

Phase eine intensive Zusammenarbeit und Abstimmungen mit der Tunnelplanung. 






Bauliche Modifizierungen, die ein Monitoring der Wasserzusammensetzung während 

der Betriebsphase sowie die Möglichkeit zur nachträglichen Behandlung (z.B. 

Inhibitorzugabe, Spülung, chemische Behandlung) der Wässer ermöglichen, sind 

anzudenken; dies könnte eventuell durch die Installation von „Zugangsrohren“ zu den 

primären Entwässerungsrohren an der Tunnelwandung erreicht werden. Derartige 

technische Einbauten sind ebenfalls Teil der nun notwendigen Abstimmungen und 

Diskussionen mit der Tunnelplanung. Die Auswahl der Lage und notwendigen Anzahl 

derartiger Modifizierungen ist an eine detaillierte Aufnahme der in-situ Situation im 

Tunnel (Wasserandrang und -zusammensetzung) gebunden. Dies kann über eine 

kontinuierliche Aufnahme des Wasserandrangs und der Wasserzusammensetzung 

bereits in der Bauphase erfolgen. 

Die Untersuchungen zeigen ferner, dass die Installation eines geeigneten 

Dosierungssystems zur Härtestabilisierung bei hohen pH-Werten und geringen 

Durchflüssen eine sehr große Herausforderung darstellt. Anreicherung des Inhibitors 

über das Rückführsystem lässt insbesondere bei geringen Fließraten das derzeit 

verwendete Dosiersystem eher ungeeignet erscheinen. Alternativ könnte eine 

gezielte Behandlung der kritischen Wässer z.B. mit „Deposteinen“ erfolgen. Der 

zielgerichtete Einsatz von eines Inhibitors bezüglich der Kalziumkarbonat- 

Abscheidung sowie eine Kontrolle des Bedarfs und des eventuellen 

Versinterungsfortschritts könnten über die oben diskutierten Monitoring-Massnahmen 

ermöglicht werden. Die auf diese Weise erhobenen Daten stünden zudem für die 

Planung zielgerichteter und somit zeitsparender Instandhaltungsarbeiten zur 

Verfügung. 

Für das in der Betriebsphase empfohlene Monitoring in Hinblick auf die 

hydrochemische Zusammensetzung der anfallenden Wässer wird angeregt, dass 

zumindest 2 Testfelder für weitere Versuche im EKT Mitterpichling/Paierdorf 

verbleiben. An diesen Testfeldern kann einerseits der Einsatz von 

Datenloggermessungen der Parameter pH-Wert und elektrische Leitfähigkeit für 

hochauflösende Zeitreihen untersucht werden. Andererseits kann wertvolles Wissen 

darüber erlangt werden, wie bei derartig hohen Mineralisierungen und 

pH-Werten die Alterungsprozesse von handelsüblichen Sonden stattfinden. Anhand 






derartiger Untersuchungen können wesentlich bessere und genauere Aussagen für 

ein Monitoringkonzept in der Betriebsphase erstellt werden. Darüber hinaus kann der 

gezielte Einsatz von „Depotsteinen“ ebenfalls untersucht werden (z.B. Lebensdauer 

und Effizienz der Depotsteine unter unterschiedlichen Bedingungen). 

6 Literatur 

Clark, I., Fritz, P. (1997) 

Environmental isotopes in hydrogeology, CRC Press, 328. 

Dietzel, M. (2000) 

Messungen der stabilen Isotope des Kohlenstoffs an Kalk-Versinterungen von 

Beton. Cement-Lime-Gypsum-International 53 (9), 544-548. 

Deitzel, M., T. Rinder, A. Niedermayer, S. Köhler, A. Leis (2008) 

Versinterungen in Drainagesystemen von Tunnelbauten – Mechanismen, 

Monitoring und Prognosen. Beiträge zum Symposium „Drainagesysteme im 

Tunnelbau - Design, Versinterung und Instandhaltung“, Gruppe Geotechnik 

Graz 34, 89-100. 

Fabri, D., A. Ferrari, K, Keiper. (2008) 

Härtestabilisation – Erfahrungen aus dem Baulos Bodio des Gotthard- 

Basistunnels. Beiträge zum Symposium „Drainagesysteme im Tunnelbau - 

Design, Versinterung und Instandhaltung“, Gruppe Geotechnik Graz 34, 143- 

162. 

