Die vier Griechischen Elemente: - TOBIAS-lib - Universität Tübingen

3 PAK in Böden des ländlichen Raumes
zwischen Boden und Atmosphäre kommen
(„hopping“). Diese Austauschprozesse führen
auf globaler Skala zu einer polwärtigen Bewegung
der Kontaminanten in Richtung kälterer
Regionen („global distillation“) (Abrahams,
2002). Die Aufnahmerate von PAK durch
Pflanzen mit der Bodenlösung über die
Wurzeln ist sehr gering, quantitativ bedeutsamer
ist hier die Ausgasung der semivolatilen
PAK mit anschließender Sorption an die lipophile
Kutikula der Blattoberflächen (Starke et
al., 1991).
Die PAK werden in Böden zu den schwer abbaubaren
Substanzen gerechnet. Die Degradation
durch Photolyse ist in Böden und Sedimenten
aufgrund der geringen Eindringtiefe
des Lichtes praktisch zu vernachlässigen (Sims
& Overcash, 1983; Matsuzawa et al., 2001).
Beim mikrobiellen Abbau ist wegen der geringen
Wasserlöslichkeiten der PAK ihre Bioverfügbarkeit
insbesondere für die Verbindungen
mit mehr als 4 Ringen sehr gering (Sims &
Overcash, 1983; Potter et al., 1999). Daher
wird der mikrobielle Abbau sowohl unter
aeroben als auch unter anaeroben Bedingungen
in erster Linie für die PAK bis Pyren beschrieben
(Cerniglia, 1992; Potter et al., 1999; Yuan
et al., 2000; Chang et al., 2002; Hwang &
Cutright, 2002). Die Beobachtungen wurden
jedoch vor allem in hochkontaminierten
Bodenproben durchgeführt, entweder nach
Dotierung mit PAK oder an Proben aus dem
Bereich von Altlasten. Unklar ist, ob die aus
diesen Untersuchungen resultierenden Halbwertzeiten
auf die Situation im ländlichen
Raum mit vergleichsweise niedrigen PAK-
Konzentrationen im Boden übertragbar sind
(Nam et al., 2003a). Unter diesen Bedingungen
werden die PAK in erster Linie durch ligninolytische
Weißfäulepilze abgebaut. Diese sind
in der Lage, einen durch Ligninasen katalysierten,
extrazellulären Abbau durch radikalische
Oxidation auszuführen (Cerniglia, 1992;
Kästner et al., 1993; Haider, 1996).
Zur vertikalen Verlagerung im Bodenprofil
kann es sowohl durch Bioturbation als auch
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durch Lösungstransport kommen
(Guggenberger et al., 1996). Dem gelösten
Transport und dem mikrobiellen Abbau wirkt
jedoch die Sorption der PAK an die Bodenmatrix
entgegen (Grathwohl, 1998; Reid et al.,
2000; Northcott & Jones, 2001a, 2001b;
Conrad et al., 2002). So konnten in Toxizitätstests
zur Wirkung der 16 EPA-PAK in Böden
auf Springschwänze nur Effekte für die PAK
mit Molekülgewichten < 202 g mol -1 nachgewiesen
werden, alle anderen PAK waren durch
ihre starke Sorption nicht bioverfügbar
(Sverdrup et al., 2002). Somit bildet die Sorption
die entscheidende Steuergröße für das
Umweltverhalten persistenter organischer
Schadstoffe, daher wird ihrer Beschreibung
zusammen mit den Desorptionsprozessen im
Folgenden ein breiterer Raum eingeräumt
(Kap. 3.1.1.1 und 3.1.1.3).
3.1.1.1 Sorption von PAK in Böden
Förstner & Grathwohl (2003) folgend wird zur
Beschreibung der Sorptionsphänomene die folgende
Terminologie verwendet: Sorbent für
die sorbierende Bodenmatrix, Sorptiv für ungebundene
(Schad-)Stoffe in wässriger oder
gasförmiger Phase und Sorbat für an die
Bodenmatrix gebundene (Schad-)Stoffe.
Unter Gleichgewichtsbedingungen kann die
Sorption durch die Verteilung zwischen Feststoffkonzentration
Cs [M M -1 ] und Konzentration
in der wässrigen Phase Cw [M L -3 ]
ausgedrückt werden (Grathwohl, 1998):
C
K = (3.1)
s
d
C w
Kd entspricht dann dem Verteilungskoeffizienten
zwischen den beiden Phasen [L 3 M -1 ].
Hydrophobe Schadstoffe (wie die PAK)
werden fast ausschließlich von der organischen
Bodensubstanz sorbiert (Means et al., 1980;
Rockne et al., 2002; Ran et al., 2003). Auch
innerhalb von Ton-Humus-Komplexen bleibt
die organische Substanz der Bindungsort für
die PAK (Hance & Führ, 1992; Jones & Tiller,
1999). Daher wird das Verteilungsgleichge-