Gamisch, T.; and Girmscheid G. (2007) 

Versinterungsprobleme in Bauwerksentwässerungen. Bauwerk Verlag, Berlin 

665. 






Mittermayr, F., D. Klammer, M. Dietzel, C. Bauer, M. Böttcher, M. Koch, S. Köhler, A. 

Mayer, A. Leis (2008) 

Thaumasitbildung in Tunnelbauten – Hydrogeochemie und stabile Isotope. 

Beiträge zum Symposium „Drainagesysteme im Tunnelbau - Design, 

Versinterung und Instandhaltung“, Gruppe Geotechnik Graz 34, 115-.132 

Mussger, K., H. Ludwig, (2008) 

Neue Wege bei der Planung von Drainagesystemen am Beispiel des 

Koralmtunnels. Beiträge zum Symposium „Drainagesysteme im Tunnelbau - 

Design, Versinterung und Instandhaltung“, Gruppe Geotechnik Graz 34, 57- 

69. 

Rinder, T. (2007) 

Versinterung von Tunneldrainagen – Ursachen und Risikoabschätzung, 

Diplomarbeit TU Graz, 97. 

Sellner, P., T. Rinder, C. Draschitz, W. Bacher, (2008) 

Versuch zur Versinterung und Härtestabilisierung im Koralmtunnel, 

Auswirkungen auf modifizierte Drainagesysteme. Beiträge zum Symposium 

„Drainagesysteme im Tunnelbau - Design, Versinterung und Instandhaltung“, 

Gruppe Geotechnik Graz 34, 71-88. 

(Univ.-Prof. Dipl.-Min. Dr. Martin Dietzel) 


7 Anhang 

Tab. 1-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfeld 1). Kationen und 

Kieselsäure. T: Temperatur in °C; SpC: Leitfähigkeit in μScm -1 ; Angaben in mgL -1 . TW: Testfeldeinlass; IN: nach 

Anreicherungszylinder; OUT: Testfeldausgang. 

Bezeichnung Datum pH T SpC [K + ] [Na + ] [Mg 2+ ] [Ca 2+ ] [Sr 2+ ] [Si] Σ[Fe] Σ[Mn] 

TF1 - TW 18.6.2008 9.28 15* 187 5.94 11.4 2.9 16.1 0.132 17.6 0.07 0.10 

TF1 - IN 18.6.2008 9.27 15* 248 8.27 12.3 2.8 15.6 0.134 17.6 0.04 0.08 

TF1 - OUT 18.6.2008 9.14 15* 345 5.69 11.5 2.9 15.9 0.128 17.6 0.10 0.09 

TF1 - IN 6.8.2008 9.13 16.7 170 5.81 11.8 3.1 17.2 0.143 17.9 0.09 0.08 

TF1 - OUT 6.8.2008 9.11 17.9 171 5.80 11.6 3.1 16.9 0.141 17.9 0.09 0.08 

TF1 - IN 21.9.2008 9.10 16.5 168 5.39 11.7 3.0 15.7 0.130 18.0 0.05 0.05 

TF1 - OUT 21.9.2008 9.00 17.1 168 5.51 12.0 3.0 15.9 0.146 18.3 0.06 0.01 

TF1 - OUT 1.10.2008 9.10 15.1 164 5.00 11.3 3.0 15.4 0.140 17.8 0.08 0.05 

TF1 - IN 6.11.2008 8.91 15.0 164 5.01 11.7 3.5 17.5 0.131 18.3 0.01 0.11 

TF1 - OUT 6.11.2008 8.85 15.2 164 5.04 11.3 3.4 16.0 0.137 17.4 0.01 0.09 

TF1 - OUT 17.12.2008 8.95 11.9 163 4.53 10.9 3.3 15.4 0.125 17.6 0.16 0.10 

TF1 - IN 19.12.2008 8.92 12.1 160 4.50 11.1 3.3 15.2 0.128 17.6 0.16 0.13 

TF1 - OUT 19.12.2008 8.87 11.9 160 4.79 11.0 3.2 15.1 0.130 17.3 0.16 0.10 

TF1 - IN 21.12.2008 8.87 11.7 161 4.53 11.1 3.3 15.1 0.126 17.5 0.20 0.13 

TF1 - OUT 21.12.2008 8.92 11.7 164 4.70 11.2 3.3 15.1 0.129 17.5 0.16 0.10 

TF1 - IN 2.2.2009 8.82 10.9 165 4.32 11.3 3.6 15.9 0.133 18.0 0.08 0.15 

TF1 - OUT 2.2.2009 8.80 10.6 169 4.57 11.7 3.6 16.2 0.136 18.4 0.18 0.11 

*: nicht gemessen

Tab. 2-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfeld 1). Anionen. Angaben in 

mgL -1 . DIC: Gelöster anorganischer Gesamtkohlenstoff, angegeben als HCO3 - ; ILB: Ionenladungsbilanz in %; SIKalzit: 

kalkulierter Sättigungsindex von Kalzit; PCO2: interner CO2-Partialdruck (atm). 

Bezeichnung Datum pH T SpC [F - ] [Cl - ] [NO3 - ] [SO4 2- ] DIC ILB SIKalzit PCO2 

TF1 - TW 18.6.2008 9.28 15* 187 n.n. 0.9 1.5 5.4 93.3 -5.3 0.9 -4.4 

TF1 - IN 18.6.2008 9.27 15* 248 n.n. 0.9 1.1 4.9 97.8 -5.2 0.9 -4.4 

TF1 - OUT 18.6.2008 9.14 15* 345 n.n. 0.9 1.3 4.8 94.2 -4.6 0.7 -4.3 

TF1 - IN 6.8.2008 9.13 16.7 170 0.09 0.7 1.1 3.7 94.6 -1.1 0.8 -4.2 

TF1 - OUT 6.8.2008 9.11 17.9 171 0.09 0.7 1.3 3.7 95.7 -2.5 0.8 -4.2 

TF1 - IN 21.9.2008 9.10 16.5 168 0.09 0.7 1.8 4.0 94.6 -4.5 0.7 -4.2 

TF1 - OUT 21.9.2008 9.00 17.1 168 0.10 0.9 1.6 4.0 96.3 -3.7 0.7 -4.1 

TF1 - OUT 1.10.2008 9.10 15.1 164 0.09 0.7 1.2 3.6 98.0 -6.4 0.7 -4.2 

TF1 - IN 6.11.2008 8.91 15.0 164 0.09 0.7 1.6 3.6 97.4 -0.1 0.6 -4.0 

TF1 - OUT 6.11.2008 8.85 15.2 164 0.09 0.7 2.6 3.6 94.9 -2.1 0.5 -4.0 

TF1 - OUT 17.12.2008 8.95 11.9 163 0.08 0.7 1.0 3.3 96.2 -4.0 0.5 -4.1 

TF1 - IN 19.12.2008 8.92 12.1 160 0.08 0.8 0.7 3.3 92.6 -2.1 0.5 -4.1 

TF1 - OUT 19.12.2008 8.87 11.9 160 0.08 0.8 0.7 3.3 97.0 -4.3 0.5 -4.0 

TF1 - IN 21.12.2008 8.87 11.7 161 0.08 0.7 0.8 3.3 92.2 -1.7 0.4 -4.0 

TF1 - OUT 21.12.2008 8.92 11.7 164 0.08 0.7 0.9 3.3 87.1 1.0 0.4 -4.1 

TF1 - IN 2.2.2009 8.82 10.9 165 0.08 0.6 0.1 3.2 87.3 3.9 0.4 -4.0 

TF1 - OUT 2.2.2009 8.80 10.6 169 0.08 0.7 0.3 3.2 87.5 4.8 0.4 -4.0 


*: nicht gemessen

Tab. 3-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfelder 1i und 2i). Kationen und 

Kieselsäure. T: Temperatur in °C; SpC: Leitfähigkeit in μScm -1 ; Angaben in mgL -1 . IN: Testfeldeinlass; OUT: 

Testfeldausgang. 


TF1i - IN 6.8.2008 8.67 19.7 290 5.9 26.0 3.1 17.1 0.141 17.3 0.14 0.04 

TF2i - IN 6.8.2008 8.75 19.8 293 10.7 51.5 2.8 16.4 0.143 17.4 0.16 0.03 

TF2i - OUT 6.8.2008 8.83 19.8 211 11.9 50.8 2.9 17.0 0.144 17.4 0.22 0.04 

TF1i - IN 21.09.2008 8.79 19.1 170 5.5 11.7 3.0 15.4 0.130 17.6 0.06 n.n. 

TF2i - IN 21.09.2008 8.28 20.3 174 6.6 12.0 2.8 15.1 0.130 17.4 0.02 n.n. 

TF2i - IN 21.09.2008 8.43 18.1 181 8.6 12.7 2.7 14.9 0.140 17.7 0.02 n.n. 

TF1i - OUT 1.10.2008 8.06 16.8 425 5.1 23.5 3.0 15.7 0.131 17.0 0.08 0.07 

TF2i - IN 1.10.2008 8.16 17.4 420 6.9 87.1 2.7 14.8 0.140 16.9 0.24 0.07 

TF2i - OUT 1.10.2008 8.34 15.9 216 7.2 89.6 2.7 16.7 0.152 16.8 0.17 0.03 

TF1i - OUT 6.11.2008 8.46 17.3 164 5.0 11.7 3.5 17.4 0.130 18.2 0.01 0.04 

TF2i - IN 6.11.2008 8.08 17.5 166 5.1 11.3 3.3 16.2 0.130 17.3 0.01 0.03 

TF2i - OUT 17.12.2008 9.36 11.9 200 6.6 28.4 3.0 16.7 0.151 16.4 0.07 0.02 

TF1i - OUT 17.12.2008 8.83 12.2 162 4.5 10.9 3.3 15.6 0.125 17.7 0.2 0.02 

TF1i - OUT 21.12.2008 8.78 11.8 160 4.6 11.0 3.2 15.1 0.128 17.4 0.22 0.02 

TF1i - IN 21.12.2008 8.78 11.9 161 4.6 10.8 3.2 15.2 0.126 17.5 0.21 0.02 

TF1i - IN 2.2.2009 8.81 10.8 178 4.4 11.5 3.6 15.8 0.134 18.1 0.19 0.03 

n.n.: nicht nachweisbar

Tab. 4-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfelder 1i und 2i). Anionen. 

Angaben in mgL -1 . DIC: Gelöster anorganischer Gesamtkohlenstoff, angegeben als HCO3 - ; ILB: Ionenladungsbilanz in %; 

SIKalzit: kalkulierter Sättigungsindex von Kalzit; PCO2: interner CO2-Partialdruck (atm). 


TF1i - IN 6.8.2008 8.67 19.7 290 0.09 0.7 1.4 3.6 94.7 16.3 0.4 -3.7 

TF2i - IN 6.8.2008 8.75 19.8 293 0.14 0.7 1.5 3.6 95.3 34.5 0.5 -3.8 

TF2i - OUT 6.8.2008 8.83 19.8 211 0.10 0.8 1.6 3.8 94.2 34.9 0.5 -3.9 

TF1i - IN 21.09.2008 8.79 19.1 170 0.09 0.7 1.5 3.9 98.5 -4.6 0.5 -3.8 

TF2i - IN 21.09.2008 8.28 20.3 174 0.09 0.7 1.6 3.9 101.3 -3.4 0.0 -3.3 

TF2i - IN 21.09.2008 8.43 18.1 181 0.11 0.7 2.6 4.1 105.4 -4.4 0.1 -3.5 

TF1i - OUT 1.10.2008 8.06 16.8 425 0.08 0.7 1.7 3.5 100.7 11.3 -0.2 -3.1 

TF2i - IN 1.10.2008 8.16 17.4 420 0.09 0.7 2.0 3.6 99.8 47.9 -0.2 -3.2 

TF2i - OUT 1.10.2008 8.34 15.9 216 0.08 0.7 1.4 3.4 98.9 49.6 0.0 -3.4 

TF1i - OUT 6.11.2008 8.46 17.3 164 0.09 0.8 2.3 3.6 98.3 0.7 0.2 -3.5 

TF2i - IN 6.11.2008 8.08 17.5 166 0.09 0.0 2.4 3.6 101.1 -1.7 -0.2 -3.1 

TF2i - OUT 17.12.2008 9.36 11.9 200 0.08 0.7 1.6 3.0 95.5 18.5 0.9 -4.6 

TF1i - OUT 17.12.2008 8.83 12.2 162 0.08 0.6 0.9 3.3 87.4 -2.6 0.4 -4.0 

TF1i - OUT 21.12.2008 8.78 11.8 160 0.08 0.7 1.1 3.3 96.1 -3.5 0.4 -3.9 

TF1i - IN 21.12.2008 8.78 11.9 161 0.08 0.7 1.1 3.3 96.1 -3.6 0.4 -3.9 

TF1i - IN 2.2.2009 8.81 10.8 178 0.07 0.7 0.6 3.2 86.1 4.1 0.3 -4.0


Kieselsäure. T: Temperatur in °C; SpC: Leitfähigkeit in μScm -1 ; Angaben in mgL -1 . TW: Testfeldeinlass; IN: nach 

Anreicherungszylinder; OUT: Testfeldausgang. 


TF2 - TW 18.6.2008 11.17 18.1 538 17.7 16.1 0.8 38.3 0.333 12.1 n.n. n.n. 

TF2 - IN 18.6.2008 11.16 18.1 439 17.3 15.9 0.6 34.3 0.312 11.7 n.n. n.n. 

TF2 - OUT 18.6.2008 11.13 18.3 431 17.7 15.9 0.3 24.6 0.291 11.3 n.n. n.n. 

TF2 - TW 6.8.2008 10.94 18.3 336 18.7 16.7 1.3 22.5 0.249 12.3 n.n. n.n. 

TF2 - IN 6.8.2008 10.96 18.6 334 19.2 17.1 0.8 18.7 0.225 12.3 0.02 0.002 

TF2 - OUT 6.8.2008 10.91 18.5 285 19.7 17.2 0.4 9.7 0.195 12.0 0.02 0.001 

TF2 - IN 21.9.2008 10.91 18.2 348 27.0 17.9 0.4 3.4 0.153 14.5 n.n. n.n. 

TF2 - OUT 21.9.2008 10.66 18.4 276 28.7 18.8 0.2 4.2 0.117 13.5 n.n. n.n. 

TF2 - OUT 21.9.2008 10.84 17.9 280 28.5 18.8 0.2 4.3 0.127 13.6 n.n. n.n. 

TF2 - IN 1.10.2008 10.77 15.8 239 17.2 16.3 0.5 12.6 0.214 12.0 n.n. n.n. 

TF2 - OUT 1.10.2008 10.82 15.6 217 17.2 15.5 0.2 4.3 0.138 11.8 n.n. n.n. 

TF2 - IN 6.11.2008 11.19 13.7 215 17.5 15.6 1.9 4.9 0.166 11.1 n.n. n.n. 

TF2 - OUT 6.11.2008 11.22 13.4 236 24.1 17.7 0.2 2.1 0.141 10.4 n.n. n.n. 

TF2 - IN 17.12.2008 11.16 11.2 309 12.9 15.9 1.9 28.3 0.230 12.9 0.01 0.004 

TF2 - OUT 17.12.2008 11.12 10.9 280 12.5 15.6 1.7 21.7 0.206 12.7 0.02 0.004 

TF2 - IN 2.2.2009 11.95 9.3 706 19.6 17.4 0.3 52.6 0.396 10.2 0.01 n.n. 

TF2 - OUT 2.2.2009 11.90 9.3 610 20.9 18.1 0.1 41.9 0.457 9.9 n.n. 0.001 


Tab. 6-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfeld 2) Anionen. Angaben in 


kalkulierter Sättigungsindex von Kalzit; SIBruzit: kalkulierter Sättigungsindex von Bruzit; PCO2: interner CO2-Partialdruck (atm). 

Bezeichnung Datum pH T SpC [F - ] [Cl - ] [NO3 - ] [SO4 2- ] DIC ILB SIKalzit SIBruzit PCO2 

TF2 - TW 18.6.2008 11.17 18.1 538 n.n. 1.1 0.5 3.4 47.9 7.7 1.7 0.3 -7.6 

TF2 - IN 18.6.2008 11.16 18.1 439 n.n. 1.1 0.5 3.6 41.3 8.2 1.7 0.2 -7.6 

TF2 - OUT 18.6.2008 11.13 18.3 431 n.n. 1.0 1.0 3.7 43.4 -2.4 1.6 -0.1 -7.5 

TF2 - TW 6.8.2008 10.94 18.3 336 0.23 1.3 1.0 3.9 53.3 -2.4 1.6 0.1 -7.1 

TF2 - IN 6.8.2008 10.96 18.6 334 0.17 0.9 1.1 2.9 47.2 -2.5 1.5 0.0 -7.1 

TF2 - OUT 6.8.2008 10.91 18.5 285 0.15 0.9 1.2 2.9 38.1 -5.1 1.2 -0.4 -7.1 

TF2 - IN 21.9.2008 10.91 18.2 348 0.15 1.2 1.1 3.1 41.4 -11.1 0.7 -0.4 -7.0 

TF2 - OUT 21.9.2008 10.66 18.4 276 0.14 1.0 1.6 3.3 50.1 -6.1 0.9 -1.3 -6.5 

TF2 - OUT 21.9.2008 10.84 17.9 280 0.20 1.1 1.6 3.3 44.9 -7.8 0.9 -0.9 -6.9 

TF2 - IN 1.10.2008 10.77 15.8 239 0.09 0.9 0.6 2.7 44.4 -0.7 1.3 -0.7 -6.8 

TF2 - OUT 1.10.2008 10.82 15.6 217 0.10 0.9 0.5 2.7 38.7 -12.2 0.8 -1.0 -6.9 

TF2 - IN 6.11.2008 11.19 13.7 215 0.10 0.0 0.2 1.9 21.0 -3.3 0.7 0.7 -7.9 

TF2 - OUT 6.11.2008 11.22 13.4 236 0.10 1.0 2.0 3.0 22.6 -8.9 0.4 -0.3 -7.9 

TF2 - IN 17.12.2008 11.16 11.2 309 0.09 0.9 0.0 2.4 61.5 -2.7 1.7 0.3 -7.4 

TF2 - OUT 17.12.2008 11.12 10.9 280 0.09 0.8 0.0 2.4 54.1 -4.3 1.6 0.1 -7.4 

TF2 - IN 2.2.2009 11.95 9.3 706 0.09 0.9 0.0 1.9 9.80 7.4 1.2 0.9 -9.9 

TF2 - OUT 2.2.2009 11.90 9.3 610 0.09 0.9 0.1 2.1 16.1 2.5 1.3 0.4 -9.5 



Kieselsäure. T: Temperatur in °C; SpC: Leitfähigkeit in μScm -1 ; Angaben in mgL -1 . IN: Testfeldeinlass; 

OUT:Testfeldausgang. 


TF3 - IN 18.6.2008 7.25 14.1 190 1.8 10.4 5.1 17.8 0.163 21.4 1.24 0.17 

TF3 - OUT 18.6.2008 7.26 14.2 189 1.8 9.9 4.6 16.3 0.142 21.6 0.56 0.19 

TF3 - IN 6.8.2008 7.00 14.2 182 1.9 9.9 4.9 17.5 0.154 20.7 0.97 0.16 

TF3 - OUT 6.8.2008 7.12 14.4 173 1.9 10.2 4.9 17.6 0.148 22.0 0.69 0.17 

TF3 - IN 21.9.2008 7.05 13.3 175 1.6 10.0 4.7 16.3 0.142 21.5 0.16 n.n. 

TF3 - OUT 1.10.2008 7.21 13.0 175 1.6 10.3 4.8 17.1 0.157 21.9 0.64 0.16 

TF3 - IN 6.11.2008 7.20 13.4 169 1.5 9.8 4.9 16.6 0.14 20.8 0.07 0.23 

TF3 - OUT 17.12.2008 7.32 11.5 170 1.7 10.5 4.9 16.2 0.139 22.0 1.22 0.22 

TF3 - IN 2.2.2009 7.44 11.3 183 1.7 10.3 5.0 17.4 0.146 21.9 1.24 0.23 


Tab. 8-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Koralmtunnel, Testfeld 3) Anionen. Angaben in 

mg L -1 . DIC: Gelöster anorganischer Gesamtkohlenstoff, angegeben als HCO3-; ILB: Ionenladungsbilanz in %; SIKalzit: 



TF3 - IN 18.6.2008 7.25 14.1 190 n.n. 0.9 n.n. 8.0 118.8 -2.4 -1.0 -2.3 

TF3 - OUT 18.6.2008 7.26 14.2 189 n.n. 0.9 0.2 7.1 110.9 -3.6 -1.1 -2.3 

TF3 - IN 6.8.2008 7.00 14.2 182 0.07 0.6 n.n. 9.3 117.1 -0.7 -1.3 -2.1 

TF3 - OUT 6.8.2008 7.12 14.4 173 0.07 0.6 0.1 7.7 115.6 -0.7 -1.2 -2.2 

TF3 - IN 21.9.2008 7.05 13.3 175 0.07 0.6 0.1 8.2 120.8 -5.6 -1.3 -2.1 

TF3 - OUT 1.10.2008 7.21 13.0 175 0.08 0.6 0.4 8.9 118.6 -4.8 -1.1 -2.3 

TF3 - IN 6.11.2008 7.20 13.4 169 0.09 0.6 0.1 7.5 109.4 -1.9 -1.1 -2.3 

TF3 - OUT 17.12.2008 7.32 11.5 170 0.07 0.6 n.n. 7.0 116.8 -4.5 -1.0 -2.4 

TF3 - IN 2.2.2009 7.44 11.3 183 0.07 0.6 0.1 8.7 95.1 4.4 -0.9 -2.6 


Tab. 9-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Mischungsversuch, Testfeld 1) Kationen und 

Kieselsäure. T: Temperatur in °C; SpC: Leitfähigkeit in μScm -1 ; Angaben in mgL -1 ; OUT: Testfeldausgang. 

Bezeichnung 

Laufzeit 

[min] pH temp Lf [K + ] [Na + ] [Mg 2+ ] [Ca 2+ ] [Sr 2+ ] [Si] Σ[Fe] Σ[Mn] 

TF1 - out 8.80 10.6 169 4.6 11.7 3.6 16.2 0.136 18.4 0.18 0.11 

TF1 - out -1 0 11.28 10.8 293 14.1 10.3 2.9 48.8 0.124 16.6 0.02 0.01 

TF1 - out -2 11 10.45 10.8 221 10.2 10.7 3.1 26.9 0.113 17.2 n.n. 0.01 

TF1 - out -3 23 9.85 10.8 190 7.6 10.9 3.3 19.2 0.115 17.6 0.01 0.04 

TF1 - out -4 47 9.40 10.8 174 5.7 11.2 3.4 17.0 0.126 17.9 0.04 0.08 

TF1 - out -5 116 8.86 10.8 171 4.6 11.7 3.6 16.0 0.135 18.0 0.07 0.1 


Tab. 10-A: In-Situ Parameter und Konzentration gelöster Komponenten (Wässer, Mischungsversuch, Testfeld 1) Anionen. Angaben in 



Bezeichnung 

Laufzeit 

[min] pH temp Lf [Br - ] [Cl - ] [NO3 - ] [SO4 2- ] DIC ILB SIKalzit PCO2 

TF1 - out 8.80 10.6 169 n.n. 0.7 0.3 3.2 87.5 4.8 0.4 -4.0 

TF1 - out -1 0 11.28 10.8 293 25.2 0.6 1.0 3.1 19.7 30.4 1.5 -8.3 

TF1 - out -2 11 10.45 10.8 221 13.6 0.6 0.9 3.1 45.3 16.7 1.5 -6.3 

TF1 - out -3 23 9.85 10.8 190 7.2 0.6 0.5 3.1 72.6 2.9 1.2 -5.2 

TF1 - out -4 47 9.40 10.8 174 2.6 0.6 0.1 3.1 82.1 3.2 0.9 -4.7 

TF1 - out -5 116 8.86 10.8 171 0.3 0.7 0.0 3.1 94.5 0.7 0.4 -4.0 


T% 

100 

90 

80 

70 

60 

50 

40 

30 

2000 

1800 

1600 

Kalzit 

1400 

Abb. 1-A: Charakteristische FTIR-Analyse von Probe TF2 – IN vom 17.12.2008 (siehe Tab. 2). Durchlässigkeit (T in %) als Funktion 

der Wellenzahl (cm -1 ); Charakteristische „Absorptionbanden“ für Kalzit: 1435, 877, 847 und 712.cm -1 . 

cm -1 

1200 

1000 

Kalzit 

Kalzit 

800 

Kalzit 

600

Abb. 2-A: XRD-Spektrum der Ablagerungen von TF 3 - OUT. Die Kurve zeigt die typischen Reflexe des 2L Ferrihydrits.

K 

Q 

Abb. 3-A: XRD-Spektrum der Ablagerungen von TF2 – IN vom 17.12.2008 (vgl. Tab. 2).. K: Kalzit; Q: Quarz. 

K 

K 

K K K 

K K 

K K K

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